1 Répartition dans les phases du sol - · PDF fileFormularium Vlier-Humaan Page 1 van 37 Le calcul de la répartition d’une substance dans les phases du sol (air du sol, eau

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Le calcul de la répartition d’une substance dans les phases du sol (air du sol, eau du sol, particules) se fait selon le principe de la fugacité. La fugacité d’une substance dans un milieu est la tendance de cette substance à s’échapper dudit milieu. Les fugacités d’une substance présente dans des milieux en équilibre sont identiques. Pour chaque milieu, il est possible de calculer la constante de capacité de fugacité. Cela permet de calculer les fractions de masse dans les différentes phases du sol. La concentration dans le sol donnée et les fractions de masses permettent alors de calculer les concentrations dans les phases du sol..

Pour réaliser ces calculs, les paramètres suivants relatifs à la substance sont nécessaires : masse molaire, solubilité, tension de vapeur, coefficient de Henry (peut également être calculé), coefficient de partage sol/eau. La concentration maximale dans l’eau interstitielle est déterminée par la solubilité de la substance. En plus de la solubilité, la concentration dans l’eau interstitielle et dans l’atmosphère du sol restent constantes.

1.1 Fugacité

( )

( )( )[ ]

Z 1 8,314 T

Z 1 H

Z K SG Z SN

H exp lnH 0,024 T T

H P S

a bodem

w s

s d w s

s T bodem

T T T

= ×=

= × ×

= + × −

=

avec

Za constante de capacité de fugacité dans l’air [mol/m³.Pa] Zw constante de capacité de fugacité dans l’eau [mol/m³.Pa] Zs constante de capacité de fugacité dans le sol [mol/m³.Pa] T température à laquelle le coefficient de Henry est valable [K] Tbodem température du sol [K] Hs coefficient de Henry à la température du sol [Pa.m³/mol] Ht coefficient de Henry à la température T [Pa.m³/mol] Kd coefficient de partage sol/eau [dm³/kg] SG masse volumique du sol [kg/dm³] SNs fraction volumique de la phase solide [-] P tension de vapeur [Pa] S solubilité [mol/m³]

On suppose que l’humidité du sol est suffisamment élevée que pour permettre une pellicule d’eau autour des grains du sol. Dans ce cas, l’évaporation ne se fait qu’au départ de la phase liquide. La plupart des sols respectent cette condition. La constante de capacité de fugacité pour la phase gazeuse est donnée par la constante gazeuse R et la température du sol, la constante de capacité de fugacité pour la phase liquide est donnée par l’inversion du coefficient de Henry. Le coefficient de Henry donne la tendance à l’évaporation d’une substance dans l’eau et peut également être calculé grâce au rapport entre la tension de vapeur et la solubilité.

La constante de capacité de fugacité pour la phase solide est la résultante de cette constante pour la phase liquide et le coefficient de sorption. Le coefficient de Henry

1 Répartition dans les phases du sol


peut être complété si des données sont disponibles à ce sujet dans la littérature. Lors du calcul du coefficient de Henry, il faut, si possible, utiliser pour la solubilité et la tension de vapeur des données mesurées à une même température. La tension de vapeur comme la solubilité, et donc le coefficient de Henry, sont des données sensibles à la température. Pour cette raison, il est préférable d’utiliser des données mesurées à une température la plus proche possible de la température du sol ou ambiante.

La relation entre la phase solide et la phase liquide est indiquée par le coefficient de sorption, en partant du principe que le processus de fixation sur la phase solide peut être décrit par une sorption réversible. L’ampleur de la sorption est déterminée par le coefficient de sorption, qui donne le rapport entre les concentrations des deux phases dans des conditions d’équilibre.

Composés organiques :

Pour les composés organiques, le coefficient de sorption dans le sol est calculé à l’aide du coefficient de sorption de matières organiques (Koc). L’hypothèse selon laquelle les composés organiques sorbent principalement à des matières organiques dans le sol est relativement correcte, sauf avec de très faibles teneurs en matières organiques. Si des données existent dans la littérature disponible, le Koc pour les composés organiques peut être complété. Si ces données font défaut, ou sont rares et peu fiables, le Koc peut être calculé à l’aide du coefficient de partage octanol/eau Kow. La relation entre Koc et Kow est ici calculée à l’aide de la formule de Karickhoff (Karickhoff, 1981). Pour les groupes de substances spécifiques, d’autres relations peuvent s’avérer plus adéquates. Un compte rendu est présenté dans EC (1996). Pour les composés organiques à dissociation acide, il n’est tenu compte, pour la sorption, que de la fraction non dissociée du pH du sol. On suppose que la fraction dissociée n’est pas retenue par les particules du sol.

ndococd KK ff ××=

owoc KK ×= 411.0

58.0ff ×= omoc ( )pKa-pH1011f +=nd

avec

Koc coefficient de partage carbone organique / eau [dm³/kg] Kow coefficient de partage octanol / eau [-] foc fraction de carbone organique [-] fom fraction de matières organiques [-] fnd fraction non dissociée [-] pH pH du sol [-] pKa constante de dissociation acide [-]


Composés inorganiques:

Pour les composés inorganiques, il faut compléter la valeur Kd. Pour les composés inorganiques telles que les métaux, la sorption est fortement déterminée par les caractéristiques du sol, et plusieurs composantes du sol peuvent jouer un rôle, comme la teneur en argile, le CEC, les matières organiques, les oxydes, le pH. La valeur Kd utilisée doit convenir pour le type de sol considéré. Pour les composés inorganiques, il est possible que le comportement soit non seulement déterminé par la sorption, mais les réactions de précipitation peuvent également jouer un rôle. La quantification des différents processus n’est pas réalisable dans un modèle de screening, de sorte que seul le processus de sorption est rapporté. Bien que de manière générale, on utilise une valeur Kd constante pour tout le trajet de concentration (relation linéaire entre la concentration dans la phase liquide et la phase solide), dans la pratique, on observe également des relations non linéaires. Des comparaisons, qui peuvent montrer ces relations non linéaires, sont les isothermes de Freundlich et de Langmuir.

1.2 Concentrations dans les phases du sol

Les concentrations dans les phases du sol sont calculées au départ des constantes de capacité de fugacité et du volume de la phase du sol. L’on obtient ainsi des fractions de masse, qui, multipliées par la concentration totale, donnent les concentrations dans les phases du sol.

1.2.1 Composés avec tension de vapeur > 0

( ) ( )( ) ( )( ) ( )sswwaasss

sswwaawww

sswwaaaaa

SNZSNZSNZSNZP

SNZSNZSNZSNZP

SNZSNZSNZSNZP

×+×+××=×+×+××=

×+×+××=

Où Pa fraction de masse de la matière en phase gazeuse du sol [-] Pw fraction de masse de la matière en phase liquide du sol [-] Ps fraction de masse de la matière en phase solide [-] SNw fraction volumique des interstices remplis d’eau dans le sol [-] SNa fraction volumique des interstices remplis d’air dans le sol [-]


1.2.2 Composés avec tension de vapeur = 0

( )P 0

P SN SN K SG

P 1 P

a

w w w d

s w

== + ×

= −

1.2.3 Concentration dans l’eau interstitielle

Si la concentration dans l’eau interstitielle atteint la solubilité, la concentration d’eau interstitielle reste constante au niveau de la solubilité lorsque les concentrations dans le sol augmentent. Cela a également des conséquences pour la concentration dans l’air.

( ) ( )( )

( ) wwspw

pw

wws

wwsmax

SNPSGCCS

MSCA

MSSNPSGCS

PSGSNMSC

××=

×=×>×××××=

INON

LORS

I

Où Cs concentration dans le sol [mg/kg ds] Csmax concentration dans le sol, solubilité atteinte [mg/kg ds] M masse molaire [g/mol] Cpw concentration dans l’eau du sol [g/m³]

Pour les composés organiques, lorsque la concentration dans le sol s’approche de la vapeur Csmax, un produit pur commencera à apparaître. L’on obtient par conséquent une quatrième phase dans le sol, appelée NAPL (« non-aqueous phase liquid » ; liquide en phase non aqueuse). La concentration dans l’eau interstitielle est alors déterminée par la solubilité de la matière et sa fraction molaire dans la phase de produit pur. Dans une phase de produit pur qui se compose de plusieurs composants, la concentration dans l’eau interstitielle sera par conséquent moins élevée que celle obtenue par la solubilité. Ce dernier processus n’est pas repris dans le modèle.

Avec une charge métallique en hausse dans le sol, la concentration dans l’eau interstitielle sera finalement déterminée par la saturation maximale des endroits de sorption du complexe sols et l’apparition de réactions de précipitation.


1.2.4 Concentration dans l’air du sol

Si la concentration dans l’eau interstitielle atteint la solubilité, la concentration d’eau interstitielle reste constante au niveau de la solubilité lorsque les concentrations dans le sol augmentent. Cela a également des conséquences pour la concentration dans l’air.

( ) ( )C C SN P P SNsa pw w a w a= × × ×

Où Csa concentration dans l’atmosphère du sol [g/m³]

Pour les composés organiques, lorsque la concentration dans le sol s’approche de la vapeur Csmax, un produit pur commencera à apparaître. L’on obtient par conséquent une quatrième phase dans le sol, appelée NAPL (« non-aqueous phase liquid » ; liquide en phase non aqueuse). La concentration dans l’atmosphère du sol est déterminée par l’évaporation dans la phase de produit pur et non par l’évaporation au niveau de l’eau interstitielle. La concentration dans l’air du sol est alors déterminée par la tension de vapeur de la matière et sa fraction molaire dans la phase de produit pur. Dans une phase de produit pur qui se compose de plusieurs composants, la concentration dans l’eau interstitielle sera par conséquent moins élevée que celle obtenue par la tension de vapeur. La présence d’un NAPL n’est pas reprise dans le modèle.

1.2.5 Profil de profondeur de la pollution

Le modèle tient compte du fait que les concentrations dans le sol peuvent varier avec la profondeur. Il est de ce fait possible d’introduire des concentrations dans le sol pour trois couches :

o couche supérieure : 0 – 0.25 m-ns; o couche intermédiaire : 0.25 – 1.5 m-ns o couche profonde : 1.5 – 2.5 m-ns

La concentration dans le sol à utiliser pour le calcul de la concentration dans l’air du sol dépend du profil de concentration dans le sol et a pour but de calculer une concentration d’entrée représentative pour le flux depuis le sol vers l’air extérieur et l’air ambiant.


Air extérieur

ts,os,

ms,ts,os,

ts,ms,

ts,os,

ds,ms,ts,os,

ts,ds,

ms,ds,

CCS

C0,83C0,17CA

CCS

S

CCS

C0,4C0,5C0,1CA

CC

ALORS

CCS

=×+×=

≥

=×+×+×=

>

≥

INON

LORS

I

INON

INON

LORS

SI

I

Air ambiant (cave / vide ventilé avec sol découvert)

ts,bos,

ms,bos,

ts,ms,

ts,bos,

ds,ms,bos,

ts,ds,

ms,ds,

CCSINON

CCALORS

C0,01CSI

SINON

CCSINON

C0,5C0,5CALORS

C0,01CSI

ALORS

CCSI

==×≥

=×+×=

×>

>

Air ambiant (cave / vide ventilé avec revetement en béton)

C 0,068 C 0,34 C 0,592 Cs,bc s,t s,m s,d= × + × + ×

Où Cs,d concentration dans le sol, dans la couche profonde [mg/kg ms] Cs,m concentration dans le sol, dans la couche intermédiaire [mg/kg ms] Cs,t concentration dans le sol, dans la couche supérieure [mg/kg ms] Cs,o concentration dans le sol pour les calculs avec air extérieur [mg/kg ms] Cs,bo concentration dans le sol pour le calculs avec sol découvert [mg/kg ms] Cs,bc concentration dans le sol pour le calculs avec sol en béton [mg/kg ms]

Les contributions relatives des concentrations dans le sol dans les différentes couches sont calculées sur la base des dimensions standard d’une cave (voir


infra). Il est possible, dans Vlier-Humaan 2.0 d’adapter la longueur et la largeur de la cave. La hauteur de la cave ne peut pas être adaptée.

1.2.6 Profil de profondeur de la pollution – Vlier- Humaan 2.0

La révision de Vlier-Humaan offre la possibilité de tenir compte de la longueur et de la largeur de la cave. La hauteur de la cave reste une valeur standard, en fonction du choix pour un vide ventilé avec sol nu ou d’une cave avec sol en béton.

Air ambiant – cave / vide ventilé avec sol en béton

( ) ( ) ( )( )( )wlwl

Cwlwlwlwl ds

×++×××+××+×+××+×+××+×

=4

)C20,5C225,1C225,0(C ,ds,ms,ts,

bcs,

Où l longueur de la cave [m] w largeur de la cave [m]

1.2.7 Bâtiment sans cave – Vlier-humaan 2.0

Une autre option supplémentaire est le calcul d’une concentration d’air ambiant pour un bâtiment avec sol en béton sans cave. Il est alors supposé que le sol en béton se trouve au niveau du sol, et la concentration du sol à utiliser est calculée comme pour l’air extérieur.


Air ambiant, sol bétonné sans cave

ts,ocb,s,

ms,ts,ocb,s,

ts,ms,

ts,ocb,s,

ds,ms,ts,ocb,s,

ts,ds,

ms,ds,

CCSINON

C0,83C0,17CALORS

CCSI

SINON

CCSINON

C0,4C0,5C0,1CALORS

CCSI

ALORS

CCSI

=×+×=

≥

=×+×+×=

>

≥

où

Cs,b,oc Concentration du sol pour un sol bétonné sans cave [mg/kg ms]

1.2.8 Flux de diffusion à partir de l'eau douterrai ne – Vlier-humaan 2.0

Er Il est possible d’estimer le flux de diffusion à partir de l'eau souterraine. Si pour un composé organique, la concentration dans l’eau souterraine est introduite (la concentration dans le sol n'est pas introduite), la concentration dans le sol à utiliser est calculée à partir de la concentration dans l’eau et de la distribution des phases.

w

wgwbs PSG

SNCC

××

=,

où

Cgw Concentration de l’eau souterraine [g/m³]


Avant qu’une substance puisse se disperser dans l’air ambiant ou l’air extérieur, elle doit avant toute chose atteindre la surface. En théorie, plusieurs voies de transport vers la surface du sol peuvent être distinguées:

o Transport dans la phase gazeuse ou la phase liquide par diffusion, suite à un gradient de concentration entre la couche polluée et la surface du sol ou le sol de la cave;

o Transport dans la phase gazeuse par advection suite à une différence de pression entre le sol et l’air ambiant ou l’air extérieur;

o Transport dans la phase liquide par advection avec le flux d’évaporation de l’eau.

Le modèle ne tient compte que du flux par diffusion et du flux avec évaporation de l’eau.

Dans la modélisation pour l’air extérieur, il est supposé qu’il y a une couche d’air limite stagnante sur l’interface sol/air. Le transport dans cette couche d’air limite se fait par diffusion. L’apport du sol vers la couche limite se fait par la somme du flux de diffusion du sol et du flux d’évaporation de l’eau, l’apport dans l’air extérieur est déterminé par le facteur limitatif à l’apport dans la couche limite et la diffusion dans la couche limite. La figure 3 représente cela de manière schématique. Le flux qui en résulte est dilué dans l’air extérieur par un flux de rafraîchissement, qui est la conséquence de la vitesse du vent et des caractéristiques du terrain.

Figure 11: flux de transport du sol vers l’air extérieur (de : van den Berg, 1994).

Pour le transport vers l’air ambiant, trois possibilités sont prévues : (a) le bâtiment est équipé d’un vide ventilé sans revêtement de sol dur, (b) le bâtiment est pourvu d’une cave avec sol en béton et (c) le bâtiment est pourvu d’un sol en béton, sans cave. Cette dernière option n’est disponible que dans Vlier-Humaan 2.0. Les trois situations sont représentées dans la figure 2.

2 Volatilisation vers l’air ambiant et l’air extérieur

LUCHT

grenslaagflux

luchtgrenslaag

diffusieflux waterevaporatieflux

GROND


Buitenlucht

Onverzadigde zone

Kelder

Binnenlucht

Jba

2 m

Kruipruimte

Binnenlucht

Jba

0,5 m

Betonvloer

Binnenlucht

Jba

Figure22: Flux d’air vers l’air ambiant via le vide ventilé ou la cave (de : Veerkamp et ten Berge, 1994).

Pour les vides ventilés, il est supposé que seul le flux via le sol découvert compte, sauf si la pollution se trouve uniquement dans la couche supérieure. Dans le dernier cas, c’est le flux passant dans les murs en béton qui est utilisé. Dans le cas d’une cave, le flux via le sol et les murs est pris en compte. S’il n’y a qu’un sol en béton sans cave, le flux via le sol en béton est pris en compte, ainsi que celui du niveau du sol. La concentration dans le bâtiment est calculée via la ventilation dans l’habitation et la contribution relative de l’air dans le vide ventilé / la cave à l’air de l’habitation..

2.1 Calculs des flux

Le calcul du flux de diffusion se fait via la première loi de Fick, selon laquelle le flux est donné par la multiplication du coefficient de diffusion dans le milieu avec le gradient de concentration par unité de longueur. On commence par calculer les coefficients de diffusion dans les différents milieux. Les coefficients de diffusion de l’air et de l’eau peuvent être calculés à l’aide de la masse molaire, le coefficient de diffusion dans l’eau étant 1.000 fois moins élevé que le coefficient de diffusion dans l’air. Les coefficients de diffusion dans l’air et l’eau peuvent également être complétés, si les données sont disponibles dans la littérature. Les coefficients de diffusion effectifs dans l’air du sol et l’eau du sol tiennent compte de la fraction volumique d’air ou d’eau, de la porosité et d’une correction pour la tortuosité selon la comparaison de Millington-Quirk (Jury et al., 1993). Le coefficient de diffusion effectif dans le sol découle d’une combinaison des coefficients de diffusion distincts, des fractions de masse et de la fraction d’interstices remplis d’eau ou d’air.


( )( )( )

( ) ( )

D 0,036 76 M

D 3,6 10 76 M

D SN D 1 SN

D CN D 1 CN

D SN D 1 SN

D P D SN P D SN

a

w6

sa a

103

a s

2

sac a

103

a s

2

sw w

103

w s

2

ef a sa a w sw w

= ×

= × ×

= × −

= × −

= × −

= × + ×

−

et

ps CNCN −= 1

met

Da coefficient de diffusion dans l’air libre [m²/h] Dw coefficient de diffusion dans l’eau libre [m²/h] Dsa coefficient de diffusion dans l’air du sol [m²/h] Dsac coefficient de diffusion dans l’air du béton [m²/h] Dsw coefficient de diffusion dans l’eau souterraine [m²/h] Def coefficient de diffusion dans le sol [m²/h] CNa fraction volumique d’air dans le béton [-] CNs fraction volumique solide dans le béton [-] CNp fraction volumique d’interstices dans le béton [-]

Les différents flux de diffusion sont calculés, et le gradient de concentration est exprimé par unité de longueur. La longueur de diffusion (la distance entre la source et la surface du sol) est déduite du scénario d’un profil de sol pollué de 2,5 mètres, ce qui fournit une profondeur moyenne de 1,25 mètre (pour calculer la concentration du sol à utiliser dans les calculs de volatilisation), en tenant compte d’un vide ventilé de 0,5 mètre de profondeur, cela donne une longueur de diffusion de 0,75 mètre. Dans le modèle, cette longueur de diffusion est une valeur fixe. Dans la pratique, elle devrait être mise en relation avec la profondeur de la pollution et la nature de la volatilisation calculée (air extérieur, cave). Mais étant donné que cela entraîne des problèmes avec l’utilisation d’un profil de profondeur dans le modèle, une valeur fixe a été retenue. Pour le flux dans le béton, la longueur de diffusion est égale à l’épaisseur de la couche de béton. Pour la volatilisation depuis l’eau de surface (Vlier-Humaan 2.0), on part donc du principe que la couche d’eau souterraine se trouve à une profondeur moyenne de 1,25 m-ms.


( ) ( )( )

( )( )

( ) ( )( ) ( ) aaoa,0osa,cef4o

aaba,0bsa,cef4b

cos,ef4o

cbs,ef4b

a

vopw,3

aoa,0osa,a2o

aba,0bsa,a2b

c

sac

c

sa

cc

oba,bsa,sacsa1

PSNCCLDJ

PSNCCLDJSINON

LSGCDJ

LSGCDJALORS

0PSI

24ECJ

XCCDJ

XCCDJ

dD

LD

dL

CCDDJ

×−×=×−×=

××=××=

=

×=−×=−×=

+

×−××

=

où

J1 flux à travers le béton [g/m².h] J2 flux dans la couche limite (air extérieur (o) ou cave (b)) [g/m².h] J3 flux d’évaporation de l’eau [g/m².h] J4 flux de diffusion [g/m².h] Lc longueur de diffusion dans le sol [m] Dc épaisseur de la couche de béton [m] Xa épaisseur de la couche limite [m] Ev flux d’évaporation [m/j] Cba,0 concentration initiale de l’air de la cave [g/m³] Coa,0 concentration initiale de l’air extérieur [g/m³] Cpw,o concentration dans l’eau souterraine pour les calculs [g/m³] dans l’air extérieur Csa,b concentration dans l’air du sol pour le calcul du flux [g/m³] à travers le béton Csa,o concentration dans l’air du sol pour le calcul du flux [g/m³] avec une cave ouverte / vide ventilé

Csa est calculé à l’aide de Cpw (voir 2.2.4). Pour Csa,b , le calcul du Cpw est différent en fonction du fait qu’il s’agit d’un bâtiment avec cave bétonnée ou d’un bâtiment avec sol en béton sans cave. Dans le cas d’un bâtiment avec cave bétonnée, Cpw est calculé à l’aide de Cs,bc. Dans le cas d’un bâtiment avec sol en béton sans cave, Cpw est calculé à l’aide de Cs,b,oc.


1ba

2bba

4b3ba

2b4b3

1ba

ts,bos,

2ooa

4o3oa

2o4o3

JJSINON

JJSINON

JJJALORS

JJJSI

SINON

JJALORS

CCSI

ALORS

ouverte caveSI

JJSINON

JJJALORS

JJJSI

==

+=<+

==

===

+=<+

où

Joa flux d’air extérieur [g/m².h] Jba flux d’air de la cave [g/m².h]

Si la concentration dans le sol à utiliser est égale à la concentration dans la couche supérieure, il faut utiliser le flux à travers le béton, parce que dans ce cas, le flux ne se fait qu’à travers les parois latérales du vide ventilé.

2.2 Concentrations dans l’air

La concentration dans l’air extérieur est calculée selon un modèle simple de type boîte. Le site est considéré comme un rectangle dont la longueur se trouve dans le sens du vent dominant. L’air provenant du sol est dilué par l’air extérieur apporté. Cette vitesse de dilution est calculée à l’aide de la vitesse du vent à hauteur de respiration et de la vitesse de friction. La vitesse de friction est déterminée par le caractère accidenté du terrain.

La concentration dans l’air de la cave ou du vide ventilé résulte du flux traversant le sol de la cave et éventuellement les parois de la cave et de la dilution suite au rafraîchissement de l’air dans le bâtiment. La concentration de l’air ambiant est une fraction de la concentration de l’air de la cave ou du vide ventilé. Dans le cas d’un bâtiment sans cave (Vlier-Humaan 2.0), la concentration de l’air ambiant résulte du flux traversant la surface du sol et du rafraîchissement de l’air dans le bâtiment. Pour les calculs concernant l’air ambiant tout comme l’air extérieur, il peut être tenu compte d’une concentration de fond dans l’air apporté.


( )

( ) ( )

( ) kVsYlnVSINON

0VALORS

YsSI

shlnVkV

L0,2CS

s10C

rY

Y

r

rh

0,76oz

L0,53ro

0,22

∗

∗

×

×=

=>

×=

××=

×=−

où

Co facteur de correction pour la longueur de rugosité [-] Sz coefficient de dispersion de Pasquill, sens vertical, classe de stabilité D [m] Vh vitesse du vent à la hauteur h [m/h] sr rugosité de surface [m] k constante de Karman [-] h hauteur [m] V* vitesse de friction [m/h] Vy vitesse du vent à la hauteur Y [m/h] Y hauteur de respiration enfant, adulte, bétail [m] L longueur du terrain [m]

( )LSVV

2VVV

zgf

Yg

×=

+= ∗

où

Vg vitesse moyenne de l’air pour enfant, adulte, bétail [m/h] Vf vitesse de dilution [m/h]


( )( )

( )

aiii

1oa,0la

oababila

ba

ae

ebaba,0ba

ae

baba,0ba

ae

baba,0ba

ts,bos,

f

oaoa,0oa

RHLW

) Li(Wi J + C C

cave de pasSI

compléter à valeur OUC;CfMAXC

caveSI

.".."CALORS

pas""caveSI

Rhwl

wlh2wlJCCALORS

beton""caveSI

Rhwl

wlJCCSINON

Rhwl

w)(l0,252JCCALORS

CCSI

ALORS

ouvert""caveSI

compléter à valeur OUV

JCC

×××××=

×=

==

×××+××+××+=

=

×××××+=

×××+×××+=

=

=

+=

tvn

où

Coa concentration dans l’air extérieur (enfant, adulte, bétail) [g/m³] Cba concentration dans l’air de la cave [g/m³] Cia concentration dans l’air ambiant [g/m³] he hauteur de la cave [m] Li longueur du sol [m] Wi largeur du sol [m] Hi hauteur du rez-de-chaussée [m] Ra vitesse de ventilation [1/h] fbi fraction de l’air de la cave contribuant à l’air ambiant [-]

La concentration dans l’air extérieur ne peut dépasser la concentration dans l’air du sol, sauf si la concentration initiale dans l’air extérieur était déjà supérieure à la concentration dans l’air du sol.


2.3 Concentration dans l’air de la salle de bain

Pendant la douche, des composés organiques volatils présents dans l’eau de distribution peuvent s’évaporer de l’eau (en raison de la température plus élevée de l’eau). Cette évaporation induit un enrichissement de l’air de la salle de bain. La manière dont ces substances provenant d’une eau souterraine ou d’un sol pollué se retrouvent dans l’eau de distribution est traitée au chapitre 4.2.

( )( )

( )( )

( )( )[ ] ( ) ( )( )[ ]LGdoucheshdfGLdoucheshwa

lL

gG

doucheTsh

sh

T

kkT8,314Hr3tkkT8,314Hk

3600M44Kk

3600M18Kk

TT0,024lnHexpHSINON

0HALORS

0HSI

+×××××××=×=

×=

−×+==

=

( )C k V C 2 Vbk wa w dw bad= × × ×

où

Hsh coefficient de Henry à la température de douche [Pa.m³/mol] Tdouche température de la douche [K] kG coefficient de transfert de masse gazeuse [m/h] kL coefficient de transfert de masse liquide [m/h] Kg coefficient de transfert de masse en phase gazeuse [m/h] Kl vitesse d’échange de la phase liquide [m/h] kwa ampleur de l’évaporation [-] tf temps de chute de la goutte [s] rd diamètre de la goutte [m] Vw consommation d’eau pour la douche [m³] Vbad volume de la salle de bain [m³] Cdw concentration dans l’eau potable [g/m³] Cbk concentration dans l’air de la salle de bain [g/m³]


L’eau potable peut être polluée de deux manières. La première, c’est par la consommation directe d’eau souterraine comme eau potable. La seconde, c’est la perméation des composés organiques par les conduites en plastiques.

Lorsque de l’eau souterraine est consommée directement comme eau potable, la concentration dans l’eau souterraine calculée ou mesurée est utilisée pour le calcul de l’exposition. Normalement, il faut utiliser des concentrations dans l’eau souterraine mesurées ou calculées à l’aide d’une modélisation de la diffusion dans l’eau souterraine. Vlier-Humaan 2.0 permet de réaliser une estimation conservatrice de la concentration dans l’eau souterraine découlant de la lixiviation du sol, si des mesures de l’eau souterraine ne sont pas disponibles ou si l’on suppose que la lixiviation peut encore jouer un rôle dans les concentrations de l’eau souterraine.

3.1 Concentration dans l’eau souterraine par lixiviation – Vlier-humaan 2.0

( ) ( )( ) ( )

compléter àOu valeur

CVFC OF

qK qLCC

SN1f1qq

dpw,gw

infinfdpw,gw

shreinf

×=

×+××××=−−×=

LId

où

qinf vitesse d’infiltration [m/j] qre vitesse de remplissage [m/j] fh fraction de superficie du sol construite ou revêtue [-] Cpw,d concentration dans l’eau interstitielle, couche profonde [g/m³] VF facteur de dilution (standard 0.1 – 10% de l’eau interstitielle) [-] I gradient hydraulique [-] K conductivité hydraulique [m/j] d épaisseur de la zone de mélange dans l’aquifère [m] L’épaisseur de la zone de mélange doit se trouver en dehors du modèle pour être calculée. Cela peut se faire à l’aide de la formule ci-dessous.

gw

gw

infgw

2

dd

ET

))d I K

q L-exp( - (1 d + )L (0,0112 =d

≤

××××

où

dgw épaisseur de la couche d’eau souterraine [m] Si d est plus grand que dgw, d est assimilé à dgw.

3 Concentration dans l’eau


3.2 Perméation par les conduites d’eau potable

Les composés organiques peuvent passer au travers de la paroi des conduites plastiques. Lors de ce passage, trois processus peuvent être distingués :

o La dissolution du composé organique dans le polymère sur l’extérieur de la conduite;

o La diffusion du composé organique au travers du polymère; o La transition du composé organique depuis le polymère vers l’eau, sur l’intérieur

de la conduite. En état stationnaire (apport constant par unité de temps), l’ampleur de la perméation est déterminée par le coefficient de perméabilité, qui est le produit du coefficient de diffusion au travers du polymère et du coefficient de répartition polymère/hors du polymère. La vitesse de perméation augmente avec la température.

Cette perméation est la plus grande pour les conduites en polyéthylène (LDPE ou HDPE), mais peut également se produire avec des conduites en PVC. Avec les conduites en PVC, le coefficient de diffusion est très bas, de sorte qu’il faut très longtemps (des milliers d’années) avant d’atteindre un état stationnaire pour les substances qui n’assimilent pas le PVC. Pour les substances qui assimilent le PVC, une perméation significative peut se produire à partir d’un certain niveau (hydrocarbures chlorés, aniline, cétonogènes et nitrobenzènes). Pour le PVC, on peut donc s’attendre à ce qu’il n’y ait pas de perméation significative pour les alcools, les hydrocarbures aliphatiques et les acides organiques ; les aromatiques alkyles à des concentrations inférieures à 0,25 fois la concentration maximale dans l’eau ou l’air ; les hydrocarbures chlorés, les anilines, les cétonogènes et les nitrobenzènes lorsque les concentrations sont inférieures à 0,1 fois la concentration maximale dans l’air ou l’eau. Si la conduite est en béton ou en fibrociment, on peut partir du principe qu’il ne peut se produire de perméation depuis le sol au travers de la conduite. La diffusion est de fait très faible, la structure se densifie avec le temps et il y a une pression d’eau de l’intérieur vers l’extérieur.

pep

pvcp

p

DDSINON

DDALORS

PVC""eaud' conduiteSI

SINON

0DALORS

autre""eaud' conduiteSI

=

==

==

La formule pour le calcul de la concentration dans l’eau potable est établie de la sorte. La formule de base (Kiwa, 1985) permet de calculer la concentration d’une eau stagnante dans une conduite, et à la condition que la concentration dans la conduite soit de loin inférieure à la concentration dans l’eau du sol. En tenant compte de la longueur de la conduite dans la zone polluée, le volume d’eau stagnante pollué est calculé et multiplié par la concentration après stagnation. Pour


appliquer une correction pour l’écoulement, cette masse est divisée par le volume total d’eau qui se serait véritablement écoulé dans la conduite pendant la période de stagnation. La modélisation prévoit une période de stagnation de 24 heures, de sorte que la consommation quotidienne d’eau de distribution puisse être utilisée.

( ) ( )dwQ

Lr

dr24

dtCD2C

2

e

mpw,p

wp

××××

×××= π

où

Cwp concentration dans la conduite suite à la perméation [g/m³] Dp coefficient de perméation [m²/j] dt durée de stagnation dans la conduite [h] r rayon interne de la conduite [m] de épaisseur de la paroi de la conduite [m] L longueur disponible pour la perméation = longueur du terrain [m] Qdw consommation quotidienne d’eau potable [m³/j] Cpw,m concentration dans l’eau interstitielle, couche moyenne [g/m³]

3.3 Concentration dans l’eau potable

La concentration dans l’eau potable est calculée au départ des fractions provenant du réseau de distribution d’eau potable et de l’eau souterraine.

( ) ggwgwpdw fCf1CC ×+−×=

où

fg fraction d’eau souterraine utilisée comme eau potable [-]


La concentration de substances dans les plantes est calculée par l’absorption via les racines et la répartition dans la tige, puis déposition sur la plante. La concentration dans la racine et dans la tige des plantes suite à l’absorption par les racines est généralement calculée à l’aide de facteurs de bioconcentration (facteurs BCF). Un facteur de bioconcentration est la proportion de la concentration dans la plante par rapport à la concentration dans le sol. L’absorption des métaux lourds via les racines est calculée à l’aide des valeurs BCF mesurées. Si ces valeurs font défaut, une valeur peut être calculée à l’aide du modèle. Pour les métaux lourds, il est préférable d’utiliser des valeurs BCF mesurées sur place que les valeurs BCF reprises dans le modèle. L’absorption des métaux lourds par les plantes est en effet très variable et dépend des conditions locales (type de plante, de sol, pH du sol et concentration dans le sol). Pour les composés organiques, une valeur BCF est calculée au départ du Kow. S’il existe des données sur des valeurs BCF mesurées, elles peuvent également être complétées. Peu d’informations sont disponibles à ce sujet pour les composés organiques. Pour les ions, on suppose qu’ils sont emportés par la sève ascendante sans la moindre barrière. Il faut à chaque fois utiliser une valeur BCF pour les racines et une valeur BCF pour la tige. La concentration dans la plante suite à la déposition de particules sur les plantes est calculée sur base de la période de croissance, de l’altération et de la déposition des substances. Le calcul de la diffusion des substances volatiles au départ de l’air vers les parties souterraines des plantes n’est pas repris, mais cela constituerait pourtant une source non négligeable d’enrichissement des plantes. BCF connu

wowonswo

ststnsst

dsBCFBCF

dsBCFBCF

×=

×=

Composés organiques

( )( )( )

( )( )ts,

tpw,1,52logKow0,77nswo

ts,

tpw,2,44

1,78logKow0,434

2,05logKow0,95nsst

C

C0,8210BCF

C

C100,7840,8210BCF

2

×+=

×××+=

−×

−×−

−×

Pour les composés organiques, l’absorption par les plantes est estimée au départ du log Kow. On suppose que seule la fraction de la phase liquide du sol est disponible pour une absorption par la plante. Métaux et métalloïdes

( ) ( )

( ) ( )Kd

Kd

pHpH0,25dwo

nswo

pHpH0,25dst

nsst

10lnK1,122,67expdsBCF

10lnK1,122,67expdsBCF−×−

−×−

××−×=

××−×=

Concentration dans la plante par absorption

ts,nswowo

ts,nsstst

CBCFC

CBCFC

×=

×=

4 Absorption par les plantes


Où BCF facteur de bioconcentration dans la tige (index st), [-]

dans les racines (index w) sur la matière sèche BCFns facteur de bioconcentration sur le poids frais [kg ds/kg vg] ds fraction de matière sèche [-] Cst concentration dans la tige sur le poids frais [mg/kg vg] Cwo concentration dans les racines sur le poids frais [mg/kg vg] L’absorption des sels par les plantes n’est pas reprise dans la formule. La concentration dans la plante ne peut donc pas être calculée.

( )( ) tpw,wowo

tpw,stst

Cds1C

Cds1C

×−=

×−=

Concentration dans la plante par déposition

( )

( )

( )

( )dsCfDR

30f

30fexp11

fY

fC

dsCfDRtf

tfexp11

fY

fC

OF

dsstofDR30f

30fexp11

fY

fC

dsstofDRtf

tfexp11

fY

fC

ts,rsooEi

Ei

Eiv

indepc

ts,rsooeEi

eEi

Eiv

indep

oEi

Ei

Eiv

indepc

oeEi

eEi

Eiv

indep

××××

××−−

−××

=

××××

××−−

−××

=

×××

××−−

−××

=

×××

××−−

−××

=

Si une source de matière externe est présente sur le terrain, cela signifie que la concentration de la matière s’écarte de la concentration dans le sol, et cela peut être introduit dans le modèle. Concentration totale dans la plante

( ) ( )l/rwol/rdepstpt f1CfCCC −×+×+=

Où Cdep concentration par déposition, poids frais [mg/kg poids frais] Cdepc concentration par déposition, herbe, poids frais [mg/kg poids frais] Fin fraction initiale interceptée [-] Yv rendement végétatif [kg ms/m²] fEi constante d’altération [1/j] te période de croissance de la plante [d] DRo vitesse de déposition [kg/m².j] Frso fraction du sol dans la matière externe [-] stof concentration dans la source de matière externe [mg/kg] C concentration dans la plante, poids frais [mg/kg poids frais] fl/r fraction de feuilles par rapport à la totalité de la plante [-]


DRo est égal au produit de la concentration de matière par une vitesse de déposition de 1 cm/s (ECETOC, 1992).


Le bétail est exposé à la pollution de la même manière que l’homme. Pour les métaux lourds, on effectue un calcul en fonction d’un bilan massique, en tenant compte de l’excrétion. Pour les composés organiques, l’accumulation est calculée en fonction du Kow et de la fraction grasse de la viande et du lait..

5.1 Répartition dans le temps L’exposition du bétail tient compte du temps que le bétail passe à l’étable.

( ) ( )2016

md7t24N

2016

mdtN

xxoxoxic

xxoxoxoc

×−×−=

××=

Où Nxoc fraction de temps passé à l’extérieur en été (x=s)/hiver (x=w) [-] Nxic fraction de temps passé à l’intérieur en été/hiver [-] txo heures par jour dehors en été/hiver [h/j] txi heures par jour à l’intérieur en été/hiver [h/j] dxo jours par semaine dehors en été/hiver [j/s] dxi jours par semaine à l’intérieur en été/hiver [j/s] mx mois été/hiver [m/a]

5.2 Exposition du bétail L’exposition du bétail résulte de la somme de l’exposition par absorption de particules de sol, inhalation de particules et de poussières en phase gazeuse et absorption de fourrage et d’eau.

( )wocsocacingcts,c NNfAIDCDU +×××=

Où DUc absorption par ingestion de particules par le bétail [mg/j] AIDc prise de particules de sol par le bétail [kg/j] facing fraction absorbée par ingestion par le bétail [-]

( ) ( )( )wicsicrsiiwocsocrsooacinhrccts,c NNfTSPNNfTSPffVACIP +××++××××××= Où IPc prise par inhalation de particules du sol par le bétail [mg/j] VAc volume de respiration du bétail [m³/j] frc fraction retenue dans les poumons par le bétail [-] facinh fraction absorbée par inhalation par le bétail [-] frsi fraction de sol dans la matière [-] TSPo particules en suspension, extérieur (kg/m³) TSPi particules en suspension, intérieur (kg/m³)

5 Concentration dans la viande et le lait


( ) ( )( ) 1000NNCNNCfVAIV wicsiciacwocsocoaacinhcc ×+×++×××=

Où IVc inhalation de substances en phase gazeuse par le bétail [mg/j]

( ) acingpcdepcstc fQCCVI ××+=

Où VIc ingestion via le fourrage par le bétail [mg/j] Qpc ingestion de nourriture par le bétail (plantes) [kg/j]

( )( ) wcacingscswgcgwscgcwpwc QffCfCff1CDU ×××+×+−−×=

Où DUwc absorption via la consommation d’eau par le bétail [mg/j] fgc fraction d’eau souterraine consommée par le bétail [-] fsc fraction d’eau de surface consommée par le bétail [-] Qwc absorption d’eau par le bétail [l/j] Csw concentration dans l’eau de surface [g/m³]

wcccccc DUVIIVIPDUTI ++++=

Où TIc absorption totale par le bétail [mg/j] La fraction absorbée par inhalation et ingestion par le bétail est paramétrée par défaut à 1 dans le modèle. Dans la pratique, il est important de tenir compte de facteurs d’absorption réels pour éviter une surestimation via la consommation de viande et de lait.

5.3 Concentrations dans la viande et le lait Composés organiques Le transfert de contaminants organiques dans la viande et le lait est calculé de trois manières différentes, et les résultats des trois modes de calcul sont pondérés, pour ainsi établir la concentration à utiliser pour la viande et le lait. Le premier mode de calcul utilise un facteur de transfert, qui donne la relation entre la dose assimilée et la concentration dans la viande ou le lait. Le deuxième mode de calcul utilise un facteur de concentration sans dimension, qui donne le rapport entre la concentration dans la graisse et la concentration dans le fourrage. Une multiplication par la fraction de graisse dans la viande ou le lait donne le facteur de bioconcentration dans la viande ou le lait. L’absorption totale par le bétail est convertie en une pseudo-concentration d’ingestion et multipliée par le facteur de bioconcentration, pour obtenir la concentration dans la viande ou le lait.


Le troisième mode de calcul est un simple bilan massique, la quantité ingérée sur la période étant divisée par le poids de l’animal et la quantité de lait produite sur la période, en tenant compte des teneurs en graisse respectives.

owmi

owfa

owme

logK0,9928,056logK

logK0,5003,457logK

logK1,0337,735logK

×+−=

×+−=×+−=

( )

fmefmicmimifmec

ccme,3

fmefapcscc

cme,2

mecme,1

fftSGQfW

TItC

fKQCIPAID

TIC

KTIC

×

×××+××

=

××

++=

×=

fmifmicmimifmec

ccmi,3

fmifapcocc

cmi,2

micmi,1

fftSGQfW

TItC

fKQTSPVAAID

TIC

KTIC

×

×××+××

=

××

+×+=

×=

( )( )( )( )mi,3mi,2mi,1mi

me,3me,2me,1me

C,C,CMAXMINC

C,C,CMAXMINC

==

Où Kme facteur de transfert viande/alimentation [j/kg] Kmi facteur de transfert lait/alimentation [j/l] Kfa coefficient de répartition graisse/alimentation [-] Cme concentration dans les produits à base de viande [mg/kg] Cmi concentration dans les produits laitiers [mg/l] ffme fraction grasse dans la viande [-] ffmi fraction grasse dans le lait [-] SGmi densité du lait [kg/m³] tc durée de séjour sur le terrain pollué [j] Qmi production laitière [l/j] Wc poids corporel du bétail [kg] Composés inorganiques Pour le calcul de la concentration dans la viande, la quantité totale prise par l’animal pendant la période d’exposition est divisée par le poids corporel et par la fraction excrétée. Pour cette excrétion, la consommation d’eau est prise en considération. Une correction est appliquée pour la fraction grasse dans la viande. Pour la concentration dans le lait, un même bilan massique est appliqué, mais la


concentration est calculée via le facteur d’excrétion, comme conséquence de l’excrétion.

( )

( )exc

exccwcc

fmiccmi

exccwcc

fmeccme

fftQW

f1tTIC

ftQW

f1tTIC

×××+

−××=

××+−××

=

Où fexc fraction excrétée [-]


L’exposition est la conséquence du contact de l’homme (adulte, enfant) avec la pollution, qui se trouve dans plusieurs compartiments environnementaux. Les voies d’exposition suivantes ont été reprises :

- Ingestion du sol et de la matière - Inhalation du sol et de la matière - Contact dermique avec le sol et la matière - Inhalation de la fraction volatile (air ambiant, air extérieur, air de la salle de

bain) - Contact dermique lors de la douche / du bain - Ingestion d’eau potable - Consommation de viande et de lait

L’ampleur de l’exposition est déterminée par le choix du scénario. Le scénario définit les trajets d’exposition applicables et leur ampleur. Les formules pour l’exposition sont généralement présentées pour les adultes et les enfants. L’ajout des valeurs des paramètres fait la différence entre les adultes et les enfants.

6.1 Ingestion de sol et de matière Pour le calcul de l’ingestion de sol, il a été tenu compte de la fraction temporelle passée en dehors de l’habitation. Pour le calcul de l’ingestion de matière, il a été tenu compte de la fraction temporelle passée dans l’habitation.

( )( ) ( )( )( )( ) ( )( )stofbodem

ts,wisirsiaingsstof

ts,wosoaingsbodem

DUDUDU

WCNNffT2424AIDDU

WCNNfT2424AIDDU

+=

×+×××−×=

×+××−×=

Où DU ingestion de sol ou de matière [mg/kg.j] AID ingestion de particules de sol [kg/j] Ts heures de sommeil par jour [h] faing fraction absorbée par ingestion [-] frsi fraction de sol dans la matière intérieure [-] Nso fraction temporelle dehors en été [-] Nwo fraction temporelle dehors en hiver [-] Nsi fraction temporelle à l’intérieur en été [-] Nwi fraction temporelle à l’intérieur en hiver [-] W poids corporel [kg] L’AID est complété pour chaque scénario, de sorte que le produit de l’AID atteigne avec les fractions temporelles une valeur établie par scénario. Pour de plus amples informations, consultez l’annexe A de la partie 1. Les valeurs pour l’AID sont des valeurs fixes. Pour le calcul du Nsl, du Nxo et du Nxi, consultez les fractions temporelles du bétail, au chapitre 6.1.

6.2 Contact dermique avec le sol et la matière Pour les composés inorganiques, on suppose que l’absorption dermique est nulle. Pour les composés organiques, l’absorption dermique est calculée comme indiqué ci-dessous :

6 Exposition de l’homme


( )( )( )( )

hiexp,

fhoexp,

ahiexp,

lfahoexp,

produitsol

ts,wisiiexp,rsimiproduit

ts,wosooexp,mosol

AA

AAadulte

A0,5A

AAAenfant

DADADA

WCNNA24ffDARDAEDA

WCNNA24fDARDAEDA

==

×=+=

+=

×+××××××=

×+×××××=

Où DA prise par contact dermique [mg/kg.j] Aexp superficie de peau exposée [m²] DAE recouvrement de la peau par le sol ou la matière [kg/m²] DAR vitesse d’absorption dermique [1/h] fm facteur de matrice [-] Aah superficie des bras et des mains [m²] Alf superficie des jambes et des pieds [m²] Afh superficie des avant-bras et des mains [m²] Ah superficie des mains [m²]

6.3 Inhalation du sol et de la matière

( )( )( )( )

oi

io

ts,slwisiainhrrsiii

ts,wosoainhrrsooo

TSP0,75TSP

IPIPIP

WCNNNfffTSPVAIP

WCNNfffTSPVAIP

×=

+=×++×××××=

×+×××××=

Où IP inhalation du sol et de la matière [mg/kg.j] fr fraction retenue dans les poumons [-] VA volume de respiration [m³/j] fainh fraction absorbée à l’inhalation [-] NsI fraction temporelle de sommeil [-]

6.4 Inhalation de matières gazeuses

( )( )( )( )

io

wisiainhlai

wosoainhoao

IVIVIV

WNNfC1000VAIV

WNNfC1000VAIV

+=++××××=

+××××=

slN

Où


IV prise par inhalation de vapeur [mg/kg.j]

6.5 Prise via les végétaux

( ) WfQfCVI aingfvfvpt ×××=

Où VI prise via la consommation de légumes [mg/kg.j Cpt concentration dans la plante (poids frais) [mg/kg poids frais] ffv fraction de légumes pollués [-] Qfv consommation de légumes [kg poids frais /j] La prise par des fruits pollués n’est pas considérée, parce qu’il ne s’agit que d’une absorption limitée de pollutions par les fruits.

6.6 Consommation de viande et de lait

( )( )

mime

aingmdmdmimi

aingmempmeme

MIMIMI

WfQfCMI

WfQfCMI

+=

×××=

×××=

Où MI prise via la consommation de viande et de lait [mg/kg.j] MIme prise via la consommation de viande [mg/kg.j] Mimi prise via la consommation de lait [mg/kg.j] fmp fraction de viande polluée [-] fmd fraction de lait polluée [-] Qme consommation de viande [kg/j] Qmd consommation de produits laitiers [l/j]

6.7 Exposition lors de la douche et du bain Inhalation

( ) ( )( ) WfNtVACIV ainhssbkw 1000724 ×××××=

Absorption dermique Composés organiques

( ) ( )( ) ( )( ) ( )( )10001,5M0,016expP5000P5000DAR

K0,1530,038P

ermermw

owerm

××−×+×=×+=


Composés inorganiques

0DAR

0P

w

erm

==

Où IVw prise par inhalation lors de la douche [mg/kg.j] Perm vitesse d’absorption dermique [m/h] ts durée de la douche [h] Ns nombre de douches par semaine [1/semaine] DAwd prise par contact dermique lors de la douche [mg/kg.j] DAwb prise par contact dermique lors du bain [mg/kg.j] DARw vitesse d’absorption dermique lors d’une exposition dans l’eau [m/h] fexp fraction de superficie corporelle exposée [-] tb durée du bain [h] Nb nombre de bains par semaine [1/semaine] Atot superficie corporelle totale [m2]

6.8 Absorption par l’eau potable

( ) ( )( )( ) WfQCT2424NNNNDU aingwdwswisiwosow ×××−×+++=

Où DUw absorption par consommation d’eau potable [mg/kg.j] Qw consommation d’eau potable [l/j]


7.1 Introduction L’analyse du risque implique le contrôle de l’exposition à des doses maximales avec justification toxicologique. Le choix de ces doses maximales donne du contenu à la notion d’effets néfastes graves. Pour l’évaluation du risque dans le cas d’une pollution du sol, il a été choisi de protéger la population d’une exposition de longue durée à la pollution. Pour pouvoir contrôler l’exposition, il faut disposer de valeurs toxicologiques qui donnent le niveau d’absence d’effet ou le niveau d’effet négligeable dans ces conditions. Pour l’évaluation du risque, on opère une distinction entre les substances ayant une action carcinogène et les substances non carcinogènes. Pour les substances non carcinogènes, il existe un seuil en dessous duquel aucun effet néfaste n’est observé. La dose ne fournissant aucun effet néfaste (NOAEL: No Observed Adverse Effect Level) ou la dose la plus faible à laquelle des effets néfastes sont observés (LOAEL: Lowest Observed Adverse Effect Level) est déterminée dans des conditions expérimentales (principalement dans le cadre d’expériences sur des animaux) ou à l’aide de données relatives à l’exposition des personnes. Un benchmarking peut également permettre de déterminer la dose et l’incertitude de cette dose, qui entraîne un certain pourcentage d’effet (5 ou 10% par exemple). Au départ des conditions expérimentales ou de la population, il faut alors extrapoler à la population en général en tenant compte de facteurs de sécurité (sensibilité inter-espèces, sensibilité intra-espèces, durée de l’essai, …). Cela permet d’obtenir une dose, définie comme étant la dose maximale à laquelle aucun effet néfaste ne survient dans le cas d’une exposition durant toute la vie. La terminologie utilisée à cet effet est DJA, ou Dose Journalière Acceptable. D’autres concepts ayant la même signification sont DJT (Dose Journalière Tolérable, pour les additifs alimentaires) et RFD (Dose de Référence, principalement utilisée aux Etats-Unis). Tous ces concepts sont en principe relatifs à l’absorption par voie orale. Pour l’inhalation, il n’est en général pas question de doses, mais les concentrations autorisées dans l’air sont calculées selon les mêmes principes : TCL (Concentration Tolérable dans l’Air) ou RfC (Concentration de Référence, utilisée par l’EPA). Ces valeurs peuvent être converties en une dose via le volume de respiration et le poids corporel comme suit :

W

VATCLTDIinhalatoir

×=

Où VA volume de respiration (20 m³/j) W poids corporel (70 kg) Pour les substances ayant des effets carcinogènes, il est généralement accepté qu’il n’y a pas de valeur limite en dessous de laquelle il ne se produit pas d’effets néfastes. Les carcinogènes génotoxiques relèvent de cette catégorie. Les relations dose/réponse constatées lors d’incidences de cancer élevées sont extrapolées pour obtenir une faible incidence, à l’aide de modèles d’extrapolation. Avec de faibles niveaux d’exposition, l’existence d’un lien linéaire entre le risque de cancer et l’exposition est acceptée. Ce lien linéaire est exprimé comme étant un risque unitaire ou « Cancer Slope Factor » (CSF), qui donne le nombre de cas de cancer supplémentaires par dose unitaire ou par concentration unitaire. Pour effectuer des évaluations du risque, il faut donc d’abord définir ce qu’est un niveau acceptable de cas de cancer supplémentaires. Lors de l’établissement des normes, la dose ou la concentration correspondant à la survenance d’un cas de

7 Analyse du risque


cancer supplémentaire pour 105 personnes exposées à vie a été utilisée. Les niveaux varient en fonction des pays, allant de 1/104 (Pays-Bas, Vermeire e.a., 1991), 1/105 (Allemagne, Bachmann e.a., 1995) à 1/106 (Etats-Unis). S’il existe un seuil, le même calcul est utilisé pour les substances non carcinogènes. Les points de départ ci-dessus donnent du contenu à la notion d’effets néfastes graves et à l’aspect toxicologique de la notion de menace grave. Les normes du sol dérivées de ces données ou des évaluations du risque effectuées ne sont en principe valables que s’il s’agit d’une pollution par une seule substance. Dans le cas d’une pollution par plusieurs composés, il faudrait tenir compte des influences éventuelles telles que l’additivité, l’antagonisme ou la synergie des effets. Les connaissances dans ce domaine sont actuellement limitées, ou difficiles à intégrer dans les normes. Cela signifie que lors des investigations d’un terrain comportant plusieurs substances polluantes, il faut idéalement voir s’il peut y avoir des interactions entre elles. Les données toxicologiques ont été reprises des instances internationales. Pour les sources à consulter, consultez le site de l’IBGE. La distinction entre les substances carcinogènes et non carcinogènes est également valable pour la manière dont l’exposition est confrontée aux valeurs toxicologiques. Pour les substances non carcinogènes, le nombre moyen d’années d’exposition pour les enfants est confronté à la DJT ou à une valeur toxicologique limite comparable. Les enfants constituent le groupe à risque le plus sensible. Bien qu’en principe la DJT tienne compte des sensibilités accrues, il ressort des calculs que l’exposition des enfants est plusieurs fois plus élevée que l’exposition des adultes. Pour les substances non carcinogènes, une exposition pendant de courtes périodes à de hautes doses peut entraîner des effets néfastes. De ce fait, il n’y a pas de moyenne pour une vie. Pour les substances carcinogènes, la survenance d’un effet carcinogène est le résultat du produit de la dose avec le temps. Une haute dose durant une courte période donne en principe le même risque de cancer qu’une faible dose durant une période plus longue, si la dose totale est, en fin de compte, la même. Le risque unitaire est calculé pour une exposition sur toute la durée de la vie. L’évaluation du risque se fait par le calcul d’une exposition à vie moyenne, que l’on confronte à la dose 1/105. Dans les zones de loisirs, la dose pour les enfants est confrontée à la dose 1/105. Les scénarios pour les zones de loisirs varient fortement pour les enfants et les adultes. L’exposition est également interrompue dans le temps. Après un contrôle de l’exposition, les concentrations dans les compartiments environnementaux sont confrontées aux valeurs limites. Les concentrations suivantes doivent être contrôlées : concentrations dans l’air ambiant et dans l’air extérieur, concentrations dans l’eau potable, concentration dans les végétaux destinés à la consommation. En outre, une certaine croissance des végétaux doit être possible. Cette dernière confrontation est d’autant plus stricte que la croissance des végétaux occupe une part importante dans la destination du sol. Il convient de remarquer que dans les formules pour l’exposition, la fraction absorbée via ingestion ou inhalation peut être complétée. Dans la pratique, cette fraction est assimilée à 1. Cela signifie que la dose absorbée est égale à la dose absorbée dans le corps. Il n’y a qu’en cas de contact dermique que la dose absorbée est effectivement calculée. Dans la littérature (OMS, EPA), les valeurs DJT sont relatives aux doses absorbées, en tenant déjà compte des facteurs d’absorption. L’exposition calculée avec un facteur d’absorption égal à 1 peut donc être directement confrontée à la DJT de la littérature. Une exception à cela est la liste « Umweltbundesamt » (Hassauer e.a., 1993), où des valeurs DJT effectives sont reprises pour les doses absorbées.


Lors du contrôle du risque, l’exposition orale et l’exposition dermique sont additionnées et comparées à leur critère toxicologique. Les voies d’exposition par inhalation sont également additionnées et comparées à leur critère toxicologique. Les substances peuvent en effet présenter une relation dose/effet différente en fonction du mode d’exposition, et présenter éventuellement d’autres effets.

7.2 Controle Exposition de fond Pour les substances non carcinogènes, l’exposition de fond est comptabilisée dans l’exposition totale. Les gens qui passent une partie de leur temps sur un terrain pollué sont non seulement exposés aux substances présentes sur ce terrain, mais entrent en contact avec ces substances par enrichissement diffus (air, alimentation, eau, …). Cette exposition de fond est liée au scénario. Dans le cas de l’inhalation, l’exposition de fond est en principe uniquement liée à la période au cours de laquelle les personnes exposées ne sont pas sur le terrain. Pour l’ingestion, l’exposition de fond, qui est la conséquence de la consommation de légumes, de viande et de lait, doit en principe dépendre de la fraction de consommation provenant de la culture propre. Les différences ainsi obtenues par scénario sont dans la pratique souvent si limitées à l’égard de l’incertitude quant à l’exposition de fond, qu’elles ne sont pas reprises. Pour les substances carcinogènes, l’exposition de fond n’est pas reprise. Le critère de contrôle est en effet relatif au risque de cancer supplémentaire découlant de la pollution du sol. Pour les substances carcinogènes normalisées dans la version 1996 du Vlarebo, l’exposition de fond est prise en compte (et les critères de contrôle sont de ce fait parfois différents).

( )( )( )∑−=

×+×+×−=

N1ABAB

fzfyfx1ABAB

inhinhsc,

mdmpfvororsc,

Où ABsc,or exposition de fond orale pour le scénario [mg/kg.j] ABsc,inh exposition de fond par inhalation pour le scénario [mg/kg.j] ABor exposition de fond par voie orale [mg/kg.j] ABinh exposition de fond par inhalation [mg/kg.j] x part de légumes dans l’exposition de fond [-] y part de viande dans l’exposition de fond [-] z part de lait dans l’exposition de fond [-] ΣN somme de toutes les fractions temporelles sur le terrain [-] Avant d’effectuer le contrôle du risque, les doses sont additionnées comme suit :

weinhalatoir

wdermique

worale

IVIVIPD

DADAD

DUMIVIDUD

++=

+=+++=


Substances non carcinogènes Pour les substances non carcinogènes, l’exposition des enfants est déterminante pour la décision relative à l’existence ou non du risque d’effets néfastes graves ou de la survenance d’une menace grave. Sur les terrains sur lesquels des enfants ne peuvent être présents, l’exposition des adultes est déterminante. Aucune moyenne sur la durée d’une vie n’est réalisée. L’indice de risque est calculé comme suit :

einhalatoir

inhsc,ad,ad e,inhalatoir

orale

orsc,ad,addermique,ad orale,ad

einhalatoir

inhsc,ch,ch e,inhalatoir

orale

orsc,ch,chdermique,ch orale,ch

TDI

ABD

TDI

AB)D(DRI

TDI

ABD

TDI

AB)D(DRI

++

++=

++

++=

Où RI indice de risque pour l’enfant (indice ch) / l’adulte (indice ad) [-] D dose totale pour l’enfant / l’adulte [mg/kg.j] Avec un indice de risque RI supérieur à 1, il est question d’un risque d’effets néfastes graves ou d’une menace grave. L’ampleur du RI donne une indication de l’ampleur du dépassement de la TDI et donc du risque d’effets néfastes. Substances carcinogènes Pour les substances carcinogènes, une moyenne de l’exposition est calculée pour toute la durée de vie. Pour l’exposition durant l’enfance, une période de six est prise en compte. La durée de vie totale est établie à 70 ans, et la durée de travail actif à 45 ans. Pour les zones de loisirs, il n’y a pas de moyenne, car la durée d’exposition à vie y est difficile à estimer. L’indice de risque est calculé comme suit :

- Toutes destinations, sauf les zones de loisirs et industrielles


( ) ( )( ) ( )

( )

( )

70

45

AD

D

AD

DD=RI

industried' zone-

TDI

D

TDI

DDRI

TDI

D

TDI

DDRI

récréative zone-

AD70

64D6D

AD70

64DD6DD=RI

55

55

1/10 e,inhalatoir

ad e,inhalatoir

1/10 orale,

addermique,ad orale,

einhalatoir

ad e,inhalatoir

orale

addermique,ad orale,

ad

einhalatoir

ch e,inhalatoir

orale

chdermique,ch orale,

ch

1/10 e,inhalatoir

ade,inhalatoirche,inhalatoir

1/10 oraal,

addermique,adorale,chdermique,chorale,

×

+

+

++

=

++

=

××+×

+×

×++×+

Où AD dose correspondant au risque de cancer établi [mg/kg.j] Le risque de cancer supplémentaire établi est de 1/105 pour les personnes exposées à vie. Si le RI est supérieur à 1, le risque de cancer supplémentaire accepté, pour des effets néfastes ou une menace grave, est dépassé. Le risque de cancer peut être calculé en multipliant le RI avec le risque de cancer sur lequel la TDI est basée (1/105 par défaut). Conditions complémentaires Outre une confrontation avec la TDI, plusieurs conditions complémentaires ont été introduites. Cela permet de tenir compte des effets spécifiques via certaines voie d’exposition. Les conditions complémentaires comprennent la confrontation des concentrations mesurées ou calculées dans des compartiments avec les valeurs limites existantes. Si le rapport entre les concentrations mesurées ou calculées et les valeurs limites est supérieur à 1, il existe un risque d’effets néfastes graves ou de menace grave. Les concentrations dans l’air ambiant et l’air extérieur doivent être confrontées aux valeurs TCL (Concentration Tolérable dans l’Air). Pour les substances non volatiles, la concentration de particules dans l’air doit être contrôlée. S’il s’agit de substances carcinogènes, le risque de cancer supplémentaire peut être calculé en multipliant le RI par le risque de cancer supplémentaire sur lequel la TCL est basée. Pour les terrains industriels, seule la concentration dans l’air extérieur est confrontée à la TCL. La concentration dans l’air ambiant est confrontée aux concentrations maximales sur les lieux de travail, si la pollution du sol est en relation avec les activités qui se déroulent sur place et concerne l’exposition des ouvriers. Si l’activité qui se déroule sur un terrain industriel est totalement indépendante de la pollution du sol, ou si l’exposition concerne des employés, il faut également confronter la concentration de l’air ambiant à la TCL, éventuellement avec une correction pour un temps de séjour réduit. La pollution n’est dans ce cas pas un risque professionnel découlant de l’activité.


La concentration dans l’eau potable est confrontée aux directives relatives à l’eau potable, si la conduite d’eau est située dans la couche de sol polluée et s’il est possible qu’une perméation se produise suite à l’utilisation de conduites en plastique, ou si l’eau souterraine est utilisée comme eau potable. La réglementation flamande et les directives de l’OMS en matière d’eau potable sont utilisées à cet égard. La concentration dans les végétaux est confrontée aux normes pour les végétaux dans les zones agricoles. En principe, on suppose que sur chaque terrain, une certaine croissance des végétaux doit être possible, et les exigences pour les zones industrielles sont de ce fait moindres que pour les zones habitables. Cela est toutefois difficile à quantifier.


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8 Literature

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1 Répartition dans les phases du sol - · PDF fileFormularium Vlier-Humaan Page 1 van 37 Le calcul de la répartition d’une substance dans les phases du sol (air du sol, eau