retour d’experience sur l’applicabilite de la methode triade · 2020-01-29 · la norme iso...

Retour d’expérience sur l’applicabilité de la méthode TRIADE | PAGE 1

And

RETOUR D’EXPERIENCE SUR

L’APPLICABILITE DE LA

METHODE TRIADE

Bilan d'une étude de cas sur un ancien

site minier

En partenariat avec :

Rapport final

birmelemo

Zone de texte


REMERCIEMENTS Comité de pilotage et fournisseur des données :

Cécile GRAND (ADEME) Marina GUEDARD (LEB Aquitaine Transfert – Université de Bordeaux) Benjamin PAUGET (La boratoire Chrono Environnement) Annette DEVAUFLEURY (Université de Franche Comté) Cécile VILLENAVE (ELLISOL) Jean-Paul LEROUX (INRA) Contrôle Qualité INERIS :

Nicolas PUCHEUX, Rédaction Lucie ROUX (stagiaire), Rédaction Sandrine ANDRES, Vérification Pascal PANDARD, Vérification Eric THYBAUD, Approbation

CITATION DE CE RAPPORT Nicolas Pucheux, Lucie Roux, Sandrine Andres, Pascal Pandard, Eric Thybaud, INERIS, ADEME. 2017. Rapport final – Retour d'expérience par étude de cas sur un ancien site minier (méthode TRIADE pour l’évaluation du risque pour les écosystèmes). 52p.

Cet ouvrage est disponible en ligne www.ademe.fr/mediatheque

Toute représentation ou reproduction intégrale ou partielle faite sans le consentement de l’auteur ou de ses ayants droit ou ayants cause est illicite selon le Code de la propriété intellectuelle (art. L 122-4) et constitue une contrefaçon réprimée par le Code pénal. Seules sont autorisées (art. 122-5) les copies ou reproductions strictement réservées à l’usage privé de copiste et non destinées à une utilisation collective, ainsi que les analyses et courtes citations justifiées par le caractère critique, pédagogique ou d’information de l’œuvre à laquelle elles sont incorporées, sous réserve, toutefois, du respect des dispositions des articles L 122-10 à L 122-12 du même Code, relatives à la reproduction par reprographie.

Ce document est diffusé par l’ADEME

20, avenue du Grésillé BP 90406 | 49004 Angers Cedex 01

Numéro de contrat : 1572C0321

Étude réalisée par INERIS pour ce projet cofinancé par l'ADEME

Projet de recherche coordonné par : Cécile GRAND

Coordination technique - ADEME : Cécile GRAND

Direction/Service : DVTD (Direction Villes et Territoires Durables - SFUSP

(Service Friches Urbaines et Sites Pollués)

http://www.ademe.fr/mediatheque


TABLE DES MATIERES

Résumé ................................................................................................................................................... 5

1. Contexte .......................................................................................................................................... 6

2. Introduction ....................................................................................................................................... 6

3. Présentation de la méthode TRIADE ............................................................................................... 7

3.1. Trois approches pour évaluer le risque ...................................................................................... 8

3.2. Une évaluation à trois niveaux ................................................................................................. 10

3.3. Cas recensés d’utilisation de la méthode TRIADE. .................................................................. 11

4. Mise en place de l’étude de cas sur un site atelier ........................................................................ 12

4.1. Le site atelier ............................................................................................................................ 12

4.2. Approche chimique ................................................................................................................... 15

4.2.1. Données disponibles ........................................................................................................... 15

4.2.2. Données générées pendant le projet .................................................................................. 15

4.3. Approche écotoxicologique ...................................................................................................... 15



4.4. Approche écologique ................................................................................................................ 16



4.5. Bilan des données utilisées dans le cadre du projet TRIPLE................................................... 17

5. Résumé de l’étude de cas ........................................................................................................... 17

5.1. Résultats du niveau 1 : le niveau de dépistage. ....................................................................... 17

5.2. Résultats du niveau 2 : le dépistage avancé. ........................................................................... 18

5.3. Conclusion de l’étude de cas. ................................................................................................... 18

6. Retour d’expérience suite à l’utilisation de la norme TRIADE ................................................ 18

6.1. Applicabilité de la méthode décrite dans la norme ISO 19204................................................. 18

6.2. Qualité et pertinence de l’information acquise ......................................................................... 23

6.3. Méthode de calcul ..................................................................................................................... 26

6.4. Développements potentiels ...................................................................................................... 31

7. Bilan ............................................................................................................................................... 32

8. Perspectives ................................................................................................................................. 32

9. Annexes ......................................................................................................................................... 33

ANNEXE 1 : Mesures physicochimiques réalisées en 2017 ........................................................... 34

ANNEXE 2 : Évolution des concentrations mesurées en 2014 et 2017. ........................................ 35

ANNEXE 3 : Résultats des essais d’écotoxicité de niveau TIER 1 réalisés en 2017. .................. 38

ANNEXE 4 : Résultats des essais d’écotoxicité de niveau TIER 2 réalisés en 2017. ................... 39

ANNEXE 5 : Étude de cas sur un ancien site minier. ...................................................................... 41

1. Introduction ..................................................................................................................................... 41


2. Description du site et données utilisées dans le cas d’étude ......................................................... 41

3. TIER 1 de l’approche TRIADE : le niveau de dépistage ................................................................ 41

3.1. LoE chimique ............................................................................................................................ 41

3.2. LoE écotoxicologique ................................................................................................................ 42

3.3. LoE écologique ......................................................................................................................... 43

3.4. TIER 1 : indice de risque intégré. ............................................................................................. 44

4. TIER 2 de l’approche TRIADE : le niveau de dépistage avancé ................................................... 45

4.1. LoE chimique ............................................................................................................................ 45

4.1.1. Indice de risque (fraction extractible) .................................................................................. 45

4.1.2. Concentration des métaux dans les plantes ....................................................................... 47

4.1.3. Indice SET ........................................................................................................................... 47

4.1.4. Score d’effet de la LoE chimique au TIER 2 ....................................................................... 48

4.2. LoE écotoxicologique ................................................................................................................ 48

4.2.1. Les essais de germination et croissance de végétaux ....................................................... 49

4.2.2. Effets sur la reproduction des nématodes .......................................................................... 49

4.2.3. Effets sur la reproduction des vers de terre ........................................................................ 50

4.2.4. Score d’effet de la LoE écotoxicologique au TIER 2 .......................................................... 50

4.3. LoE écologique ......................................................................................................................... 50

4.3.1. Les indices nématodes : ..................................................................................................... 50

Indice d’abondance des nématodes : ......................................................................................... 51

Diversité des nématodes ............................................................................................................ 51

4.3.2. Score d’effet de la LoE écologique au TIER 2 .................................................................... 52

4.4. TIER 2 : indice de risque intégré. ............................................................................................. 52

Références bibliographiques ............................................................................................................. 54


ABSTRACT

ISO 19204 "Soil quality - Soil quality TRIAD approach" describes how to implement the different tools from three approaches (chemical approach, ecotoxicological approach and ecological approach) in a proportionate way, structured in three tiers using tools of increasing complexity. The method, initially developed by Chapman (1990) for the evaluation of sediment quality.is based on the weight of evidence concept However, this standard is not prescriptive, its applicability, including its ability to remove ambiguities from the risk assessment conclusion has not been demonstrated. In this context, the TRIPLE project (for "the TRIAD method for the risk assessment for ecosystems - application on a workshop site") intends to use the data obtained on a former industrial site polluted mainly by trace metals in order to gain experience on the application of the TRIAD method. The ISO 19204 standard has been successfully applied to the soils of the workshop site. The TIER 1 tools (simple screening) allowed for a conclusion on 3 of the 5 soils and revealed the need to continue with the TIER 2 tools (detailed screening) for the remaining soils. The uncertainty of the assessment has been reduced to an acceptable level by the results of the more complex and relevant tools of TIER 2, finally allowing a conclusion on the quality of all the considered soils. However, the use of the TRIAD standard raised many remarks and questions for which it was not always possible to find answers or make recommendations.

Résumé La norme ISO 19204 “ du sol -- Procédure d'évaluation des risques écologiques spécifiques au site de la contamination dessols (approche TRIADE de la qualité du sol)” décrit comment mettre en œuvre les différents outils issus de trois approches (approche chimique, approche écotoxicologique et approche écologique) de façon proportionnée, structurée en trois niveaux faisant appel à des techniques de plus en plus développées. Elle se base sur le concept du faisceau de preuve (weight of evidence). Elle a été proposée dans un premier temps par Chapman (1990) pour l’évaluation de la qualité du sédiment. Toutefois, cette norme est peu prescriptive, et son applicabilité, notamment sa capacité à lever les ambiguïtés des conclusions de l’évaluation des risques n’a pas été démontrée.

Dans ce contexte, le projet TRIPLE (pour « la méthode TRIADE pour l’évaluation du RIsque Pour Les Ecosystèmes - Application sur un site atelier ») avait pour objectif d’utiliser les données obtenues sur un ancien site industriel pollué majoritairement par des ETM (éléments-traces métalliques) pour acquérir de l’expérience sur la mise en œuvre de la méthode TRIADE. La norme a été appliquée avec succès sur les sols des zones considérées du site atelier. Les outils de premier niveau (TIER 1, dépistage simple) ont permis une conclusion immédiate sur 3 des 5 sols et ont également révélé le besoin de poursuivre avec les outils du TIER 2 (dépistage détaillé) pour les sols restants. L’incertitude de l’évaluation a été réduite jusqu’à un niveau acceptable par les résultats des outils plus complexes et pertinents du TIER 2, permettant une conclusion sur la qualité de l’ensemble des sols considérés. L’application de la norme TRIADE a aussi soulevé de nombreuses remarques et interrogations pour lesquelles il n’a ps toujours été possible de trouver de solutions ou de formuler des recommandations.


1. Contexte Dans le contexte des sols pollués, les impacts sur les écosystèmes sont généralement liés à des effets toxiques attribuables à plusieurs substances présentes, dont l’origine peut être anthropique ou non, mais aussi à d’autres facteurs comme les paramètres physiques du sol. Les évaluations du risque pour les écosystèmes (ERE) fournissent des informations précieuses aux gestionnaires de ces sites pour caractériser les impacts observés, pour hiérarchiser les interventions et pour prendre des décisions de gestion. L’idée selon laquelle il est pertinent d’utiliser plusieurs approches du risque de façon conjointe dans une même ERE n’est pas nouvelle et a d’abord été décrite pour évaluer le risque dans les sédiments (Chapman 1990). L’évaluation du risque pour les écosystèmes peut être abordée selon plusieurs approches :

- L’approche chimique (ou approche substance) évalue le risque lié à la présence des substances identifiées sur un site,

- l’approche écotoxicologique (ou approche matrice) évalue le risque dans différentes matrices environnementales prises dans leur globalité (sols, eaux superficielles, éventuellement estimé à travers celle des effluents)

- l’approche écologique évalue le risque par une mesure de la biodiversité.

La norme ISO 19204 “ Qualité du sol -- Procédure d'évaluation des risques écologiques spécifiques au site de la contamination des sols (approche TRIADE de la qualité du sol)” décrit comment mettre en œuvre les différents outils issus de ces trois approches (Figure 1) de façon proportionnée, structurée en trois niveaux faisant appel à des techniques de complexité croissante. Toutefois, cette norme est peu prescriptive, son applicabilité, notamment sa capacité à lever les ambiguïtés des conclusions de l’évaluation des risques n’a pas été démontrée.

2. Introduction Dans le but d’acquérir de l’expérience sur l’application de cette méthode TRIADE, le projet TRIPLE (pour « la méthode TRIADE pour l’évaluation du Risque Pour Les Écosystèmes - Application sur un site atelier ») entend utiliser les données obtenues sur un ancien site industriel pollué majoritairement par des ETM (éléments-trace métalliques). Il s’agit ainsi d’évaluer l’applicabilité des différents tests de laboratoire recommandés ainsi que d’évaluer la qualité de l’information obtenue et sa pertinence, notamment lorsque les outils plus complexes des niveaux supérieurs de la méthode sont utilisés. Nota bene : L’objectif du projet n’est en aucun cas de réaliser l’évaluation du risque pour les

écosystèmes présents, celle-ci ayant déjà été réalisée, mais bien d’évaluer l’applicabilité de la méthode et d’identifier ses limites et/ou imprécisions.

Le projet TRIPLE a conduit à la réalisation de 2 livrables et de 2 communications à des colloques de portée internationales :

- Livrable 1 : rapport intermédiaire. Ce livrable décrit les données disponibles au début du projet et la correspondance de ces dernières avec les recommandations dans l’approche TRIADE. Il décrit les différentes actions qui ont été entreprises pour mener à bien le projet, ces actions comprenant par exemple la mission de prélèvements d’échantillon de sol et la réalisation de la batterie de bioessais dans l’installation d’essais de l’INERIS.

- Livrable 2 : rapport final. Ce livrable présente les différents résultats obtenus durant le projet. Il décrit la méthode TRIADE, son applicabilité sur un site présentant une pollution métallique, la pertinence des outils recommandés et la façon dont ils s’articulent entre eux. Les marges de progression pour permettre une meilleure utilisation de la démarche sont identifiées et commentées.

Figure 1: les trois approches utilisées dans la norme ISO 19204 TRIADE.


- Communication 1 : “Implementation of the TRIAD approach for the ecological risk assessment of an old lead mine.” à la 26eme edition de la SETAC Europe (Society of Environmental Toxicology and Chemistry) à Nantes en 2016.

- Communication 2 : “Ecological risk assessment – cas studies – application of the Soil quality TRIAD approach” au 14eme colloque sur la thématique de l’utilisation et de la gestion durable des sols, des sédiments et des eaux souterraines AquaConSoil à Lyon en 2017.

3. Présentation de la méthode TRIADE La méthode d’évaluation de qualité des sols TRIADE est une méthode internationale récemment normalisée par l’ISO/TC/190/SC 7 (ISO 2017). Cette méthode itérative combine le savoir-faire de différentes disciplines scientifiques pour réaliser une évaluation des risques pour les écosystèmes terrestres. Le terme TRIADE fait en fait référence aux trois approches méthodologiques dites chimique, écotoxicologique et écologique. L’utilisation connexe des trois approches se justifie par une conclusion dont la validité est basée sur le principe du faisceau de preuve (le « weight of evidence », il est souvent défini comme l’accumulation d’indices tendant à prouver une même hypothèse). Les trois approches sont menées de front, si elles tendent toutes vers la même conclusion, alors il est considéré que l’ensemble des incertitudes de l’étude est contrôlé et que l’étude, robuste, peut parvenir à sa conclusion. Loin de vouloir s’affranchir de discuter les incertitudes, l’objectif de l’approche TRIAD est plutôt de justifier la bonne prise en compte de ses dernières. La méthode s’inscrit dans un processus contenant 5 étapes qui peuvent être résumées ainsi (Figure 2) :

Figure 2 : Schéma des 5 étapes à réaliser pour l'ERE spécifiques aux sites et sols contaminés (approche TRIADE de la qualité du sol) en appui à la prise de décision en ce qui concerne la qualité du sol (ISO 2017).

- Étape 1 : La nécessité de réaliser ou non une évaluation des risques pour les écosystèmes est

décidée à ce stade. Cette étape est également concernée par le dimensionnement de l’étude et l’identification claire de ses objectifs. Cette décision est fonction des règlementations nationales.

- Étape 2 : A cette étape sont déterminées les informations qui seront nécessaires pour conduire

l’ERE, un site de référence doit être identifié et la définition d’un impact maximum doit être quantifié. Cet impact maximum correspond à un état très dégradé de l’écosystème terrestre ;


cette notion va bien sûr dépendre de l’étude en cours, selon qu’elle se passe en milieu naturel préservée ou au sein d’un paysage fortement urbanisé ou industrialisé (0% de couverture végétale par exemple dans ce dernier cas). C’est également durant cette étape que le plan d’investigation est défini.

- Étape 3 : cette étape correspond à l’évaluation de la qualité du sol TRIADE. Une approche

basée sur le poids de la preuve selon trois approches méthodologiques (Substance, Matrice et Ecologie) utilisées conjointement (voir 3.1).

- Étape 4 : l’ensemble des résultats est pondéré afin de correspondre à une note allant de 0% à

100% d’effet sur l’environnement. Un score d’effet est obtenu pour chaque approche (chimique, écotoxicologique et écologique), la différence qui existe entre ces 3 scores est caractéristique du niveau d’incertitude de l’étude. Si elle est trop importante, l’évaluation revient en étape 3 et des informations supplémentaires s’avèrent nécessaires, c’est la démarche itérative (voir Figure 3 et chapitre 3.2).

Figure 3 : illustration de la démarche itérative dans l'approche TRIADE

- Étape 5 : une conclusion répondant aux besoins exprimés en étape 1 est formulée.

3.1. Trois approches pour évaluer le risque

Les principes généraux de la méthode TRIADE consistent en l’utilisation de plusieurs approches de façon concomitante pour mieux caractériser le risque. Les points forts de chacune d’entre elles contrebalancent leurs points faibles et ainsi diminuent les incertitudes de l’évaluation. À l’origine, la méthode décrite par Chapman (1990) s’est intéressée aux organismes benthiques ; la méthode décrite dans la norme ISO 19204 s’intéresse quant à elle à la qualité du sol. Les trois approches développées dans la norme ont pour objectif de protéger la structure et le fonctionnement des écosystèmes, et sont :

- L’approche chimique. Elle consiste à évaluer l’impact sur les écosystèmes en considérant individuellement les substances chimiques présentes. Elle s’inspire directement de la méthodologie du TGD (Technical Guidance Document on Risk Assessment établi par l’European Chemicals Bureau en support aux directives 93/67/CEE, 98/8/CE et au règlement 1488/94) (E.C. 2003) et des documents de l’ECHA pour l’application de la réglementation REACH (Guidance on information requirements and chemical safety assessment, notamment le chapitre R.10 Characterisation of dose [concentration]-response for environment et le chapitre R.16 Environmental Exposure Estimation) (ECHA 2008, ECHA 2016). L’évaluation peut être affinée par l’utilisation d’outils plus complexes tels que la prise en compte de la biodisponibilité de la substance dans le sol.

- L’approche écotoxicologique teste l’impact écotoxicologique des matrices environnementales potentiellement polluées. Ces impacts écotoxicologiques sont constatés au moyen d’une batterie de bioessais monospécifiques réalisés avec des échantillons du sol contaminé. Les outils plus complexes de l’approche s’intéressent aux effets dits chroniques (non létaux et supposant une durée d’exposition plus longue) et peuvent comporter des bioessais plurispécifiques.


- L’approche écologique rend compte de l’état de santé d’un milieu en adoptant une démarche intégratrice centrée sur les habitats naturels des espèces sauvages. C’est la composition des communautés présentes sur le lieu de l’étude, la biodiversité, qui est le critère d’effet pris en compte.

Chacune de ces approches va constituer un élément de preuve (LoE pour Line of Evidence) dont le degré de cohérence reflète l’incertitude de l’étude (voir 3.2). Pour réaliser l’évaluation, la norme propose plusieurs outils classés selon trois niveaux pour chacune des trois approches, ils sont présentés dans le Tableau 1. Dans le premier niveau, la recherche est simple, large et générique et s’affine dans les niveaux deux et trois. Dans chaque niveau ultérieur sont rassemblés des outils de complexité croissante, de pertinence plus aboutie et réclamant plus de ressources (matérielle et/ou temps). Cette liste est indicative et n’est pas exhaustive, un outil non normalisé ou non présenté dans le tableau 1 peut être utilisé si sa pertinence peut être démontrée. Tableau 1 : liste non exhaustive des outils proposés comme exemple dans la norme ISO 19204.

TIER LoE Chimique LoE Ecotox LoE Ecologique

1 : Dépistage simple

Affinage des niveaux de dépistage dans les sols, Pression de substances toxiques.

Essai d’évitement des vers de terre, Essai de mortalité vers de terre, Essai sur l’activité déshydrogénase de Arthrobacter globiformis.

Dépistage écologique par une simple étude de la végétation (% couverture végétale, absence de plantes, arbustes ou arbres en particuliers).

2 : Dépistage avancé

Mesure de la biodisponibilité, Extraction (CaCl2 - HNO3 - Tenax/Cyclodextrine), Micro-extraction en phase solide SPME, POM-SME.

Essai émergence et croissance des végétaux avec deux espèces, Essai reproduction de vers de terre, Essai de reproduction des collemboles.

Test bait lamina, Minéralisation azote et carbone, Activité microflore du sol, Groupes trophiques de nématodes.

3 : Évaluation détaillée

Utilisation de modèles chimiques, Simulation en colonne, Autres techniques avancées.

Essai croissance des végétaux avec 6 espèces.

Essai de dégradation de la litière, Diversité microbienne, Diversité de la communauté végétale et des invertébrés du sol.

Pour les besoins de comparaison de la norme, les résultats de chaque outil sont échelonnés de 0 à 11 (avec la méthode décrite dans Jensen et Mesman 2006, citée dans la norme) où 0 signale l’absence d’effet/impact et 1 correspond à un effet/impact maximal. La méthode utilisée dépend du type de données obtenues avec les outils (réponse positive en % par rapport au témoin, réponse négative en % par rapport au témoin, dénombrements, concentrations, rapport de concentrations, etc…) Par la suite, les résultats des différents outils sont utilisés ensemble pour calculer un score d’effet pour chacune des LoE. Le calcul de ces scores d’effet est une nouvelle fois réalisé selon la méthode décrite dans Jensen et Mesman (2006), un exemple est détaillé au chapitre 3.2 de l’ANNEXE 5.

1 Ou 0 à 100%.


3.2. Une évaluation à trois niveaux

Le déroulé de la méthode TRIADE, itérative, s’articule selon trois niveaux (TIER) auxquels sont associés des outils de complexité croissante ou nécessitant plus de ressources pour chacune des approches. Le TIER 1 (dépistage simple) fait appel à des outils simples et facilement mis en œuvre. Le TIER 2 (dépistage avancé), de complexité supérieure, conduit à une réponse plus fine et précise. Il fait appel à des outils comme les effets sublétaux/chroniques en approche écotoxicologique ou la biodisponibilité des substances en approche chimique. Le TIER 3 (évaluation détaillée) fait appel aux outils les plus élaborés de chacune des approches. Il n’est pas forcément nécessaire de déployer ces trois niveaux sur chaque site étudié. C’est là qu’intervient la notion de faisceau de preuve.

Le faisceau de preuve, ou Weight of Evidence, est souvent défini comme l’accumulation d’indices permettant d’arriver à une même conclusion. Si trois approches ou méthodes différentes présentent les mêmes résultats, alors la probabilité que ce résultat soit juste est renforcée. Dans le contexte de la méthode TRIADE, ce faisceau de preuve se matérialise avec l’utilisation des outils des approches chimique, écotoxicologique et écologique sur un même sol. Chacune de ces LoE va représenter un élément du faisceau de preuve. Les scores d’effet obtenus pour chaque LoE sont alors comparés. S’ils sont suffisamment proches, par exemple si l’écart type qui les sépare est inférieur à 0,4, alors le faisceau de preuve converge vers un résultat suffisamment robuste pour permettre une conclusion à l’évaluation des risques. Si les scores sont trop différents (écart type supérieur à 0,4), alors le faisceau de preuve ne converge pas, cela se traduit par une évaluation des risques présentant une incertitude de ses résultats trop importante et la nécessité de poursuivre avec les outils plus complexes et précis du niveau suivant. Les outils du niveaux suivants, généralement plus couteux et plus long à mettre en place, ne sont en définitive utilisés que si la situation l’exige, si l’évaluateur et le gestionnaire souhaitent apporter de nouvelles informations et réduire l’incertitude.

L’indice de risque intégré, calculé depuis les trois scores d’effet (Jensen et Mesman 2006), permet de conclure de façon définitive et l’écart type entre les scores d’effet des trois LoE garanti une incertitude acceptable (Figure 4). Ainsi la TRIADE se positionne plutôt comme un outil pour planifier une ERE et obtenir des résultats robustes en économisant de la ressource (temps, argent).

Figure 4 : Fonctionnement du faisceau de preuve pour justifier de l'utilisation du niveau suivant dans l'approche TRIADE.


3.3. Cas recensés d’utilisation de la méthode TRIADE.

Les principes généraux de la méthode TRIADE ont été décrits dans les années 90 (Chapman 1990) pour mieux caractériser le risque pour les organismes benthiques. La méthode explique l’intérêt d’avoir une approche pluridisciplinaire en permettant une interprétation qualitative des réponses obtenues selon trois approches. Par exemple, si l’approche chimique et l’approche écotoxicologique présentent un risque possible mais pas l’approche écologique, le tableau d’interprétation proposé par Chapman (1990) indique qu’une toxicité d’origine chimique stresse l’écosystème en place. Depuis, cette méthode a été utilisée et adaptée dans de nombreux cas appliqués pour évaluer le risque dans le sédiment, dans d’autres matrices ou encore pour présenter l’intérêt de différents outils et de différents modèles. L’approche TRIADE est ainsi utilisée en Europe mais aussi dans des pays comme le Brésil ou la Chine. Les utilisations les plus récentes publiées dans la littérature scientifique de ces principes sont synthétisées ci-après. L’utilisation la plus comparable de la méthode TRIADE au sens de la norme ISO 19204 correspond à une évaluation de la qualité des sols à proximité d’une ancienne fonderie au Brésil (Niemeyer et al. 2010, Niemeyer et al. 2015). Comme dans le cas appliqué du projet TRIPLE, le sol y est caractérisé par une pollution métallique importante et les auteurs ont conduit une évaluation selon les approches chimique, écotoxicologique et écologique suivant la méthode décrite dans Jensen et Mesman (2006) y compris le calcul d’un indice de risque intégré. Ils ont réalisé une évaluation de dépistage (TIER 1) (Niemeyer et al. 2010) puis une deuxième évaluation en utilisant des outils plus développés pour réduire les incertitudes (Niemeyer et al. 2015). Les objectifs des auteurs n’étaient toutefois pas d’éprouver les limites de la méthode décrite par Jensen et Mesman (2006) ou d’évaluer l’applicabilité des différents outils ; ils n’ont par conséquent pas discuté certains paramètres pertinents pour le projet TRIPLE, notamment la valeur de l’incertitude du risque intégré à partir duquel l’utilisation du TIER 2 est nécessaire. Deux autres évaluations pourraient être considérées comme des cas appliqués de la méthode TRIADE :

- L’évaluation d’une zone humide polluée par un déversement de carburant (Mendes et al. 2017) selon une méthode adaptée de Jensen et Mesman (2006). Toutefois, le passage au niveau supérieur de l’évaluation n’est pas justifié, cette décision ne se basant pas sur le calcul de la valeur de l’écart type en relation avec l’indice de risque intégré.

- L’évaluation de sols contaminés par les activités anthropiques prélevés en Antarctique (Pereira et al. 2017). Bien que des scores d’effet et un indice de risque intégré aient été calculés en suivant la méthode décrite dans Jensen et Mesman (2006), seules les LoE chimique et écotoxicologique ont été réalisées faute de données disponibles sur le critère écologique. L’évaluation s’arrête au TIER 1 mais les résultats indiquent que l’incertitude est trop importante sur deux des quatre sites et que les outils du TIER 2 y sont nécessaires.

Une autre étude intéressante a été conduite au nord de l’Espagne (Gutiérrez et al. 2015). Elle est fondée sur les trois approches classiques de la méthode TRIADE mais les différents outils utilisés ont été distribués dans trois niveaux de détails selon les critères décrits dans une matrice décisionnelle (Semenzin et al. 2008). Bien que la démarche et l’interprétation des résultats soient très proches de celles suivies durant le cas appliqué du projet TRIPLE, des différences fondamentales existent. Notamment au niveau des équations utilisées pour échelonner les résultats des différents outils entre 0 et 1 et la façon dont ces résultats sont intégrés : le score d’effet des LoE est calculé en faisant une moyenne des différents outils les composant et l’indice de risque intégré est calculé en faisant une moyenne de ces trois scores d’effet. Enfin, la répartition des outils parmi les trois LoE et entre les différents niveaux ne se fait pas selon les propositions de la norme mais selon une variante de celles de Critto et al. (2007) et Semenzin et al. (2007). D’autres études ont été réalisés récemment en suivant les grands principes de la TRIADE selon Chapman (1990) ou bien Chapman et Anderson (2005), mais sans pour autant chercher à calculer des indices comparables d’une LoE à l’autre ou de de déterminer un indice de risque intégré ou encore l’intérêt de déployer des outils de niveau plus poussés. Les outils d’approche chimique ou écotoxicologique y sont plutôt considérés en complément d’information de celles obtenues par l’observation avec la méthode écologique (Moran et al. 2017) ou bien les résultats des différentes approches sont présentés côte à côte et discutés indépendamment (Marziali et al. 2017, Stevenson et Chapman 2017_ENREF_17).


Il est à noter enfin, qu’une étude sur le risque lié aux effluents d’une ferme aquacole a été conduite selon le principe général de la TRIADE mais avec quatre LoE différentes au lieu de trois (Silva et al. 2016) : les approches physico-chimique, écotoxicologique, biomarqueurs et observation écologique in situ. Un score d’effet compris entre 0 et 1 a été calculé pour chaque LoE. Ces scores d’effet sont ensuite combinés en un indice de risque global, les résultats sont aussi présentés sur une carte pour identifier les zones les plus impactées. Les approches suivies sont toutefois différentes de la norme du point de vue des calculs utilisés pour obtenir les scores d’effet et l’indice de risque intégré mais aussi par le fait que la cohérence des effets obtenus selon la LoE n’est pas discutée et qu’il n’est pas évoqué dans leurs travaux de notion de distribution des outils par paliers de précision.

4. Mise en place de l’étude de cas sur un site atelier La norme TRIADE 19204 est assez peu prescriptive, elle décrit les principes généraux, renvoie à des références pour les calculs et propose une liste d’outils mais une souplesse importante est laissée à l’évaluateur pour qu’il puisse l’adapter aux cas qu’il est amené à rencontrer. Pour pouvoir évaluer l’applicabilité de la méthode et la qualité des résultats obtenu, le projet TRIPLE s’appuie sur un cas d’étude. Ce chapitre décrit les zones d’un site atelier retenu pour l’exercice, le processus de collecte des données nécessaires à la réalisation de la méthode décrite dans la norme et la génération des nouvelles données nécessaires.

4.1. Le site atelier

Pour les besoins du projet, l’ADEME a mis à disposition un ancien site minier dont les activités ont été stoppées il y a plus d’un siècle. Ce site a été étudié et fait déjà l’objet d’un plan de gestion, sans vouloir en refaire l’évaluation des risques pour les écosystèmes, le projet TRIPLE peut utiliser des résultats compatibles avec ceux cités dans la norme : la cartographie de la concentration métallique, une évaluation de la biodisponibilité des métaux et une mesure de l’état biologique du sol à l’aide de bio-indicateurs par exemple. Pour pouvoir appliquer la démarche TRIPLE, il a toutefois été nécessaire de produire de nouvelles données, une série de bioessais notamment. Les données utilisées peuvent donc être classés en deux catégories : les données disponibles avant le projet (2013-2014) et les nouvelles données acquises sur les échantillons prélevés en Mars 2017.

Figure 5 : campagne d'échantillonnage de Mars 2017, prélèvement sur la zone "Bassin 3".


Sur le site mis à disposition par l’ADEME, cinq zones ont été retenues sur les critères de caractéristiques, notamment la couverture végétale et la teneur en matière organique (Figure 6). L’objectif était d’avoir des zones très différentes pour éprouver la limite de la méthode TRIADE.

Figure 6: vue aérienne de l’ancien site minier

Les sites sélectionnés présentent des caractéristiques présageant des différences du point de vue des teneurs et de la biodisponibilité des ETM présents (couverture végétale, % de matière organique).

Station de prélèvement Description

Stériles miniers : Le sol est gravillonnaire, recouvert d’une végétation éparse, non continue. De couleur orangée, à l’observation visuelle, il ne présente aucun vers de terre ou autres macroorganismes du sol.

Bassin 1 : C’est un ancien bassin de décantation. Dans cette zone, la végétation est complètement absente. Aucun organisme du sol n’est détecté lors des prélèvements. Orangé, le sol présente une texture assez fine de type sable fin.

Stériles miniers

Bassin3

Bassin1

Friche

Terrasse

Témoinsite ?


Station de prélèvement Description

Bassin 3 : C’est un ancien bassin de décantation qui a été revégétalisé. Pour faciliter l’implantation des végétaux, un compost a été apporté avant le repiquage de jeunes pousses. Le Bassin 3, avant revégétalisation, possède la même texture que le Bassin 1.

Terrasses : la zone est située au-dessus des anciens bassins. Une végétation herbacée et arbustive par endroit recouvre entièrement le sol. Lors des prélèvements, des racines et cailloux étaient présents ainsi que de nombreux organismes (insectes, oligochètes…). Le sol est de couleur sombre, significatif de la présence de matière organique.

Friche : Une zone un peu à l’écart, un premier temps cultivée puis laissée à l’abandon. Des racines sont retrouvées lors des prélèvements mais peu d’organismes du sol. Également de couleur foncée, ce sol supporte une végétation qui présente tout de même des difficultés de croissance.

Témoinsite : Les échantillons témoins ont été prélevés dans une parcelle de prairie située à plusieurs kilomètres de la zone d’étude. Cette zone a été utilisée comme milieu de référence pour l’interprétation des résultats obtenus avec les prélèvements sur le site de l’ancienne mine. Elle est couverte de végétation, présente de nombreuses racines et organismes du sol (fourmis, mille pattes, vers de terre).


4.2. Approche chimique

4.2.1. Données disponibles

- Concentrations totales des éléments-traces métalliques (ETM) (TESORA 2014) - Concentrations mesurées dans des plantes (DeVaufleury et Pauget 2013) - Indice SET dans viscères d’escargot - mesure de la fraction bioaccumulée (DeVaufleury et

Pauget 2013)

4.2.2. Données générées pendant le projet

Une caractérisation physicochimique et une analyse des concentrations en éléments-traces métalliques (ETM) ont été reconduites en 2017 sur les échantillons de sols prélevés pour permettre une continuité avec les données rapportées en 2014. Analyses réalisées en 2017 par le laboratoire d’analyses des sols de l’INRA :

- granulométrie 5 fractions sans décarbonations - éléments traces totaux extraction HF : Co, Cr, Cu, Ni, Zn, Pb, Cd, Tl, Mo, Al, Ca, Fe, K, Mg,

Mn, Na, P205, As - éléments extraits au CaCl2 : Cd, Cr, Cu, Ni, Pb, Zn

Les concentrations mesurées en 2017 sont présentées dans l’ANNEXE 1. La comparaison entre les concentrations disponibles au début du projet et celles mesurées en 2017 n’est possible que pour certains ETM et n’est pas réalisable pour « Terrasse » puisque ce site n’avait pas été sélectionné pour la campagne de mesure de 2014. Les représentations graphiques des concentrations mesurées en 2014 puis en 2017 pour chaque zone sont présentées dans les figures 9 à 14 de l’ANNEXE 2. Les concentrations les plus cohérentes entre les deux campagnes de mesures sont observées sur Bassin 1, cela est certainement dû à l’homogénéité remarquable du sol à cet endroit. Les plus grandes variations sont observées pour la zone « Stériles miniers », très probablement parce que les prélèvements en 2014 avaient été réalisés plus proches du bord de la zone, là où la couverture végétale est plus importante. D’importantes variations sont également observées pour la zone « Friche », il est difficile de trouver une origine à ces différences. Les concentrations obtenues en 2014 et en 2017 sont toutefois globalement comparables pour chaque site. Etant donné la nature et l’âge de la pollution, les différences notables sont plus probablement dues à l’hétérogénéité du sol qu’à son vieillissement.

4.3. Approche écotoxicologique


Aucun essai d’écotoxicité n’avait été réalisé avant le début du projet.


Les bioessais réalisés correspondent à ceux proposés dans la norme pour les niveaux TIER 1 et TIER 2 de la méthode TRIADE. Ils sont répertoriés dans le Tableau 2. Il convient de rappeler qu’il n’est indiqué dans la norme aucune obligation de réaliser l’un des essais proposés plutôt qu’un autre et qu’il n’est pas non plus indiqué de batterie de bioessais minimale.


Tableau 2 : Liste des bioessais réalisés en 2017.

TIER 1

ISO 17512 -1 : 2009 « Essai d’évitement pour contrôler la qualité des sols et les effets des produits chimiques sur le comportement. Essai avec des vers de terre (Eisenia fetida et Eisenia andrei) »

ISO 18187 : 2016 « Qualité des échantillons solides – Essai contact pour échantillons solides utilisant l'activité déshydrogénase de Arthrobacter globiformis »

TIER 2

ISO 11269-2 : 2013 « Détermination des effets des polluants sur la flore du sol - Effets des sols contaminés sur l’émergence et la croissance des végétaux supérieurs »

ISO 11268-2 : 2017 « Effets des polluants vis-à-vis des vers de terre -- Détermination des effets sur la reproduction de Eisenia fetida/Eisenia andrei »

ISO 10872 : 2010 « Détermination de l'effet toxique d'échantillons de sédiment et de sol sur la croissance, la fertilité et la reproduction de Caenorhabditis elegans (Nematodes) »

Les résultats de ces essais sont présentés dans les annexes 3 et 4 et exploités dans le volet écotoxicologique du cas appliqué présenté dans l’annexe 1.

Figure 7: Essai d'évitement ISO 17512-1 à gauche et essai de détermination des effets sur la reproduction de vers de terre ISO 11268-2 à droite.

4.4. Approche écologique


- Indices nématodes (Villenave 2012), un bioindicateur qui permet l’analyse de la biodiversité de ces organismes ubiquistes, sensibles et abondants au travers du dénombrements de 5 types de nématodes et des indices qui en sont déduits. Les informations les plus pertinentes dans notre contexte ont été retenus et rassemblés en deux catégories :

o Abondance des nématodes : dénombrements des phytophages, des microbivores et des carnivores.

o Diversité des nématodes : indice de structure, nombre de taxons et indice de Shannon.

- Photos et descriptions des parcelles


- Indice nématodes (mise à jour) (Villenave 2017)


4.5. Bilan des données utilisées dans le cadre du projet TRIPLE Tableau 3 : Bilan des données utilisées durant le projet TRIPLE.

LoE Chimique Écotoxicologique Écologique

TIER 1, dépistage simple

Concentration totale des ETM.

Évitement vers de terre, Activité déshydrogénase (Arthrobacter)

Observation visuelle des zones (% couverture végétale).

TIER 2, dépistage avancé

Concentration des métaux en extraction CaCl2, Concentration des métaux dans les plantes, Indices SET.

Émergence et croissance avoine, Émergence et croissance navet, Survie croissance et reproduction de nématodes, Reproduction de vers de terre.

Indices nématodes : Abondance et diversité.

5. Résumé de l’étude de cas L’objectif poursuivi par le projet TRIPLE n’est pas de réaliser l’évaluation des risques sur le site atelier mais bien l’étude de l’applicabilité de la méthode décrite dans la norme TRIADE. C’est pourquoi seuls les résultats principaux de l’étude de cas sont repris dans ce chapitre. Le détail de l’étude de cas est toutefois présenté dans l’Annexe 5. Les remarques et les difficultés qui ont été rencontrées lors de l’application de la méthode, les véritables résultats du projet TRIPLE, sont quant à elles rassemblées dans le chapitre 6 « Retour d’expérience suite à l’utilisation de la norme TRIADE ». En utilisant l’ensemble des données décrites au chapitre 4, il a été possible de dérouler la méthode décrite dans la norme et d’obtenir des résultats corroborant les évaluations des impacts sur les écosystèmes terrestres déjà réalisées sur les différentes zones de ce site atelier.

5.1. Résultats du niveau 1 : le niveau de dépistage.

Les résultats des outils du niveau 1 (Tableau 3) ont permis de calculer un score d’effet pour les trois LoE sur chaque sol retenu. Un score de 1 signifie un impact maximum et un score de 0 signifie que la situation est la même que sur le sol de référence situé hors influence de la contamination. Les trois scores sont ensuite agrégés en un indice de risque intégré, l’écart type rend compte de la différence d’interprétation de la qualité du sol en fonction de la LoE considérée (Tableau 4). Tableau 4 : Niveau 1, indice de risque intégré et incertitude.

Niveau 1 Stériles miniers

Terrasse Bassin1 Bassin3 Friche

LoE chimique 1 1 1 1 0,99

LoE écotoxicologique

0,73 0,43 0,95 0,55 0,47

LoE écologique 0,75 0 1 0,80 0

Indice de risque intégré

0,99 0,90 1 0,99 0,86

Ecart type (incertitude)2

0,15 0,50 0,03 0,22 0,50

2 La valeur seuil de l’incertitude permettant de valider le principe du faisceau de preuve retenue pour le cas d’étude est de 0,4.


Les indices de risque intégrés obtenus pour toutes les zones retenues sont très importants. Néanmoins, le principe du faisceau de preuve n’est validé que pour Stériles miniers, Bassin1 et Bassin3 (incertitude inférieure à 0,4). Pour Terrasse et Friche, les outils de niveau 1 des trois LoE donnent des résultats trop différents, en conséquence la méthode décrite dans la norme recommande de poursuivre l’évaluation en utilisant les résultats d’outils plus précis : ceux du niveau 2.

5.2. Résultats du niveau 2 : le dépistage avancé.

Seuls les résultats concernant les deux zones pour lesquelles l’indice de risque intégré de niveau 1 est trop imprécis sont rapportés dans le Tableau 5. Des effets non visibles avec les outils simples à mettre en œuvre du niveau 1 ont été détectés sur Terrasse et Friche avec les outils du niveau 2 (énumérés au Tableau 3). En conséquence, il est observé une augmentation relativement importante des scores des LoE écotoxicologique et écologique sur ces deux zones. Le score de la LoE chimique reste très proche ou égal à 1. Tableau 5: Niveau 2, indice de risque intégré et incertitude.

Niveau 2 Terrasse Friche

LoE chimique 1 0,99

LoE écotoxicologique 0,82 0,83

LoE écologique 0,37 0,33

Indice de risque intégré 0,97 0,92

Ecart type (incertitude)3 0,32 0,34 L’augmentation des scores d’effet écotoxicologique et écologique de Terrasse et Friche réduit l’écart qu’il y avait avec l’impact chimique important déjà calculé au niveau 1. Cette fois, l’incertitude calculée avec l’indice de risque intégré est inférieure à la valeur seuil retenue, le principe de faisceau de preuve est donc validé.

5.3. Conclusion de l’étude de cas.

Les résultats obtenus en déroulant la méthode d’évaluation de qualité des sols TRIADE permettent de confirmer les conclusions des évaluations précédemment réalisées sur le site atelier, à savoir des écosystèmes terrestres impactés par les activités minières passées. La recherche simple, large et générique qui correspond au niveau 1 suffit à caractériser le risque sur trois des 5 zones retenues. Les contradictions entre les résultats des différentes LoE à ce niveau ont conduit à l’utilisation d’outils plus complexes afin de statuer sur la qualité du sol des deux zones restantes.

6. Retour d’expérience suite à l’utilisation de la norme TRIADE

Le chapitre présent rassemble les principaux enseignements et interrogations liés à la déclinaison de la norme dans le cadre d’un cas appliqué (présenté dans l’Annexe 5). Parfois, les éléments du projet ont permis d’élaborer des recommandations pour appliquer la norme de la façon qui nous parait la plus correcte, mais certaines des interrogations nécessitent un travail plus amont, il n’a alors été possible que de proposer des pistes de réflexions.

6.1. Applicabilité de la méthode décrite dans la norme ISO 19204

Les principales difficultés et interrogations rencontrées lors du de la mise en œuvre de la méthode sont présentés ci-après.

3 La valeur seuil de l’incertitude permettant de valider le principe du faisceau de preuve retenue pour le cas d’étude est de 0,4.


Complémentarité des outils entre les LoE Nature du problème Il n’existe aucune donnée exploitable pour l’une des LoE.

Conséquence sur l’évaluation Le principe de la TRIADE est de comparer les résultats obtenus selon des approches du risque différentes selon le principe du poids de la preuve (« weight of evidence »). S’il n’y a pas de données sur l’une des trois approches, ce principe est compromis.

Exemple Au début du projet TRIPLE, l’inventaire des données disponibles a permis de constituer un jeu de données acceptable pour les approches chimiques et écologiques mais a aussi révélé l’absence de données d’entrée pour l’approche écotoxicologique. L’application de la norme en l’état n’a donc pas été possible.

Solution/Piste d’amélioration L’identification des informations communes entre les LoE peut permettre de débloquer la situation où une des approches ne présente aucune donnée exploitable. Par exemple, la détermination d’un indice nématode (approche écologique) qui révèle une absence totale de ces derniers, pourrait mener à l’hypothèse qu’un bioessai de mortalité réalisé sur nématodes (approche écotoxicologique) aurait eu un résultat de 100% de mortalité. Ce n’est qu’une hypothèse puisque cette absence peut aussi se traduire par un comportement d’évitement de la zone liée au niveau de contamination (non mortel) ou même à la texture du sol. Pourtant, l’utilisation de ces données alternatives, envisagées avec une grande précaution, permet alors de dérouler la méthode TRIADE en l’absence de données disponibles dans les trois approches. Dans ce cas, la méthode TRIADE permet d’orienter clairement le type de données à générer, le cas échéant.

Remarque Il est à noter qu’une étude a été conduite sur seulement 2 LoE pour évaluer l’état de 4 sols prélevés en Antarctique (Pereira et al. 2017). Seules les LoE chimique et écotoxicologique ont été réalisées. Les auteurs ont adapté la méthode décrite dans Jensen et Mesman (2006) pour calculer un indice de risque intégré avec les deux scores d’effet de ces LoE. Etablie sur seulement deux valeurs, la pertinence de l’incertitude obtenue en calculant l’indice de risque comme élément décisionnel pour décider de poursuivre au niveau deux puis trois de la méthode TRIADE est encore diminuée.

Complémentarité des résultats dans différents TIER Nature du problème Certains outils d’analyse des effets sur l’environnement sont

capables de donner des informations supplémentaires en plus des résultats attendus. Est-il possible d’utiliser ces informations complémentaires issues d’un outil identifié dans un TIER comme un résultat dans un TIER supérieur ?

Conséquence sur l’évaluation Une transversalité verticale des résultats peut permettre d’enrichir le jeu de donnée et de réduire les incertitudes.

Exemple L’étude de cas n’a pas permis d’illustrer ce point. Il pourrait s’agir par exemple de l’observation de nombreuses malformations (critère non létal apparaissant suite à une exposition prolongée, donc à classer en niveau 3) sur les organismes lors de la réalisation d’un essai sur la reproduction des vers de terre (niveau 2).

Solution/Piste d’amélioration Selon le principe général de la norme TRIADE, la multiplicité des résultats dans les trois approches permet de réduire les incertitudes de l’évaluation. Il est donc encouragé d’exploiter ces résultats connexes à condition de justifier leur utilisation.


Influence des résultats d’outils de niveau inférieur sur le score de la LoE au niveau 2 et 3. Nature du problème Au moment du calcul des scores d’effet du TIER 2, les résultats du

TIER 1 et du TIER 2 dans chaque LoE sont considérés ensemble, conduisant, par exemple avec la LoE écotoxicologique, à mélanger les résultats des essais aigus et chroniques

Conséquence sur l’évaluation Influence relative plus importante des résultats de TIER 1, a priori moins pertinents, que des résultats de TIER 2 selon le nombre d’outils utilisés dans chacun des TIERs.

Exemple Illustré en dessous.

Solution/Piste d’amélioration Deux propositions sont envisageables : - La non prise en compte des résultats du TIER 1 au

moment du calcul d’un score d’effet en TIER 2. - Une pondération des résultats des outils plus élaborés du

TIER 2 par rapport à ceux du TIER 1.

Pour illustrer ce point, le score d’effet écotoxicologique du TIER 2 est calculé d’une part en prenant en compte les résultats obtenus en TIER 1 et d’autre part sans prendre en compte ces résultats. Pour que l’influence des données de TIER 1 soit plus visible, elles seront deux fois plus nombreuses que celles de TIER 2. Pour la LoE écotoxicologique, les résultats utilisés sont :

- En TIER1 : o Évitement vers de terre x 2 o Mesure de l'activité déshydrogénase de Arthrobacter globiformis x 2

- En TIER 2 o Inhibition de la croissance de l’avoine o Inhibition de la reproduction du vers de terre

Le détail des résultats des essais est disponible dans le cas appliqué (voir les annexes).

Tableau 6 : influence de la prise en compte des résultats de TIER 1 lors du calcul du score d'effet de la LoE écotoxicologique en TIER 2

LoE écotoxicologique

Stériles miniers


TIER 1 0,73 0,43 0,95 0,55 0,47

TIER 2, prise en compte des résultats du TIER 1

0,87 0,77 0,96 0,67 0,79

TIER 2, non prise en compte des résultats du TIER 1

0,97 0,96 0,98 0,81 0,97

Comme les résultats l’indiquent, les scores d’effets obtenus avec les outils de TIER 1 sont inférieurs à ceux obtenus avec les outils de TIER 2. Une des spécificités de la LoE écotoxicologique est qu’en TIER 1 la plupart des outils étudient les effets dits « aigus », moins sensibles que les effets dits « chroniques » que renseignent les outils déployés en TIER 2. Pour un même niveau d’exposition à un mélange de substance, il est courant que les essais chroniques indiquent un impact alors que les essais aigus ne détectent pas d’effet. Mélanger ces deux types de résultats est donc bien susceptible d’influencer, de manière non pertinente, le score d’effet obtenu en TIER 2. Dans ce cas exemplifié, la prise en compte des résultats de TIER 1 amène à diminuer le score d’effet écotoxicologique de TIER 2. Cette modification du score est quantitative mais ne vient que modérément perturber le classement d’un sol par rapport à un autre. Ainsi, Bassin 1 est toujours le sol ou le score d’effet est le plus important et Stériles miniers vient toujours en deuxième. La position des trois derniers sols varie quelque peu mais grossièrement, Terrasse et Bassin 3 ont les scores d’effet les plus bas.


Incertitude à l’intérieur d’une LoE Nature du problème Actuellement, la disparité des données au sein d’une même LoE

n’est pas discutée.

Conséquence sur l’évaluation Il est possible que des données très hétérogènes obtenues par plusieurs outils au sein d’une même LoE ait un impact sur l’ERE.

Exemple -

Solution/Piste d’amélioration En premier lieu, il faut estimer si la dispersion des résultats au sein d’une LoE relève d’une dispersion normale liée à l’utilisation d’outils différents mais indiquant à peu près le même résultat ou bien relève du fait qu’un des outils soit particulièrement sensible à la contamination. Cet outil se révèlerai alors particulièrement pertinents dans le contexte de l’étude. Dans le deuxième cas, il faudrait donner plus d’importance aux résultats obtenus avec les outils les plus pertinents au travers d’une pondération. Pondérer les résultats reste en accord avec les principes de la méthode normalisée.

Question supplémentaire S’il est estimé que la dispersion des résultats entraîne de l’incertitude sur l’ERE, à partir de quel écart à l’intérieur d’une LoE ce principe de pondérer les résultats les plus robustes et/ou les plus pertinents devrait être appliqué ?

Trois approches dans trois domaines scientifiques différents Nature du problème La personne en charge de l’évaluation doit maîtriser les subtilités

de trois domaines scientifiques différents.

Conséquence sur l’évaluation La multiplicité des outils pris en compte peut conduire à la mauvaise interprétation de certains résultats.

Exemple En fonction du profil de l’évaluateur, il est attendu qu’il soit moins pertinent sur certaines LoE.

Solution/Piste d’amélioration La norme précise déjà au chapitre 6.1.3 – Parties prenantes impliquées dans une évaluation des risques écologiques que sont attendues l’intervention de plusieurs experts (experts des sols, écologues, écotoxicologues et évaluateurs du risque). Leurs contributions étant proportionnelle à la taille du site investigué. L’évaluation devrait donc être conduite à plusieurs ou au moins comprendre un circuit de relecture faisant intervenir les experts appropriés.

Composition de la batterie de bioessais Nature du problème La norme propose une liste de bioessais pour la LoE

écotoxicologique mais n’en précise pas le nombre minimum à réaliser.

Conséquence sur l’évaluation La batterie d’essai pourrait être insuffisante ou inappropriée.

Exemple Deux cas de figure sont possibles lorsqu’une batterie sous dimensionnée est utilisée :

- si l’organisme le plus sensible au type de pollution testée a bien été intégré à la batterie, alors le score d’effet de la LoE écotoxicologique est surestimé,

- s’il n’en fait pas partie, alors le score d’effet est sous-estimé.

Solution/Piste d’amélioration La norme TRIADE fait référence à la norme ISO 17616 pour présenter de façon générale les bioessais et pour les questions stratégiques (quels essais sont les plus utiles dans des situations données) et la façon d'interpréter les résultats qui y sont évoqués. Les principes qui y sont présentés peuvent être repris. Ainsi, la batterie d’essai doit couvrir plusieurs taxons et plusieurs types d’effets toxiques possibles, mais il conviendrait que ce soit plus explicitement décrit.


Empoisonnement secondaire Nature du problème Dans la norme, la problématique de l’empoisonnement secondaire

des prédateurs supérieurs est couverte par les recommandations formulées dans son annexe A. Les outils proposés renseignent sur le transfert des substances mesurées du sol à des organismes (plantes/mollusques). Ils peuvent s’insérer dans la LoE chimique mais rien n’est identifié dans les deux autres LoE.

Conséquence sur l’évaluation Il est possible que les éléments proposés soient suffisants, mais comparés avec les résultats d’outils orientés pour étudier l’empoisonnement secondaire, le risque pour les prédateurs peut être sous-estimé ; notamment si les substances présentes sont persistantes et bioaccumulables.

Exemple Dans le cas d’étude présenté dans ce rapport, il a été considéré que les concentrations chimiques mesurées dans les plantes et les rapports d’excès de transfert calculés dans les escargots (indices SET) sont exploitables en TIER 2 pour la LoE chimique puisqu’ils apportent une information sur la fraction biodisponible de la pollution du sol. Il aurait été possible de les considérer comme des résultats liés à l’évaluation de l’empoisonnement secondaire.

Solution/Piste d’amélioration Une solution est de pondérer les résultats des outils qui donnent des éléments sur ce risque. Il doit aussi être possible de réaliser l’évaluation selon la perspective de l’empoisonnement secondaire si cela est jugé pertinent en sélectionnant uniquement des outils appropriés :

- LoE approche chimique : utiliser des valeurs seuil pour l’empoisonnement secondaire

- LoE approche écotoxicologique : une réflexion plus en avant est nécessaire

- LoE approche écologique : certains outils basés sur la densité de population de prédateurs peuvent fournir des informations.

Une dernière approche serait de considérer une LoE supplémentaire qui prend en compte l’empoisonnement secondaire si de fortes capacités de transfert dans les organismes sont identifiées.


6.2. Qualité et pertinence de l’information acquise

L’évaluation de la qualité et de la pertinence de l’information acquise s’attache plus particulièrement aux résultats des outils proposés dans la norme et de leur utilisation pour calculer des scores d’effet.

Choix du témoin dans la LoE écotoxicologique Nature du problème Convient-il de considérer un seul site témoin (témoin externe) ou

bien un site témoin par essai ou par texture de sol, si celles-ci sont hétérogènes pour le site considéré ?

Conséquence sur l’évaluation Modification des conclusions en ce qui concerne la significativité des résultats des bioessais s’ils sont exprimés par rapport à un sol témoin de texture différente et que celle-ci a un impact prédominant sur le résultat.

Exemple Pour le bioessai Arthrobacter, la difficulté réside dans la variabilité de la réponse en fonction de la texture du substrat. A titre d’exemple, pour une même souche et en fonction des témoins recommandés dans la norme (sable de quartz : pente moyenne 530 ; sol LUFA 2.2 : pente moyenne 226)

Solution/Piste d’amélioration La phase de correction/ajustement des valeurs obtenues par rapport à celle du témoin (externe) prévue dans les calculs permet la comparaison des impacts entre les parcelles. Ce faisant, si les effets liés à la texture du sol du témoin externe sont importants, ils peuvent masquer les effets liés à la pollution d’un sol testé dont la texture provoquerait moins d’effet sur les organismes. En conséquence, les résultats des essais, y compris celui réalisé sur le site témoin, devraient être confrontés à ceux d’un « témoin labo ».

Remarque Avoir des sols pollués et témoin avec une même texture permet de caractériser l’impact « chimique » sur les populations testées. Si c’est un impact écologique qui est visé alors la texture du sol est un

Applicabilité restreinte des essais d’écotoxicité Nature du problème Réalisation des essais et utilisation des résultats pour des textures

de sols qui sont peu ou pas adéquates (en dehors de toute considération du niveau de contamination).

Conséquence sur l’évaluation Risque de disparité de l’information disponible pour les différentes parcelles prélevées.

Exemple Des résultats divergents ont été constatés entre les différents essais d’évitement pour le sol de la zone « Terrasse » quel que soit le sol témoin utilisé (LUFA ou témoin site). Ce comportement différent serait lié à une hétérogénéité de l’échantillon de sol (prélèvement de plusieurs sous échantillons pour reconstituer un échantillon moyen.

Solution/Piste d’amélioration Non prise en compte de l’essai pour toutes les parcelles s’il s’avère impossible d’en exploiter les résultats ou bien mise en place d’une pondération négative pour les parcelles pour lesquelles, l’essai a été jugé comme scientifiquement non pertinent


Informations non concordantes entre les observations terrain et les essais en laboratoire Nature du problème Données contradictoires entre les observations terrain et les

essais en laboratoire.

Conséquence sur l’évaluation Incertitude et difficulté d’interprétation des conclusions résultant d’observations divergentes entre laboratoire et terrain.

Exemple Pour Terrasse : il a été observé sur le terrain une présence importante de vers de terre lors du prélèvement de sol, pourtant, une mortalité élevée des adultes a été observée lors de l’essai de reproduction (67,5% après 4 semaines).

Solution/Piste d’amélioration Il est possible que les espèces présentes sur ce sol soient adaptées au niveau de contamination présente. Les espèces issues d’élevage pour le laboratoire subissent alors des effets non observés sur le terrain. Par ailleurs, l’espèce testée en laboratoire (Eisenia fetida, le vers de compost) ne fait pas nécessairement partie des espèces retrouvées dans un sol naturel. Les principes de l’approche TRIADE sont justement pensés pour prendre en compte et argumenter ces écarts. Le cas observé sur Terrasse a entrainé un écart type important lors du calcul du risque intégré et cela traduit donc la nécessité de produire plus d’information pour ce site afin de mieux y caractériser le risque.

Le TIER 1 de la LoE écotoxicologique et l’approche protectrice du risque Nature du problème Le TIER 1 de la LoE écotoxicologique ne comporte que des

bioessais aigus. Ces derniers sont adaptés à un contexte de dépistage, mais ne permettent pas de mettre en évidence les effets sub-chroniques (croissance, reproduction, etc…)

Conséquence sur l’évaluation Les résultats obtenus en TIER 1 sur un sol pourraient ne pas mettre en évidence d’effets aigus et ainsi conduire à l’arrêt de l’évaluation et passer à côté d’une écotoxicité pour les écosystèmes sur le long terme.

Exemple Les sols utilisés dans l’étude de cas étaient tous suffisamment contaminés pour exprimer des effets significatifs à court terme, mais la question se pose quand même.

Solution/Piste d’amélioration Étant donné la nature de la méthode TRIADE, cette situation ne devrait pas pouvoir se produire. Si la LoE écotoxicologique ne semble pas suffisamment protectrice au TIER 1 dans le cas d’un sol modérément contaminé, l’analyse des résultats est combinée à ceux provenant de la LoE chimique. Celle-ci en revanche peut être qualifiée de très protectrice surtout si ce sont les concentrations totales mesurées qui y sont considérées.


Interprétation des effets non significatifs des essais d’écotoxicité Nature du problème Pour certains essais, un pourcentage d’effet statistiquement

significatif ne se traduit pas forcément par un effet significatif du point de vue écologique. Ce seuil de significativité, appelé critère décisionnel, va déterminer si oui ou non le sol testé a un effet sur la population des organismes testés. La correction des valeurs obtenues sur les sols étudiés par rapport à celle obtenue sur le témoin peut entraîner une réduction conséquente en fonction de l’essai.

Conséquence sur l’évaluation L’expression des résultats des essais ré-échelonné peut donc conduire à un résultat sur les sols contaminés sous-estimé lorsque le sol témoin présente un effet en pourcentage relativement important mais pourtant non significatif du point de vue écologique.


Solution/Piste d’amélioration Lorsque l’effet est non significatif du point de vue écologique, le pourcentage d’effet pourrait être considéré comme nul au moment du nivellement des résultats avant exploitation des données, sur le témoin comme sur le sol contaminé.

La mesure de l’activité déshydrogénase de Arthrobacter globiformis en dessous de 30% ne traduit pas une inhibition significative du point de vue écologique (critère décisionnel de l’essai). La démonstration suivante vise à illustrer les conséquences d’un nivellement important sur les résultats en comparant les cas suivants :

- La méthode recommandée dans la norme est suivie à la lettre, le % d’effet du témoin est pris en compte sur l’expression des résultats obtenus.

- Il est considéré que l’effet mesuré est nul s’il est inférieur au seuil de significativité écologique. Les données utilisées sont celles de l’essai 1 Arthrobacter présenté dans les annexes. Sur cet essai, le critère décisionnel permettant de mettre en évidence un effet écologique est de 30 %. Cas 1 : le résultat obtenu sur le témoin est pris en compte tel quel sur l’expression des autres résultats

Activité déshydrogénase Arthrobacter

Stériles miniers

Terrasse Bassin 1 Bassin 3 Friche Témoin

% d'effet 0,54 0,7 0,79 0,59 0,6 0,26

Données réajustées4 0,38 0,59 0,72 0,45 0,46 0

Cas 2 : les effets inférieurs au critère décisionnel sont considérés comme nuls. Les données obtenues sur les sols étudiés sont bien réajustées par le % d’effet obtenu sur le sol témoin mais puisqu’il est nul, les valeurs ne changent pas.

Activité déshydrogénase Arthrobacter

Stériles miniers

Terrasse Bassin 1 Bassin 3 Friche Témoin

% d'effet 0,54 0,7 0,79 0,59 0,6 0

Données réajustées2 0,54 0,7 0,79 0,59 0,6 0

Considérer l’effet en dessous du critère décisionnel comme nul permet bien de conserver des valeurs élevées sur les sols étudiés qui présentent des % d’effet ayant une signification au sens écologique. En fait, la modification a assez peu d’impact sur les sols présentant des % d’effet très élevés (Bassin 1 : 0,72 à 0,79) et bien plus sur les sols présentant des résultats proches de ce critère

4 Equation utilisée : % 𝑑′𝑒𝑓𝑓𝑒𝑡 𝑑𝑢 𝑠𝑜𝑙−% 𝑑′𝑒𝑓𝑓𝑒𝑡 𝑑𝑢 𝑡é𝑚𝑜𝑖𝑛

1− % 𝑑′𝑒𝑓𝑓𝑒𝑡 𝑑𝑢 𝑡é𝑚𝑜𝑖𝑛 (Jensen, J. et M. Mesman (2006). "Ecological Risk

Assessment of Contaminated Land." : 138.)


décisionnel (Stériles miniers : 0,38 à 0,54). Il est à noter que si un des sols testés avait présenté un % d’effet inférieur à 30%, il aurait alors aussi été considéré comme nul. Bien que cette valeur nulle aurait par la suite tiré vers le bas le calcul du score d’effet de la LoE écotoxicologique sur cette zone, cela serait resté pertinent puisque l’essai Arthrobacter n’aurait pas démontré d’effet significatif au sens écologique.

Utilisation des données de tests à plusieurs critères d’effet Nature du problème Certains tests peuvent conduire à l’obtention de plusieurs critères

d’effet (mortalité, croissance, reproduction, germination, etc…).

Conséquence sur l’évaluation Pour un même bioessai, les données d’écotoxicité considérées pour le calcul du score d’effet LoE écotoxicologique peuvent varier selon les critères d’effet que l’évaluateur décide de retenir.

Exemple - Les critères de mortalité et de reproduction lors de l’essai d’inhibition de la reproduction vers de terre.

- Les critères de croissance et reproduction pour l’essai de reproduction nématodes.

- Les critères de germination et croissance des parties aériennes pour l’essai végétaux.

Solution/Piste d’amélioration Plusieurs pistes sont possibles et devraient être précisées : - Prise en compte du critère le plus sensible - De tous les critères, et dans ce dernier cas, de manière

équivalente ou avec une pondération Le choix parmi ces différentes options traduit en fait la volonté de l’évaluateur de privilégier une plus grande diversité d’information ou bien de retenir uniquement les critères les plus protecteurs.

Résultats d’outils incompatibles avec la méthode de mise à niveau. Nature du problème Les résultats des essais doivent pouvoir s’exprimer de 0 à 1 pour

être exploités selon la norme TRIADE. Certains indices écologiques ont des résultats qui s’expriment « en cloche », c’est-à-dire que les valeurs extrêmes de chaque côté ont la même signification.

Conséquence sur l’évaluation L’utilisation de ces outils dans la norme est compromise.

Exemple Le Nematode Channel ratio, un des indices présentés dans le rapport de Villenave (2017) est égal au rapport de l’abondance des nématodes bactérivores sur les nématodes microbivores (Coll et al. 2013). Un résultat moyen se traduit par un équilibre alors qu’un résultat très élevé ou très bas a la même signification : un déséquilibre des communautés.

Solution/Piste d’amélioration A moins de pouvoir exprimer les résultats autrement5, ce type d’information ne peut pas être utilisé dans le contexte de la norme TRIADE. C’est une limite identifiée de la norme.

6.3. Méthode de calcul

Pour permettre la comparaison des différents outils, leurs résultats sont exprimés pour pouvoir être échelonnés entre 0 et 1. Cette transformation fait appel à une série de calculs (Jensen et Mesman 2006). D’autres équations permettent d’agréger ces différents résultats en un score d’effet pour chaque LoE puis d’agréger ces derniers en un unique indice de risque intégré. Des observations ont été formulées concernant ces méthodes de calcul mais aussi à propos des valeurs seuil évoquées dans la norme.

5 Exprimer différemment le résultat de l’indice donné en exemple parait justement possible. En donnant une valeur

de 0 à la zone médiane, sans effet sur l’environnement, et de 1 pour les deux extrêmes. Quoi qu’il en soit il n’est pas proposé ce type de transformation dans la méthode recommandée dans la norme (Jensen et Mesman, 2006).


Valeur seuil pour une incertitude acceptable du risque intégré. Nature du problème Les outils du TIER supérieur sont déployés si l’incertitude calculée

du TIER en cours est plus élevée qu’un seuil défini à l’avance. La norme ne définit pas ce seuil.

Conséquence sur l’évaluation En termes de gestion de l’évaluation il est primordial de savoir quand il est nécessaire de mettre en place les outils du TIER supérieur. Cette valeur seuil est soumise au jugement d’expert et est donc contestable, elle va pourtant avoir une influence importante sur les conclusions de l’étude puisqu’elle permet d’interpréter l’indice de risque intégré.

Exemple Il n’a pas été retrouvé dans la littérature scientifique une application de la norme TRIADE où cette valeur seuil ait été commentée. La seule occurrence rencontrée est une valeur de 0,4 dans Jensen et Mesman (2006) et reprise dans une évaluation de la qualité des sols à proximité d’une ancienne fonderie au Brésil (Niemeyer et al. 2010, Niemeyer et al. 2015) ainsi que dans l’évaluation de 4 sols prélevés en Antarctique (Pereira et al. 2017). Cette valeur de 0,4 n’a pas été établie selon des fondements scientifiques, elle a été proposée pour illustrer les calculs de la méthode (Jensen et Mesman 2006).

Solution/Piste d’amélioration Un seuil d’incertitude de 0,4 correspond à une valeur relativement importante qui n’équivaut donc pas à une approche conservatrice au niveau de l’évaluation. Il semble déraisonnable de fixer ce seuil plus haut. Cette valeur pourrait être conservée dans un premier temps puis diminuée par la suite si les retours d’expérience le justifient. Une proposition supplémentaire consiste aussi à proposer un seuil égal à l’écart entre les scores d’effet plutôt que par l’écart type.

Le calcul de la pression toxique (TIER 1 LoE chimique) Nature du problème En TIER 1 pour la LoE chimique, il est proposé de calculer la

pression toxique selon la méthode de calcul de la msPAF (multi substance Potentially Affected Fraction of species, c’est-à-dire le pourcentage d’espèces potentiellement affecté par le mélange de substances) (Jensen et Mesman 2006). Seulement, le choix des valeurs utilisées pour être comparées aux concentrations d’exposition est laissée à l’évaluateur. Cette latitude est censée pouvoir convenir au principe de proportionnalité de l’évaluation mais aussi palier à d’éventuelles indisponibilités de valeurs de référence.

Conséquence sur l’évaluation Le score d’effet de la LoE chimique (TIER 1) va dépendre du choix de ces valeurs de référence. La reproductibilité de l’étude pourrait être compromise, ce qui va à l’encontre de ce que représente une méthode normalisée.


Solution/Piste d’amélioration La pression toxique devrait par défaut être calculée d’après les HC50NOEC, une déviation de la méthode est possible mais devrait être argumentée.

La pression toxique correspond au résultat en TIER 1 qui est exploité par la LoE chimique. Elle consiste à comparer une concentration d’exposition mesurée à une valeur seuil et ce pour chaque substance. Ces valeurs seuil peuvent être de plusieurs nature :

- Des critères de qualité du sol comme les SSL (soil screening level) ou les PNEC (concentration sans effet prédite).

- Des HC50NOEC (fait référence à la distribution statistique des NOEC - No Effect Concentration) obtenues lors d’essais d’écotoxicité, le résultat de la pression toxique obtenu est une ms-PAF.

- La moyenne géométrique des NOEC disponibles - Une valeur obtenue par extrapolation grâce à la méthode des coefficients de partage à

l’équilibre depuis la HC50NOEC obtenue lors d’essais d’écotoxicité aquatiques.


Dans le cadre de l’étude de cas du projet TRIPLE (ANNEXE 5), la pression toxique calculée correspond à la ms-PAF (multi substance Potentially Affected Fraction of species), c’est-à-dire au pourcentage d’espèces potentiellement affectées par les concentrations d’exposition mesurées dans le sol (Jensen et Mesman 2006). Pour obtenir ce résultat, les concentrations mesurées sont comparées à une HC50 pour chaque substance. La HC50NOEC est obtenue en réalisant la distribution statistique des différentes NOEC disponibles pour la substance dans la littérature. La HC50 correspond alors à la concentration pour laquelle 50% des NOEC sont atteintes, autrement dit pour laquelle 50% des espèces sont susceptibles de subir des effets significatifs. Le calcul de la ms-PAF est particulièrement indiqué pour comparer le niveau de pollution entre plusieurs sols.

Figure 8 : Distribution cumulative des NOEC pour le cadmium dans le sol (à gauche). La courbe log-logistique peut être utilisée pour dériver des objectifs de qualité et la fraction potentiellement affectée des espèces (à droite) (Klepper

et al. 1998).

De plus, pour prendre en compte le fait que les sols mis à disposition sont très contaminés, il a été décidé de suivre les recommandations du document guide (Jensen et Mesman 2006) et de considérer les HC50EC50 plutôt que les HC50NOEC (le détail de ces valeurs est présenté en annexe 4 avec le cas d’étude). Pour illustrer l’impact qu’a ce choix des valeurs sur le résultat de la LoE chimique, la ms-PAF est calculée en utilisant la HC50EC50 puis en utilisant la HC50NOEC (Tableau 7). La ms-PAF, prend en compte la totalité des substances présentes mais les résultats individuels, les PAF, obtenus pour trois des ETM sont également reportés dans le tableau.


Tableau 7 : ms-PAF (multi substance Potentially Affected Fraction of species) en fonction de la valeur seuil retenue.

Stériles miniers

Terrasse Bassin 1 Bassin 3 Friche

Ms-PAF (HC50EC50) 1,00 1,00 1,00 1,00 0,99

Ms-PAF (HC50NOEC) 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00

PAFCadmium (HC50NOEC) 0,97 0,95 0,99 0,99 0,93

PAFCadmium (HC50EC50) 0,74 0,61 0,87 0,94 0,52

PAFPlomb (HC50NOEC) 0,99 0,96 0,99 0,99 0,91

PAFPlomb (HC50EC50) 0,94 0,70 0,91 0,94 0,49

PAFZinc (HC50NOEC) 1,00 0,99 1,00 1,00 0,99

PAFZinc (HC50EC50) 0,99 0,95 0,99 0,99 0,92 Il est dans un premier temps difficile de se rendre compte de l’impact que le choix de la valeur retenue pour le calcul entraine puisque la ms-PAF rend compte de la totalité des ETM dans le sol et que les différentes PAF sont agrégées. La différence est plus visible si la comparaison se fait pour une seule substance. Les résultats individuels pour trois des métaux ayant les concentrations les plus élevées sont rapportés. Pour les sols « Terrasse » et « Friche », la sélection de la valeur seuil HC50NOEC plutôt que HC50EC50 va aller jusque presque doubler la fraction d’espèces potentiellement affectées. La façon dont est calculée la PAF a bien une influence sur le score d’effet de la LoE Chimique au TIER 1. Ce n’est pas vraiment visible sur le cas étudié puisque l’impact est d’approximativement 100% sur tous les sites, mais elle aura plus d’importance sur des sols moins pollués.

Les transformations log dans les équations Nature du problème Le calcul des scores d’effet et de l’indice de risque intégré prescrit

par la norme TRIADE passe par des moyennes faisant intervenir des transformations logarithmiques4. Ces moyennes logarithmiques sont ensuite retransformées en valeurs normales.

Conséquence sur l’évaluation Cette transformation log tire les scores d’effet et les indices de risques intégrés vers les valeurs élevées, vers une situation d’impact constaté. Elle conduit donc probablement à une majoration du risque.

Exemple Illustré en dessous

Solution/Piste d’amélioration Cette surestimation du risque positionne cette méthode comme protectrice au moins dans un premier temps. Ce point pourrait justifier une étude plus appuyée dans l’avenir.

Ce point est illustré en calculant l’indice de risque intégré de trois sols pour lesquels les scores d’effet des trois approches sont choisis :

- Cas 1, les 3 LoE ont des scores d’effet élevés, - Cas 2, les 3 LoE ont des scores d’effet peu élevés, - Cas 3, une des LoE seulement présente un score d’effet élevé, - Cas 4, une des LoE seulement présente un score d’effet peu élevé, - Cas 5, semblable au Cas 3 mais le score d’effet élevé est un peu moins élevé.

Deux méthodes de calcul de l’indice de risque intégré sont utilisées, celle citée dans la norme TRIADE (Jensen et Mesman 2006)6 et une moyenne géométrique.

6 Voir Tableau 20 dans l’ANNEXE 5 pour une démonstration des calculs avec les équations.


Cas 1 Cas 2 Cas 3 Cas 4 Cas 5

LoE chimique 0,99 0,30 0,99 0,90 0,90

LoE écotoxicologique 0,80 0,20 0,20 0,90 0,20

LoE écologique 0,80 0,20 0,20 0,20 0,20

Indice de risque intégré (Jensen et Mesman, 2006)

0,93 0,23 0,81 0,80 0,60

Indice de risque intégré (moyenne géométrique)

0,86 0,23 0,34 0,55 0,33

Incertitude 0,11 0,06 0,46 0,40 0,40 Si les trois scores d’effet considérés sont proches, et donc que les résultats des trois approches sont cohérents (ce qui se traduit par une faible incertitude) alors les deux méthodes de calcul aboutissent à un résultat comparable. Cependant si les scores d’effets sont hétérogènes, les indices de risques calculés diffèrent de façon importante selon la méthode utilisée. De plus, la méthode recommandée dans la norme TRIADE tire bien les résultats vers une conclusion d’impact sur les écosystèmes puisque l’indice de risque intégré obtenu pour les cas 3 et 4 sont élevés et très proches (0,81 et 0,80) alors qu’une seule des LoE du cas 3 présentait un score d’effet élevé. Toutefois, les incertitudes qui y sont attachées traduisent la nécessité de déployer le TIER 2 (incertitudes des cas 3 et 4 sont supérieures à 0,4). La comparaison des résultats obtenus entre le cas 3 et 5 permettent également de rendre compte que plus une des valeurs s’approche de 1, plus l’indice de risque calculé va être élevé. Si l’indice est calculé en faisant une moyenne géométrique, augmenter la valeur du score d’effet élevé de 0,9 à 0,99 va faire augmenter le résultat final de 0,01. Mais si c’est la méthode proposée dans la norme ISO 19204 qui est retenue, le résultat final va augmenter de 0,21, probablement à cause des transformations logarithmiques qui interviennent. Au cours de la réalisation du cas appliqué, il a été observé que cette méthode pour agréger différents résultats dans un unique score d’effet avait aussi pour conséquence de donner plus de poids aux outils qui avaient démontré des effets importants. C’est particulièrement visible au moment du calcul du score d’effet de la LoE écotoxicologique (Tableau 25), où le sol « friche » se voit accorder un score élevé (0,83) alors qu’il n’y avait aucun impact du point de vue de la reproduction des nématodes et peu d’impact sur la croissance de l’avoine. Ce score élevé est la conséquence des impacts importants observés lors de la reproduction des vers de terre et de la croissance du navet. Au moins pour le calcul du score d’effet, la démarche, protectrice, parait pertinente.


6.4. Développements potentiels

Les outils non listés Nature du problème La norme spécifie que la liste des outils d’analyse du risque ne doit

pas se limiter à ceux qui y sont proposés. Comment décider dans quelle LoE et dans quel TIER placer un nouvel outil ?

Conséquence sur l’évaluation Cette décision a une influence sur le résultat de l’ERE.

Exemple Certains résultats, disponibles pendant le projet, ne correspondant pas aux outils listés dans la norme, n’ont pas été intégrés au jeu de données. Ces outils sont : la phytodisponibilité relative en flux d’ETM du sol à la plante et l’indice Omega 3.

Solution/Piste d’amélioration A moins d’une mise à jour régulière de la norme pour intégrer de nouveaux outils dans les listes, l’évaluateur doit faire appel à son expertise pour utiliser au mieux ces résultats. Pour le guider et répartir les outils d’analyse à sa disposition, l’évaluateur peut par exemple s’appuyer sur des travaux existants dans le cadre des évaluations de type TRIADE (Critto et al. 2007, Semenzin et al. 2007). Les auteurs ont mis au point une méthodologie transparente pour classer différents outils selon les trois LoE et selon leur niveau de complexité (TIER). Elle semble être en accord avec les propositions de la norme puisque, par exemple, l’essai de reproduction de vers de terre, outil de TIER 2 dans la norme, s’y voit classé en TIER 2 voire TIER 3.

Remarque supplémentaire Pendant la réalisation de l’étude de cas, il a été décidé d’utiliser l’indice SET et les mesures des concentrations dans les plantes comme des éléments apportant de l’information sur la biodisponibilité des métaux dans le sol et donc affiliés au TIER 2 de la LoE chimique. Il aurait été tout aussi pertinent de plutôt les considérer comme appartenant au TIER 3 de la LoE chimique en tant que « autres techniques avancées » (voir Tableau 1).

Présenter un indice intégré ou bien les trois scores d’effet des LoE ? Nature du problème L’indice de risque intégré permet une interprétation des résultats

plus compréhensible mais en conséquence, l’information véhiculée par les trois scores d’effet est perdue.

Conséquence sur l’évaluation L’utilisation d’un indice seul, peut conduire à une simplification excessive des informations disponibles et masquer les résultats issus des différentes LoE (Chapman 2000). L’utilisation d’un indice intégré provoque la compression d’information (Burton et al. 2002).

Exemple -

Solution/Piste d’amélioration Même si la conclusion de l’évaluation passe par l’interprétation de l’indice de risque intégré, les différents scores d’effet calculés devraient être discutés.


Faut-il ajouter de nouvelles approches (LoE) dans la démarche ? Nature du problème La norme TRIADE peut être considérée comme l’adaptation au sol

de la méthode d’évaluation du sédiment, la SQT pour Sediment Quality Triad (Chapman 1990) qui repose elle aussi sur le principe d’une évaluation basée sur trois approches méthodologiquement différentes. Il a déjà été proposé d’intégrer de nouveaux axes d’études à cette SQT, de la même façon, l’évaluation de la qualité du sol TRIADE pourrait intégrer de nouvelles LoE et devenir une tétrade ou une pentade (Chapman et Hollert 2006).

Conséquence sur l’évaluation L’interprétation de l’écart type de l’indice de risque intégré serait probablement plus pertinente.

Exemple -

Solution/Piste d’amélioration De nombreux exemple de nouveaux axes sont proposés pour l’évaluation de la qualité du sédiment (Chapman et Hollert 2006). Certains peuvent être repris ou adaptés :

- Empoisonnement secondaire - Analyse dirigée par les effets (EDA) - Essais d’écotoxicité réalisés in situ - Évaluation de la morphologie de l’habitat - Etc…

7. Bilan La norme TRIADE a pu être appliquée avec succès sur les 5 sols considérés du site atelier. Les résultats obtenus avec les outils du TIER 1 ont permis une conclusion pour 3 des 5 sites, la prise en compte de l’incertitude de l’évaluation, représentée par l’écart type séparant les résultats de chacune des 3 LoE, a exprimé le besoin de poursuivre en TIER 2 sur les 2 sites restants. L’utilisation des outils du TIER 2, plus sensibles, et qui prennent en compte des notions plus complexes, a permis de réduire les incertitudes jusqu’à les considérer comme acceptables. Une conclusion a donc pu être formulée sur l’ensemble des zones. En définitive, tous les sols considérés sur le site atelier présentent un risque important pour les écosystèmes terrestres, ce qui était prévisible au vu des fortes concentrations en métaux dans le sol. L’utilisation de la norme TRIADE a toutefois soulevé de nombreuses remarques et interrogations pour lesquelles il n’a pas toujours été possible de trouver de solutions ou de formuler des recommandations. Mis à part ces zones d’ombres, l’applicabilité de la méthode telle qu’elle est décrite dans la norme a été démontrée et il est estimé que le cadre qu’elle fournit peut permettre une homogénéité vis-à-vis de l’interprétation du risque conduite par différents experts sur différents sites. Dans le principe, l’utilisation de la norme TRIADE est donc prometteuse et devrait permettre de parvenir à des résultats satisfaisants mais le retour d’expérience devrait être pris en compte afin d’en améliorer les aspects pratiques.

8. Perspectives Le projet TRIPLE a atteint l’essentiel de ses objectifs. C’est-à-dire acquérir de l’expérience sur son utilisation dans le cadre d’une étude de cas et ce faisant évaluer l’applicabilité de la norme TRIADE ainsi qu’apprécier la pertinence des outils proposés et la qualité de l’information obtenue. Il reste toutefois des questions en suspens qui pourraient trouver des réponses soit à partir des données déjà acquises lors du projet, soit en simulant de nouveaux cas d’études à partir de données fictives se basant sur les résultats du projet, soit enfin en réalisant un autre cas d’étude de terrain. Par ailleurs, si un nouveau cas d’étude de terrain devait être réalisé, il serait souhaitable de considérer des sols moins contaminés que ceux présentés ici. En effet, avec le recul, les sols sélectionnés pour le projet TRIPLE étant tous très chargés en ETM, il était difficile d’apprécier la sensibilité de certains outils comme par exemple le calcul de la pression toxique.


9. Annexes ANNEXE 1 : Mesures physicochimiques réalisées en 2017 ........................................................... 34 ANNEXE 2 : Évolution des concentrations mesurées en 2014 et 2017. ........................................ 35 ANNEXE 3 : Résultats des essais d’écotoxicité de niveau TIER 1 réalisés en 2017. .................. 38 ANNEXE 4 : Résultats des essais d’écotoxicité de niveau TIER 2 réalisés en 2017. ................... 39 ANNEXE 5 : Étude de cas sur un ancien site minier. ...................................................................... 41


ANNEXE 1 : Mesures physicochimiques réalisées en 2017

Unité TEMOIN 1 BASSIN 1 BASSIN 3 TERRASSE FRICHE STERILES MINIERS

Argile (< 2mm) g/kg 148 338 81 251 127 47

Limons fins (2/20 µm) 243 385 94 206 133 70

Limons grossiers (20/50 µm) 211 108 210 179 196 89

Sables fins (50/200 µm) 264 81 526 235 415 342

Sables grossiers (200/2000 µm) 134 88 89 129 129 452

Chrome (Cr) mg/kg 34,5 93,1 40 40,6 28,4 9,81

Cuivre (Cu) 22,9 326 133 191 46,9 5,93

Nickel (Ni) 19 62,3 27,2 22 18,8 9,09

Zinc (Zn) 156 152 000 202 000 33 200 21 100 110 000

Cobalt (Co) 5,44 11,3 6,98 6,18 4,92 4,67

Plomb (Pb) mg/kg 48,6 40 400 62 800 10 800 4 700 61 400

Cadmium (Cd) 0,867 697 1 480 179 130 310

Thallium (Tl) 1,1 83,7 26,1 13 15,6 54,7

Molybdène (Mo) 0,425 8,16 3,37 1,54 2,32 15,9

Aluminium (Al) mg/kg 360 603 215 311 216 25,8

Calcium (Ca) 1 510 264 635 1 150 1 170 1 150

Fer (Fe) 155 1 010 460 360 290 1 130

Potassium (K) 118 105 39,5 110 72 7,88

Magnésium (Mg) 160 195 384 324 673 733

Manganèse (Mn) 266 521 508 508 350 210

Sodium (Na) 55,1 4,97 6,39 6,55 20,3 < 2

Phosphore (P2O5) 16,6 25,9 13,7 19,9 19,5 3,32

Arsenic (As) mg/kg 14,8 3030 1490 207 261 2320

Extraction CaCl2 TEMOIN 1 BASSIN 1 BASSIN 3 TERRASSE FRICHE STERILES MINIERS

Cadmium (Cd) µg/kg 2,53 33 500 9 850 2 590 6 890 3 440

Chrome (Cr) < 10 < 10 < 10 < 10 < 10 < 10

Cuivre (Cu) 73,4 26,2 < 15 247 51,7 < 15

Nickel (Ni) < 15 20,7 < 15 < 15 51 < 15

Plomb (Pb) < 3 7 060 1 880 2 450 2 910 2 590

Zinc (Zn) < 10 355 000 82 900 120 000 414 000 8 8200


ANNEXE 2 : Évolution des concentrations mesurées en 2014 et 2017.

Figure 9 : Évolution des concentrations des principaux ETM mesurés en 2014 puis en 2017 sur Bassin 1

Figure 10 : Évolution des concentrations des principaux ETM mesurés en 2014 puis en 2017 sur Bassin 3

1

10

100

1000

10000

100000

1000000

2014 2017

Bassin1

Bassin 1 (en mg/kg)

arsenic Cadmium (Cd) Chrome (Cr) Cobalt (Co)

Fer (Fe) Manganèse (Mn) Nickel (Ni) Plomb(Pb)

thallium Zinc (Zn)

1

10

100

1000

10000

100000

1000000

2014 2017

Bassin3

Bassin 3 (en mg/kg)



thallium Zinc (Zn)


Figure 11 : Évolution des concentrations des principaux ETM mesurés en 2014 puis en 2017 sur Friche (pas de mesure de cobalt ni de zinc en 2014)

Figure 12 : Évolution des concentrations des principaux ETM mesurés en 2014 puis en 2017 sur Stériles miniers

1

10

100

1000

10000

100000

2014 2017

Friche

Friche (en mg/kg)



thallium Zinc (Zn)

1

10

100

1000

10000

100000

1000000

2014 2017

Stériles miniers

Stériles miniers (en mg/kg)



thallium Zinc (Zn)


Figure 13 : Concentration des principaux ETM mesurés en 2017 sur Terrasse

Figure 14 : Évolution des concentrations des principaux ETM mesurés en 2014 puis en 2017 sur Témoin

1

10

100

1000

10000

100000

2014 2017

Terrasse

Terrasse (en mg/kg)



thallium Zinc (Zn)

0,1

1

10

100

1000

10000

2014 2017

Témoin

Témoin (en mg/kg)

arsenic Cadmium (Cd) Chrome (Cr)

Cobalt (Co) Fer (Fe) Manganèse (Mn)

Nickel (Ni) Plomb(Pb) thallium

Zinc (Zn)


ANNEXE 3 : Résultats des essais d’écotoxicité de niveau TIER 1 réalisés en 2017.

Témoin site Friche Bassin 1 Bassin 3 Terrasse Stériles miniers Commentaires / Infos

complémentaires

Evitement vers de terre

Témoin LUFA

Essai 1 Répartition des vers Sol témoin/ Sol testé

Aucun évitement (56%

/ 44%)

Evitement significatif

(80% / 20%)


(100% / 0%)


(83% / 17%)

Aucun évitement

(53% / 47%)

Evitement significatif (94% / 6%)

Critère décisionnel Nombre de vers dans le sol

testé ≤ 20%



(84% / 16%)

Evitement vers de terre Témoin site


Tendance à l'évitement

mais non significative (70% / 30%)

Tendance à l'attraction

pour Terrasse (30% / 70%)


Aucun

évitement (52% / 48%)

Mortalité vers de terre (essai

préliminaire) Mortalité 100% 40% 100%

Mesure de l'acctivité

déshydrogénase de Arthrobacter

globiformis

Essai 1 comparaison / témoin LUFA

Pente (15-45 min) 166 97 47 92 68 105 Pente témoin LUFA : 226

Critère décisionnel Inhibition de l'activité

> 30% Inhibition 26% 60% 79% 59% 70% 54%

Essai 1 comparaison /

témoin site

Pente (15-45 min) 97 47 92 68 105 Pente témoin site : 166

Inhibition 45% 72% 45% 59% 40%


Pente (15-45 min) 313 215 53 157 149 145 Pente témoin LUFA : 306

Inhibition -2% 30% 83% 49% 51% 53%


témoin site

Pente (15-45 min) 215 53 157 149 145 Pente témoin site : 313

Inhibition 31% 83% 50% 52% 54%


ANNEXE 4 : Résultats des essais d’écotoxicité de niveau TIER 2 réalisés en 2017.

Témoin site Friche Bassin 1 Bassin 3 Terrasse Stériles miniers

Commentaires / Infos complémentaires

Émergence et croissance des

végétaux supérieurs (Avoine)

Comparaison / témoin LUFA

Masse sèche (mg/pot)

234 132 43 44 176 97

Essais réalisés avec et sans fertilisation. Présentation des résultats uniquement avec fertilisation Pas d'effet sur l'émergence. Masse sèche du témoin LUFA : 345 mg pour 5 pousses.

Inhibition 32% 62% 88% 87% 49% 72%

Comparaison / témoin site


234 132 43 44 176 97

Inhibition 44% 82% 81% 25% 59%

Émergence et croissance des

végétaux supérieurs (Navet)

Comparaison / témoin LUFA


210 17 6 14 26 11

Masse sèche du témoin LUFA : 316 mg pour 5 pousses

Inhibition 34% 95% 98% 96% 92% 97%



210 17 6 14 26 11

Inhibition 92% 97% 93% 88% 95%


Témoin site Friche Bassin 1 Bassin 3 Terrasse Stériles miniers

Commentaires / Infos complémentaires

Survie, Croissance et reproduction de Caenorhabditis

elegans

Essai 1 (comparaison /

témoin site)

Reproduction moyenne par

individu 73 92 36 26 7 32

Considération uniquement de l'effet sur la reproduction, ce paramètre étant le plus sensible. Les effets sur la croissance ont mis en évidence un effet significatif uniquement pour bassin 1

Inhibition -25% 50% 64% 90% 57%



individu 80 96 3 25 46 9

Inhibition 34% 21% 97% 79% 62% 93%


témoin site


individu 80 96 3 25 46 9

Inhibition -19% 96% 69% 42% 89%

Reproduction des vers de terre

Comparaison / témoin ISO


récipient 34 0 6 0

Mortalité très rapide pour Jardin : 100% en 48h

Inhibition 51% 100% 91% 100%



récipient 34 0 6 0

Inhibition 100% 82% 100%


ANNEXE 5 : Étude de cas sur un ancien site minier.

1. Introduction Le cas d’étude qui suit s’inscrit dans le projet TRIPLE (pour « la méthode TRIADE pour l’évaluation du Risque Pour Les Ecosystèmes - Application sur un site atelier ») et poursuit l’objectif d’acquérir de l’expérience sur l’application de la norme ISO 19204 TRIADE “ Qualité du sol -- Procédure d'évaluation des risques écologiques spécifiques au site de la contamination des sols (approche TRIADE de la qualité du sol)”. Il se déroule sur un ancien site dont les sols sont contaminés aux ETM. Cinq parcelles ont été retenues pour l’étude de cas selon des critères permettant d’éprouver autant que possible les limites de la méthode TRIADE (4.1, p12). L’objectif du cas d’étude n’est pas de réaliser l’évaluation du risque pour les écosystèmes présents, celle-ci ayant déjà été réalisée, mais bien d’évaluer la méthode décrite dans la norme.

2. Description du site et données utilisées dans le cas d’étude

Ces informations sont disponibles dans le chapitre 4 (p12) du rapport.

3. TIER 1 de l’approche TRIADE : le niveau de dépistage

Les données utilisées pour réaliser le TIER1 de ce cas d’étude sont les suivantes : - LoE chimique : concentration totale des ETM. - LoE écotoxicologique : évitement vers de terre, activité déshydrogénase (Arthrobacter). - LoE écologique : visite des zones (% couverture végétale).

Les résultats de tous ces outils sont échelonnés pour s’exprimer de 0, pour aucun effet, à 1, qui se traduit par un impact maximum. Un score d’effet est calculé pour chaque élément de preuve (LoE) considéré dans la TRIADE. Ce score va de 0, pour aucun effet, à 1, qui se traduit par un impact maximum. Ces trois scores d’effet sont ensuite agrégés dans un indice de risque intégré.

3.1. LoE chimique

Les concentrations mesurées sur les sites sélectionnés sont disponibles en Annexe 1. La méthode recommandée dans la norme ISO 19204 décrit plusieurs façon de calculer la pression toxique (Jensen et Mesman 2006). Pour cet exercice il a été décider de calculer la ms-PAF (multi substance-Potentially Affected Fraction of species) en utilisant la sensibilité de distribution des espèces et donc de choisir comme valeur seuil les HC50 des substances présentes. Les HC50 correspondent, en se basant sur la distribution des résultats d’essais d’écotoxicité réalisés avec une substance, à la valeur pour laquelle 50% des espèces sont affectées. Les valeurs retenues pour le cas d’étude sont issues de documents du RIVM (Verbruggen et al. 2001, van Vlaardingen et al. 2005) où elles sont présentées comme des SRAeco (Serious Risk Additionnal concentration). De plus, en accord avec le document guide (Jensen et Mesman 2006), étant donné que les niveaux de contamination sur le site atelier sont très élevés, pour permettre une meilleure interprétation des effets de la pression toxique il a été estimé pertinent de prendre en compte les HC50EC50. Ces derniers sont obtenus d’après l’équation suivante :

HC50EC50 = 10 × HC50NOEC (Rutgers et al. 2008)


Tableau 8 : HC50-NOEC utilisées dans le cas d'étude.

HC50NOEC (mg/kg) HC50EC50 (mg/kg) Source des HC50NOEC

Arsenic 56* 560 Verbruggen et al. 2001

Cadmium (Cd) 12 120 Verbruggen et al. 2001

Chrome (Cr) 120 1200 Verbruggen et al. 2001

Cobalt (Co) 15* 150 van Vlaardingen et al. 2005

Cuivre (Cu) 60 600 Verbruggen et al. 2001

Molybdène (Mo)

269 2690 van Vlaardingen et al. 2005

Nickel (Ni) 65* 650 Verbruggen et al. 2001

Plomb (Pb) 490 4900 Verbruggen et al. 2001

Thallium (Tl) 1** 10 van Vlaardingen et al. 2005

Zinc (Zn) 210 2100 Verbruggen et al. 2001

*: moyenne géométrique de résultats d’essais d’écotoxicité chroniques. ** : obtenu par la méthode des coefficients de partage à l’équilibre.

Les HC50NOEC n’étant pas disponibles pour toutes les substances, il n’a pas été calculé de HC50EC50 pour tous les ETM mesurés sur le terrain. Cela aurait été nécessaire si l’exercice constituait une véritable évaluation de risque pour les écosystèmes mais les informations rassemblées sont suffisantes pour atteindre les objectifs du cas d’étude : éprouver la méthode ISO 19204. Les résultats obtenus en suivant le document guide (Jensen et Mesman 2006) peuvent être présentés comme suit dans le Tableau 9. Tableau 9 : TIER 1, score d’effet de la LoE chimique, la ms-PAF calculée depuis les HC50EC50.

Stériles miniers

Terrasse Bassin Bassin 3 Friche

Chrome (Cr) -0,02* 0 0,04 0 0

Cuivre (Cu) -0,02* 0,20 0,32 0,14 0,03

Nickel (Ni) -0,01* 0 0,05 0,01 0

Zinc (Zn) 0,99 0,95 0,99 0,99 0,92

Cobalt (Co) 0 0 0,03 0,01 0

Plomb (Pb) 0,94 0,70 0,91 0,94 0,49

Cadmium (Cd) 0,74 0,61 0,87 0,94 0,52

Thallium (Tl) 0,85 0,53 0,90 0,72 0,58

Molybdène (Mo) 0 0 0 0 0

Arsenic (As) 0,82 0,24 0,86 0,74 0,29

ms-PAF = le score d’effet LoE chimique

1 1 1 1 0,99

* : les résultats sont exprimés par rapport à la PAF calculée sur le milieu de référence avec l’équation rappelée au Tableau 8, une valeur négative indique que le site considéré présente une concentration d’exposition inférieure à celle mesurée sur ce dernier.

Le score d’effet de la LoE chimique indique une qualité de sol très dégradée pour l’ensemble des sols considérés.

3.2. LoE écotoxicologique

Pour le TIER 1, les résultats d’essais suivants sont disponibles : - Evitement vers de terre (ISO 17512 -1 : 2009) - Mesure de l’activité déshydrogénase de Arthrobacter globiformis (ISO 18187 : 2016).


Le détail des résultats est disponible dans l’annexe 2. La méthode décrite dans le document guide (Jensen et Mesman 2006) prévoit une étape de correction des valeurs par rapport au site de référence (exemple avec l’expression du résultat de l’essai d’évitement vers de terre, Tableau 10). En conséquence, les résultats retenus parmi ceux présentés à l’annexe 2 correspondent aux résultats obtenus par rapport au témoin de laboratoire (le sol LUFA). Si plusieurs résultats sont disponibles, la moyenne est considérée. C’est le cas notamment de l’essai vers de terre sur le sol « Terrasse » et de l’ensemble des résultats de l’essai Arthrobacter. Tableau 10 : expression essai d’évitement vers de terre par rapport au site de référence

Évitement Stériles miniers

Terrasse Bassin1 Bassin3 Friche Témoin

Résultat essai d’évitement

0,88 0,37* 1 0,67 0,60 0,12

Résultat par rapport au site de référence7

0,86 0,28 1 0,63 0,55 0

* : moyenne de deux résultats (6% et 68% d’évitement).

Le calcul du score d’effet de la LoE écotoxicologique se fait selon le document guide et intègre les résultats des deux essais : Tableau 11 : Démonstration du calcul du score d'effet de la LoE écotoxicologique (TIER 1)

Stériles miniers


Évitement vers de terre 0,86 0,28 1 0,63 0,55

Activité déshydrogénase (Arthrobacter)

0,45 0,55 0,77 0,47 0,38

Étape 1, log(1-resultat exprimé d’après le site de référence)

Evitement vers de terre

-0,87 -0,15 -1,94 -0,43 -0,34

Activité déshydrogénase (Arthrobacter)

-0,26 -0,35 -0,64 -0,27 -0,20

Étape 2, moyenne des valeur log -0,56 -0,25 -1,29 -0,35 -0,27

Étape 3, transformation inverse des valeurs log, le score d’effet LoE écotoxicologique = 1-(10Etape2)

0,7z3 0,43 0,95 0,55 0,47

Les scores d’effet écotoxicologique indiquent une qualité de sol très dégradée pour « Stériles miniers et Bassin 1 » et dégradée pour les autres sols.

3.3. LoE écologique

Pour le TIER 1, le score d’effet de la LoE écologique correspond au pourcentage de recouvrement végétal obtenu par simple observation lors d’une visite sur le site. Un score de 0 correspond à aucun impact, donc 100% de recouvrement (c’est le cas du site de référence). Un score de 1 correspond à un impact maximum, donc pas du tout de végétation.

7 Equation utilisée : % 𝑑′𝑒𝑓𝑓𝑒𝑡 𝑑𝑢 𝑠𝑜𝑙−% 𝑑′𝑒𝑓𝑓𝑒𝑡 𝑑𝑢 𝑡é𝑚𝑜𝑖𝑛

1− % 𝑑′𝑒𝑓𝑓𝑒𝑡 𝑑𝑢 𝑡é𝑚𝑜𝑖𝑛 (Jensen, J. et M. Mesman (2006). "Ecological Risk

Assessment of Contaminated Land." : 138.)


Tableau 12 : Tier1, score d'effet de la LoE écologique

Stériles miniers


Couverture végétale en %

25 100 0 20 100

Sore d’effet de la LoE écologique

0,75 0 1 0,80 0

Le score d’effet écologique indique une qualité de sol très dégradée pour « Stériles miniers, Bassin 1 et Bassin 3 » et de très bon état pour les sols « Terrasse et Friches ».

3.4. TIER 1 : indice de risque intégré.

Le calcul de l’indice de risque intégré reprend les étapes pour intégrer les résultats de plusieurs outils dans un même score d’effet (exemple, le score d’effet de la LoE écotoxicologique, Tableau 11), mis à part que cette fois, l’écart type obtenu entre les trois scores d’effet a de l’importance car il représente l’incertitude de l’étude. Tableau 13 : Tier 1, indice de risque intégré et incertitude.

TIER 1 Stériles miniers




LoE écologique 0,75 0 1 0,80 0


0,99 0,90 1 0,99 0,86

Écart type (incertitude)

0,15 0,50 0,03 0,22 0,50

Figure 15: TIER 1, répartition des scores d'effet des trois LoE.

L’écart type qui sépare les trois scores d’effet des LoE représente l’incertitude qui pèse sur l’évaluation. Si les trois approches donnent des résultats cohérents, l’écart type est faible et les principes du poids de la preuve (Weight of Evidence) sur lesquels reposent la TRIADE indiquent que l’incertitude de l’étude

Stériles miniers

Terrasse

Bassin1Bassin3

Friche

LoE Chimique LoE écotoxicologique LoE écologique


est contrôlée et qu’une conclusion est permise. A l’inverse, si les résultats des trois approches sont contradictoires, l’écart type est important et cela signifie qu’un paramètre comme la biodisponibilité par exemple aurait dû être pris en compte. Il faut alors déployer les outils du TIER2 ou accepter cette incertitude importante et restreindre les sols concernés à un usage moins sensible. Dans le cadre de cet exercice, le seuil à partir duquel l’incertitude est estimée comme étant inacceptable est de 0,4. Cette valeur est citée en exemple dans Jensen et Mesman (2006). Avec les résultats obtenus (Tableau 13), il est permis de conclure pour : Stériles miniers, Bassin 1 et Bassin 3. En se basant sur la grille d’interprétation proposée en exemple dans Jensen et Mesman (2006), les indices de risques intégrés obtenus indiquent que le seul usage possible des sols de « Stériles miniers, Bassin 1 et Bassin 3 » est un usage industriel avec couverture (indice de risque intégré supérieur à 0,76). Pour les sols « Terrasse » et « Friche », l’incertitude est trop importante pour permettre une conclusion. La LoE chimique indique un risque majeur, la LoE écotoxicologique indique un risque non négligeable et la LoE écologique indique un sol de qualité optimale. Concernant l’approche chimique, la ms-PAF a été calculée sans tenir compte des concentrations naturelles en ETM ou de la biodisponibilité, le résultat est probablement surestimé. Concernant la LoE écologique, le pourcentage de couverture d’un sol est un bon indice visuel de la qualité de ce dernier mais peut conduire à une sous-estimation du risque si il n’est pas tenu compte de la biomasse ou de la biodiversité végétale (Niemeyer et al. 2010). Le poids de la preuve ne permet pas de qualifier ces incertitudes comme négligeables. Pour les réduire sur « Terrasse » et « Friche », il faut utiliser les outils du TIER 2.

4. TIER 2 de l’approche TRIADE : le niveau de dépistage avancé

Les données utilisées pour réaliser le TIER 2 de ce cas d’étude sont les suivantes : - LoE chimique : concentration des métaux en extraction CaCl2, concentration des métaux dans

les plantes (DeVaufleury et Pauget 2013), indices SET (DeVaufleury et Pauget 2013). - LoE écotoxicologique : émergence et croissance avoine, émergence et croissance navet, survie

croissance et reproduction de nématodes, reproduction de vers de terre. - LoE écologique : Indices nématodes (notamment abondance et diversité) (Villenave 2017).

De plus, les données du TIER 1 sont aussi prises en compte pour le calcul des scores d’effet de TIER 2.

D’après la norme ISO 19204 TRIADE, le TIER 2 ne devrait concerner que les sols pour lesquels l’incertitude au TIER 1 est trop importante, c’est-à-dire « Terrasse et Friche ». Toutefois, pour le besoin de démonstration qui justifie l’étude de cas du projet TRIPLE, ce TIER 2 est présenté sur l’ensemble des 5 sols.

4.1. LoE chimique

Pour le TIER 2, les outils sont capables de donner des informations ayant trait à la fraction biodisponible des substances présentes. Les informations suivantes sont disponibles :

- Concentrations mesurées après extraction CaCl2 - Concentration mesurée dans les végétaux qui ont poussé sur les sols - Indice SET

4.1.1. Indice de risque (fraction extractible)

Les concentrations obtenues après extraction au CaCl2 des sols prélevés sur les sites sélectionnés sont disponibles en Annexe 1. Elles ont été directement comparées aux SSL (Soil screening value) comme indiqué dans Jensen et Mesman (2006). Dans l’étude de cas, ces SSL sont les PNECsol affichées dans le portail substance chimique de l’INERIS (https://substances.ineris.fr/fr/) ou dans les Fiche de Données Toxicologique et Environnementales des substances chimiques adéquates (INERIS 2005, INERIS 2016).

https://substances.ineris.fr/fr/


Tableau 14 : Indices de risque obtenus en comparant les concentrations extractibles et les PNECsol

PNECsol mg/kg

(sol sec)

Stériles miniers

Terrasse Bassin 1 Bassin 3 Friche Site de

référence

Cadmium (Cd)

1,15 2,99 2,25 29,13 8,57 5,99 0,00

Chrome (Cr)

0,035* <0,29 <0,29 <0,29 <0,29 <0,29 <0,29

Cuivre (Cu) 2,7 <0,01 0,09 0,01 <0,01 0,02 0,03

Nickel (Ni) 4,3 0 0 0 0 0,01 0

Plomb (Pb) 166 0,02 0,01 0,04 0,01 0,02 0

Zinc (Zn) 26 3,39 4,62 13,65 3,19 15,92 0 * : afin de convenir a une approche protectrice, la PNECsol du chrome VI a été retenue plutôt que celle, plus élevée, du chrome III (3,2 mg/kg). Le rapport obtenu en comparant la fraction extractible des ETM et les PNECsol apporte deux informations :

- Le site de référence semble de bonne qualité du point de vue du risque lié à la fraction extractible des ETM recherchés.

- Les teneurs en Cadmium et en Zinc extractibles sont supérieures aux valeurs seuils retenues sur tous les sites.

Les étapes de mise à l’échelle et de prise en compte des concentrations naturelles (celles du site de référence) permettent d’indiquer des valeurs pour cet outil. Tableau 15 : Étape de mise à l'échelle pour exprimer le résultat de 0 à 1.

Expression du ratio de risque entre 0 et 1

Stériles miniers


référence

Chrome (Cr) 0,22 0,22 0,22 0,22 0,22 0,22

Cuivre (Cu) 0,01 0,08 0,01 0,01 0,02 0,03

Nickel (Ni) 0,00 0,00 0,00 0,00 0,01 0,00

Zinc (Zn) 0,77 0,82 0,93 0,76 0,94 0,00

Plomb (Pb) 0,02 0,01 0,04 0,01 0,02 0,00

Cadmium (Cd) 0,75 0,69 0,97 0,90 0,86 0,00 Tableau 16 : Prise en compte des concentrations naturelles

Prise en compte des concentrations du site de référence

Stériles miniers


référence

Chrome (Cr) 0 0 0 0 0 0

Cuivre (Cu) -0,02 0,06 -0,02 -0,02 -0,01 0

Nickel (Ni) 0,00 0,00 0,00 0,00 0,01 0

Zinc (Zn) 0,77 0,82 0,93 0,76 0,94 0

Plomb (Pb) 0,02 0,01 0,04 0,01 0,02 0

Cadmium (Cd) 0,75 0,69 0,97 0,90 0,86 0 Les résultats individuels obtenus pour chaque substance sont intégrés en une seule valeur avec l’équation :

𝑟𝑖𝑠𝑞𝑢𝑒 𝑐𝑜𝑚𝑏𝑖𝑛é = 1 − ((1 − 𝑠𝑢𝑏𝑠𝑡𝑎𝑛𝑐𝑒1) × (1 − 𝑠𝑢𝑏𝑠𝑡𝑎𝑛𝑐𝑒2) × … . . (1 − 𝑠𝑢𝑏𝑠𝑡𝑎𝑛𝑐𝑒_𝑛))


Tableau 17 : Risque lié à la fraction extractible des ETM mesurés

Intégration des différentes valeurs

Stériles miniers

Terrasse Bassin 1 Bassin 3 Friche

Résultat du risque lié à la fraction extractible

0,94 0,95 1 0,97 0,99

4.1.2. Concentration des métaux dans les plantes

Les concentrations en ETM mesurées dans les plantes qui poussent sur les différents sols sont comparées à celles prélevées sur le site de référence. Les concentrations en arsenic, cadmium, plomb, titane et zinc ont été mesurées, ces données sont agrégées en une seule valeur entre 0 et 1 pour chaque sol. Comme toujours, une valeur de 0 correspond au site de référence, une valeur de 1 correspond à des concentrations très élevées dans les plantes. Tableau 18 : concentration des métaux dans les plantes

Stériles miniers

Terrasse Bassin1 Bassin3 Friche Site de

référence

Co

nce

ntr

atio

n

me

suré

e e

n

As 1,3 4,74 540 71,5 7,42 0,41

Cd 14,6 79,4 251 291 16,2 0,14

Pb 32,6 878 10377 3013 454 3,46

Tl 0,169 6,72 42 50,3 0,632 0,056

Zn 390 1361 20823 15720 1161 18,6

Rap

po

rt a

vec

le s

ite

de

ré

fére

nce

As 3,17 11,56 1317,07 174,39 18,10 1

Cd 104,29 567,14 1792,86 2078,57 115,71 1

Pb 9,42 253,76 2999,13 870,81 131,21 1

Tl 3,02 120,00 750 898,21 11,29 1

Zn 20,97 73,17 1119,52 845,16 62,42 1

Ab

solu

te lo

g As 0,50 1,06 3,12 2,24 1,26 0

Cd 2,02 2,75 3,25 3,32 2,06 0

Pb 0,97 2,40 3,48 2,94 2,12 0

Tl 0,48 2,08 2,88 2,95 1,05 0

Zn 1,32 1,86 3,05 2,93 1,80 0

Résultat final 0,91 0,99 1 1 0,98 0 Le résultat final est obtenu en utilisant l’équation BKX_TRIAD avec x = la valeur absolue du log du rapport [concentration dans la plante sur le site]/[concentration dans la plante sur le site de référence] et n le nombre de substances prises en compte.

𝐵𝐾𝑋𝑇𝑅𝐼𝐴𝐷 = 1 − 10^(− ∑|𝑙𝑜𝑔𝑥𝑛|

𝑛) (Jensen et Mesman 2006)

4.1.3. Indice SET

L’indice SET correspond à la somme des excès de transferts qui s’opèrent entre le sol contaminé et l’escargot, modèle biologique identifié par cet outil de l’évaluation de la biodisponibilité. Le résultat du transfert est mesuré sur le sol étudié puis comparé au transfert « normal » attendu sur un sol non contaminé pour obtenir l’excès de transfert. Les équations de Jensen et Mesman (2006) permettent de transformer les SET disponibles (DeVaufleury et Pauget 2013) pour les exprimer dans la TRIADE.


Tableau 19 : Indice SET

QA Stériles miniers


référence

SET 57,41 188,21 1214,60 587,49 159,15 0,07

Expression de l’indice par rapport au site de référence

832,04 2727,68 17602,86 8514,39 2306,49 1

absolute log 2,92 3,44 4,25 3,93 3,36 0

SET dans la TRIADE

1 1 1 1 1 0

4.1.4. Score d’effet de la LoE chimique au TIER 2

Les différents résultats des outils de la LoE chimique du TIER 2 sont agrégés avec ceux du TIER 1 selon la méthode déjà utilisée précédemment (démonstration dans le Tableau 11). Tableau 20 : calcul du score d'effet de la LoE chimique pour le TIER 2

Stériles miniers


ms-PAF (TIER1) 1 1 1 1 0,99

Risque combiné (fraction extractible)

0,94 0,95 1 0,97 0,99

Indice SET 1 1 1 1 1

Concentration dans les plantes

0,91 0,99 1 1 0,98

LoE Chimique 1 1 1 1 0,99 Les scores d’effet obtenus pour la LoE chimique au TIER 2 sont identiques à ceux obtenus au TIER 1. Il est admis que la prise en compte de la biodisponibilité aurait pu réduire ces scores au moins pour les zones présentant de la végétation et donc de la matière organique, mais les concentrations sont très élevées et la part biodisponible reste donc conséquente.

4.2. LoE écotoxicologique

Pour le TIER 2, les essais donnent une information sur la toxicité chronique (croissance, reproduction, etc…) du sol sur les populations d’organismes. Les résultats suivants sont disponibles :

- Effets des sols contaminés sur l’émergence et la croissance des végétaux supérieurs (ISO 11269-2) réalisé sur l’avoine.

- Effets des sols contaminés sur l’émergence et la croissance des végétaux supérieurs (ISO 11269-2) réalisé sur le navet.

- Détermination de l'effet toxique d'échantillons de sédiment et de sol sur la croissance, la fertilité et la reproduction de Caenorhabditis elegans (Nématodes) (ISO 10872)

- Détermination des effets sur la reproduction de Eisenia fetida/Eisenia andrei (ISO 11268-2). Le détail des résultats est disponible dans l’annexe 3. La méthode décrite dans le document guide (Jensen et Mesman 2006) prévoit une étape de correction où les résultats obtenus sur les sols contaminés sont ajustés par rapport à ceux obtenus sur le site de référence. En conséquence, les résultats retenus parmi ceux présentés à l’annexe 3 correspondent aux résultats obtenus par rapport au témoin de laboratoire (le sol LUFA). Si plusieurs résultats sont disponibles, la moyenne est considérée. C’est le cas notamment de l’essai sur reproduction de C.elegans qui a été réalisé par l’INERIS et également par ELISOL (Villenave 2017).


4.2.1. Les essais de germination et croissance de végétaux

Les résultats des deux essais qui ont été réalisés ont été pris en compte séparément pour le calcul de la LoE écotoxicologique (il n’y a pas de recommandation particulière dans la norme). Seuls les résultats obtenus sur les sols fertilisés ont été retenus. Le résultat de ces essais s’exprime en pourcentage, l’adaptation pour être utilisée dans la norme TRIADE ne nécessite que la mise à niveau avec le résultat obtenu sur le site de référence :

Tableau 21 : Effets des sols contaminés sur la germination et la croissance de l'avoine ISO 11269-2 (essai fertilisé).

Stériles miniers


référence

Effet sur la croissance de l’avoine

0,72 0,49 0,88 0,87 0,62 0,32

Effet exprimé pour TRIADE

0,59 0,25 0,82 0,81 0,44 0

Tableau 22 : Effets des sols contaminés sur la germination et la croissance du navet ISO 11269-2 (essai fertilisé).

Stériles miniers


référence

Effet sur la croissance du navet

0,97 0,92 0,98 0,96 0,95 0,34


0,95 0,88 0,97 0,94 0,92 0

4.2.2. Effets sur la reproduction des nématodes

Les résultats obtenus par l’INERIS sont dans l’annexe 3, les résultats obtenus par ELISOL sont également repris dans le cas d’étude. Il est à noter que l’essai n’a pas été conduit qu’une fois sur Bassin 3. Le résultat s’exprime en pourcentage, pour adapter ces données à TRIADE, seule l’étape de prise en compte du résultat obtenu sur le site de référence est nécessaire. Le taux d’inhibition est considéré égal à 0 s’il est inférieur à celui obtenu sur le site de référence (c’est le cas pour le site « Friche »). Tableau 23 : Inhibition de la reproduction de C.elegans

Stériles miniers


référence

Essai 1 0,93 0,62 0,97 0,79 0,21 0,34

Exprimé par rapport au site de référence

0,89 0,42 0,95 0,68 0 0

Essai 2 0,69 0,65 0,89 - 0,42 0,46

Exprimé par rapport au site de référence

0,43 0,35 0,80 - 0 0

MOYENNE 0,66 0,39 0,88 0,68 0 0


4.2.3. Effets sur la reproduction des vers de terre

Les résultats de l’essai sont représentés en Annexe 3. De plus, il a été considéré que l’effet est de 100% sur la reproduction si l’ensemble des vers adultes meurent au début de l’essai. C’est le cas pour les sols « Stériles miniers et Bassin 1 ». Tableau 24 : Taux d'inhibition de la reproduction des vers de terre.

Stériles miniers


référence

Taux d’inhibition de la reproduction

1 1 1 0,91 1 0,51


1 1 1 0,82 1 0

4.2.4. Score d’effet de la LoE écotoxicologique au TIER 2

Comme pour la LoE chimique, les résultats de TIER 1 sont intégrés avec les résultats de TIER 2 pour calculer la LoE écotoxicologique. Tableau 25 : Calcul du score d'effet de la LoE écotoxicologique au TIER 2.

Stériles miniers


Évitement vers de terre 0,86 0,28 0,99 0,63 0,55

Activité de déshydrogénase (Arthrobacter)

0,45 0,55 0,77 0,47 0,38

Reproduction nématode 0,66 0,39 0,88 0,68 0

Croissance d'avoine 0,59 0,25 0,82 0,81 0,44

Croissance de navet 0,95 0,88 0,97 0,94 0,92

Reproduction vers de terre 1 1 1 0,82 1

Score d’effet de la LoE écotoxicologique au TIER 2

0,90 0,82 0,96 0,77 0,83

Le score d’effet de la LoE écotoxicologique augmente au TIER 2 pour toutes les stations. La prise en compte des effets chroniques, plus sensibles, indique que la qualité du sol est très dégradée sur les 5 sites.

4.3. LoE écologique

Pour le TIER 2, les outils de la LoE écologique sont capables de délivrer des informations sur la biodiversité et la relation entre les différents peuplements. Les données disponibles sont :

- Indices nématodes Les indices nématodes n’ont pas été réalisés sur le sol « Bassin 3 ».

4.3.1. Les indices nématodes :

Les indices nématodes apportent de nombreuses informations sur la composition des différentes communautés de nématodes et les relations qui les relient. Dans ce cas d’étude, il a été décidé de ne retenir que les plus pertinents et de les regrouper autour de deux notions :

- L’abondance des nématodes : agrégation des indices d’abondance des microbivores, des phytophages et des carnivores.

- La diversité des nématodes : agrégation de l’indice d’enrichissement, du nombre de taxon et de l’indice de Shanon.


L’agrégation se fait selon la même méthode qui a été utilisée en 4.1.2 (p47) pour associer des données aux dimensions différentes.

Indice d’abondance des nématodes :

Tableau 26 : Indice nématode : abondance

Stériles miniers


référence

Val

eur

de

l’in

dic

e

Abondance de microbivores

3,7 157 2,1 - 241 410

Abondance de phytophages

8,1 762 0,6 - 7558 996

Abondance de carnivores

0 4,1 0 - 241 83

Rap

po

rt a

vec

le s

ite

de

réfé

ren

ce


0,01 0,38 0,01 - 0,59 1


0,01 0,77 0 - 7,59 1


0,00 0,05 0 - 2,90 1

Ab

solu

te lo

g


2,04 0,42 2,29 - 0,23 0


2,09 0,12 3,22 - 0,88 0


4,92 1,31 4,92 - 0,46 0

Résultat final 0,99 0,65 1 - 0,60 0

Diversité des nématodes

Tableau 27 : Indice nématode : diversité

Stériles miniers


référence

Val

eur

de

l’in

dic

e

Indice d'enrichissement

8 29 22 - 69 79

Nombre de taxon 6 15 5 - 10 16,5

Indice de shanon 1,4 1,6 1,2 - 1,1 2

Rap

po

rt

avec

le

site

de

réfé

ren

ce Indice

d'enrichissement 0,10 0,37 0,28 - 0,87 1

Nombre de taxon 0,36 0,91 0,30 - 0,61 1

Indice de shanon 0,70 0,80 0,60 - 0,55 1

Ab

solu

te

log

Indice d'enrichissement

0,99 0,44 0,56 - 0,06 0

Nombre de taxon 0,44 0,04 0,52 - 0,22 0

Indice de shanon 0,15 0,10 0,22 - 0,26 0

Résultat final 0,60 0,28 0,53 - 0,27 0


4.3.2. Score d’effet de la LoE écologique au TIER 2

Les résultats de TIER 1 sont intégrés avec les résultats de TIER 2 pour calculer le score d’effet de la LoE écologique. Puisqu’il n’y a pas eu d’indice nématode réalisé sur « Bassin 3 », le score d’effet au TIER 2 y reste inchangé (à noter que normalement, le sol « Bassin 3 » ne nécessitait pas de passer en TIER 2).

Tableau 28 : Calcul du score d'effet de la LoE écologique au TIER 2

Stériles miniers


Couverture végétale (TIER 1)

0,75 0 1 0,80 0

Indice nématode - abondance

0,99 0,65 1 - 0,60

Indice nématode - diversité

0,60 0,28 0,53 - 0,27

Score d’effet de la LoE écologique au TIER 2

0,92 0,37 1 0,80 0,33

Les scores d’effets de la LOE écologique ont augmenté au TIER 2 pour les sols « Terrasse et Friche ». Comme supposé précédemment (3.4 TIER 1 : indice de risque intégré.), le pourcentage de couverture important sur les sols Terrasse et Friche a conduit en TIER 1 à une sous-estimation du risque puisqu’il n’était pas tenu compte de la biomasse ou de la biodiversité végétale (Niemeyer et al. 2010). Toutefois, ces scores d’effet restent relativement bas comparés à ceux de Stériles miniers ou des deux bassins.

4.4. TIER 2 : indice de risque intégré.

Le calcul de l’indice de risque intégré au TIER 2 se fait de la même manière qu’au TIER 1. Par contre il n’est censé être réalisé que pour les sols pour lesquels correspondaient des incertitudes inacceptables au TIER 1, c’est-à-dire seulement pour les sols « Terrasse et Friches ». Les résultats obtenus sur les autres sols sont tout de même rapportés pour information. Tableau 29 : Tier 2, indice de risque intégré et incertitude.

TIER 2 Stériles miniers




LoE écologique 0,92 0,37 1 0,80 0,33


0,97 0,97 1 0,99 0,92

Ecart type (incertitude)

0,05 0,32 0,02 0,12 0,34


Figure 16 : TIER 2, répartition des scores d'effet des trois LoE.

Les écarts type obtenus en TIER 1 pour les sols « Terrasse et Friche » étaient élevés (0,5 et 0,5) et traduisaient une incertitude trop importante pour permettre une conclusion. La prise en compte des résultats des outils de TIER 2 a effectivement permis une analyse plus fine du risque pour les écosystèmes et les écarts type qui séparent les scores d’effet des trois LoE a diminué : ils sont désormais de 0,32 pour « Terrasse » et 0,34 pour « Friche ». Toujours en se basant sur la valeur seuil de 0,4, l’incertitude qui accompagne l’évaluation du risque selon les principes du poids de la preuve est maintenant estimés acceptables au TIER 2 pour Terrasse comme pour Friche. Il est donc possible de compléter les conclusions formulées en TIER 1 : En se basant sur la grille d’interprétation proposée en exemple dans Jensen et Mesman (2006), les indices de risques obtenus indiquent que le seul usage possible des sols de « Stériles miniers, Terrasse, Bassin 1, Bassin 3 et Friche » est un usage industriel avec couverture (indice de risque intégré supérieur à 0,76).

Stérilesminiers

Terrasse

Bassin1Bassin3

Friche

LoE Chimique LoE écotoxicologique

LoE écologique


Références bibliographiques

Burton, G. A., P. M. Chapman et E. P. Smith (2002). "Weight-of-evidence approaches for assessing ecosystem impairment." Human and Ecological Risk Assessment 8(7): 1657-1673.

Chapman, P. M. (1990). "THE SEDIMENT QUALITY TRIAD APPROACH TO DETERMINING POLLUTION-INDUCED DEGRADATION." Science of the Total Environment 97-8: 815-825.

Chapman, P. M. (2000). "The Sediment Quality Triad: then, now and tomorrow." International Journal of Environment and Pollution 13(1-6): 351-356.

Chapman, P. M. et H. Hollert (2006). "Should the sediment quality triad become a tetrad, a pentad, or possibly even a hexad?" Journal of Soils and Sediments 6(1): 4-8.

Coll, P., E. Le Casdre-Barthélémy, A. Merot et C. Villenave (2013). La caractérisation du fonctionnement biologique du sol en viticulture biologique peut être réalisée par l’analyse de la nématofaune. Innovations Agronomiques, INRA. 32: pp.391-400.

Critto, A., S. Torresan, E. Semenzin, S. Giove, M. Mesman, A. J. Schouten, M. Rutgers et A. Marcomini (2007). "Development of a site-specific ecological risk assessment for contaminated sites: Part I. A multi-criteria based system for the selection of ecotoxicological tests and ecological observations." Science of The Total Environment 379(1): 16-33.

DeVaufleury, A. et B. Pauget (2013). Etude de la biodisponibilité des contaminants métalliques pour les escargots sur les anciens sites minier Université Franche Comté: 38.

E.C. (2003). Technical Guidance Document on Risk Assessment in support of Commission Directive 93/67/EEC on Risk Assessment for new notified substances, Commission Regulation (EC) N° 1488/94 on Risk Assessment for existing substances, Directive 98/8/EC of the European Parliament and of the Council Concerning the Placing of Biocidal Products on the Market. Luxembourg., Office for Official Publications of the European Communities.

ECHA (2008). Chapter R.10: Characterisation of dose [concentration]-response for environment. Guidance on information requirements and chemical safety assessment., European Chemicals Agency: 65.

ECHA (2016). Chapter R.16: Environmental exposure estimation. Guidance on information requirements and chemical safety assessment., European Chemicals Agency: 178.

Gutiérrez, L., C. Garbisu, E. Ciprián, J. M. Becerril, M. Soto, J. Etxebarria, J. M. Madariaga, I. Antigüedad et L. Epelde (2015). "Application of ecological risk assessment based on a novel TRIAD-tiered approach to contaminated soil surrounding a closed non-sealed landfill." Science of The Total Environment 514: 49-59.

INERIS (2005). FDTE - Chrome et ses dérivés: 80.

INERIS (2016). FDTE - Plomb et ses dérivés inorganiques: 170.

ISO (2017). Qualité du sol — Procédure d’évaluation des risques écologiques spécifiques au site de la contamination des sols (approche TRIADE de la qualité du sol) NF ISO 19204. ISO/DIS 19204

Jensen, J. et M. Mesman (2006). "Ecological Risk Assessment of Contaminated Land." : 138.

Klepper, O., J. Bakker, T. P. Traas et D. van de Meent (1998). "Mapping the potentially affected fraction (PAF) of species as a basis for comparison of ecotoxicological risks between substances and regions." Journal of Hazardous Materials 61(1): 337-344.

Marziali, L., F. Rosignoli, A. Drago, S. Pascariello, L. Valsecchi, B. Rossaro et L. Guzzella (2017). "Toxicity risk assessment of mercury, DDT and arsenic legacy pollution in sediments: A triad approach under low concentration conditions." Science of The Total Environment 593-594: 809-821.

Mendes, M. P., A. L. S. Salomão, J. C. Niemeyer et M. Marques (2017). "Ecological risk assessment in a tropical wetland contaminated with gasoline: Tier 1." Human and Ecological Risk Assessment: An International Journal 23(5): 992-1007.

Moran, P. W., L. H. Nowell, N. E. Kemble, B. J. Mahler, I. R. Waite et P. C. Van Metre (2017). "Influence of sediment chemistry and sediment toxicity on macroinvertebrate communities across 99 wadable streams of the Midwestern USA." Science of the Total Environment 599: 1469-1478.

Niemeyer, J. C., M. Moreira-Santos, M. A. Nogueira, G. M. Carvalho, R. Ribeiro, E. M. Da Silva et J. P. Sousa (2010). "Environmental risk assessment of a metal-contaminated area in the Tropics. Tier I: screening phase." Journal of Soils and Sediments 10(8): 1557-1571.


Niemeyer, J. C., M. Moreira-Santos, R. Ribeiro, M. Rutgers, M. A. Nogueira, E. M. da Silva et J. P. Sousa (2015). "Ecological Risk Assessment of a Metal-Contaminated Area in the Tropics. Tier II: Detailed Assessment." Plos One 10(11): 25.

Pereira, J. L., P. Pereira, A. Padeiro, F. Gonçalves, E. Amaro, M. Leppe, S. Verkulich, K. A. Hughes, H.-U. Peter et J. Canário (2017). "Environmental hazard assessment of contaminated soils in Antarctica: Using a structured tier 1 approach to inform decision-making." Science of The Total Environment 574: 443-454.

Rutgers, M., J. Tuinstra, J. Spijker, M. Mesman, A. Wintersen et L. Posthuma (2008). Ecological risks of soil contamination in the second step of the Remediation Criterion, RIVM: 77.

Semenzin, E., A. Critto, C. Carlon, M. Rutgers et A. Marcomini (2007). "Development of a site-specific Ecological Risk Assessment for contaminated sites: Part II. A multi-criteria based system for the selection of bioavailability assessment tools." Science of The Total Environment 379(1): 34-45.

Semenzin, E., A. Critto, M. Rutgers et A. Marcomini (2008). "Integration of bioavailability, ecology and ecotoxicology by three lines of evidence into ecological risk indexes for contaminated soil assessment." Science of The Total Environment 389(1): 71-86.

Silva, C., E. Yanez, M. L. Martin-Diaz et T. A. DelValls (2016). "GIS-based ecological risk assessment for contaminated sites by fish farm effluents using a multicriteria weight of evidence approach." Aquaculture Research 47(2): 524-539.

Stevenson, R. W. et P. M. Chapman (2017). "Integrating causation in investigative ecological weight of evidence assessments." Integrated Environmental Assessment and Management 13(4): 702-713.

TESORA (2014). Anciens sites miniers Plan de gestion, Rapport final.: 461.

Van Vlaardingen, P. L. A., R. Posthumus et C. J. A. M. vPosthuma-Doodeman (2005). Environmental Risk Limits for Nine Trace Elements., RIVM: 247.

Verbruggen, E. M. J., R. Posthumus et A. P. van Wezel (2001). Ecotoxicological Serious Risk Concentrations for soil, sediment and (ground)water: updated proposals for first series of compounds, RIVM: 263.

Villenave, C. (2012). Rapport d’étude sur la nématofaune du sol sur d’anciens sites d’activités minières, ELISOL - ADEME: 19p

Villenave, C. (2017). Applicabilité à l’étude des sites Pollués du bio-indicateur NEmatofaune : 2016/2017 - Rapport complémentaire, ELISOL - ADEME: 20p

Le Guédard M., Bessoule JJ, Cérémonie H., Faure O., Fayolle G., Nau JF., Villenave C.. 2016. ADERA, ELISOL, EODD Ingénieurs Conseils, ENSMSE. Applicabilité à l’étude des sites pollués du biomarqueur lipidique des végétaux et du bioindicateur nématofaune.- Rapport final - Ademe:159 p.

Retour d’expérience sur l’applicabilité de la méthode TRIADE

L’ADEME EN BREF

L’Agence de l’Environnement et de la Maîtrise de l’Energie

(ADEME) participe à la mise en œuvre des politiques

publiques dans les domaines de l’environnement, de

l’énergie et du développement durable. Elle met ses

capacités d’expertise et de conseil à disposition des

entreprises, des collectivités locales, des pouvoirs publics et

du grand public, afin de leur permettre de progresser dans

leur démarche environnementale. L’Agence aide en outre au

financement de projets, de la recherche à la mise en œuvre

et ce, dans les domaines suivants : la gestion des déchets,

la préservation des sols, l’efficacité énergétique et les

énergies renouvelables, les économies de matières

premières, la qualité de l’air, la lutte contre le bruit, la

transition vers l’économie circulaire et la lutte contre le

gaspillage alimentaire.

L’ADEME est un établissement public sous la tutelle

conjointe du ministère de la Transition Ecologique et

Solidaire et du ministère de l’Enseignement Supérieur, de la

Recherche et de l’Innovation.

https://www.ademe.fr/

ILS L’ONT FAIT

L’ADEME catalyseur : Les acteurs témoignent de leurs expériences et partagent leur savoir-faire.

EXPERTISES

L’ADEME expert : Elle rend compte des résultats de recherches, études et réalisations collectives menées

sous un regard.

FAITS ET CHIFFRES

L’ADEME référent : Elle fournit des analyses objectives à partir d’indicateurs chiffrés régulièrement

mis à jour.

CLÉS POUR AGIR L’ADEME facilitateur : Elle élabore des guides pratiques pour aider les acteurs à mettre en œuvre leurs projets de façon méthodique et/ou

en conformité avec la réglementation

HORIZONS

L’ADEME tournée vers l’avenir : Elle propose une vision prospective et réaliste des enjeux de la transition énergétique et écologique, pour un futur désirable à construire ensemble.

Titre de l’ouvrage | PAGE 13

RETOUR D’EXPERIENCE SUR L’APPLICABILITE DE LA METHODE TRIADE

La norme NF ISO 19204 “Qualité du sol -- Procédure d'évaluation des risques écologiques spécifiques au site de la contamination des sols (approche TRIADE de la qualité du sol)” décrit comment mettre en œuvre les différents outils issus de trois approches (approche chimique, approche écotoxicologique et approche écologique) de façon proportionnée, structurée en trois niveaux faisant appel à des techniques de plus en plus développées. Elle se base sur le concept du faisceau de preuve (weight of evidence). Toutefois, cette norme est peu prescriptive, et son applicabilité, notamment sa capacité à lever les ambiguïtés des conclusions de l’évaluation des risques n’a pas été démontrée. Dans ce contexte, le projet TRIPLE (méthode TRIADE pour l’évaluation du RIsque Pour Les Ecosystèmes - Application sur un site atelier ») avait pour objectif d’utiliser les données obtenues sur un ancien site industriel pollué majoritairement par des ETM (éléments-traces métalliques) pour acquérir de l’expérience sur la mise en œuvre de la méthode TRIADE. La démarche a été appliquée avec succès sur les sols des zones considérées du site atelier. Néanmoins l’application de cette méthode TRIADE a soulevé de nombreuses remarques et interrogations pour lesquelles il n’a pas toujours été possible de trouver de solutions ou de formuler des recommandations.

Essentiel à retenir

Bilan de l’applicabilité d’une méthode d’évaluation des risques pour les écosystèmes sur un ancien site minier.

Norme NF ISO 19 204

Procédure d'évaluation des risques écologiques spécifiques au site de la contamination des sols (approche triade)

Exemple d’application : intérêts et limites de la méthode

www.ademe.fr

retour d’experience sur l’applicabilite de la methode triade · 2020-01-29 · la norme iso...

Documents