Approches internationales en matière d’évaluation des

Approches internationales en matière d’évaluation des risques

sur les sites pollués : le cas des Pays-Bas

Rapport final

BRGM/RP-54370-FR décembre 2005

Approches internationales en matière d’évaluation des risques

sur les sites pollués : le cas des Pays-Bas

Rapport final

BRGM/RP-54370-FR décembre 2005

Étude réalisée dans le cadre des opérations de Service Public du BRGM 2004 POL A 13

et de la convention MEDD CV04 000115 (fiche 3)

P. Menger

Vérificateur :

Nom : D. MATON :

Date :

Signature :

Approbateur :

Nom : D. DARMENDRAIL :

Date :

Signature :

Le système de management de la qualité du BRGM est certifié AFAQ ISO 9001:2000.

Mots clés : Pays-Bas, Sols pollués, Évaluation des risques, Valeurs cibles, Valeurs d’intervention, Risques écologiques spécifiques, Usages des sols, Terres excavées. En bibliographie, ce rapport sera cité de la façon suivante : P. Menger (2005) - Approches internationales en matière d’évaluation des risques sur sites pollués : le cas des Pays-Bas. Rapport final. BRGM/RP-54370-FR, 70 p. 2 fig., 1 tabl., 2 ann. © BRGM, 2005, ce document ne peut être reproduit en totalité ou en partie sans l’autorisation expresse du BRGM.

Approches internationales en matière d’évaluation des risques : le cas des Pays-Bas

BRGM/RP-54370-FR – Rapport final 3

Synthèse

Dans le cadre de la politique nationale de gestion et réhabilitation des sites et sols pollués, le Ministère de l'Écologie et du Développement Durable a élaboré et est en cours de refonte et de réécriture d'un certain nombre d'outils méthodologiques. Parmi ceux-ci, les outils relatifs aux diagnostics et à l'évaluation des risques, ont fait l'objet d’un retour d'expériences qui permet de recadrer leurs usages et leurs applications dans la gestion des sites et sols pollués.

D'autres pays étant confrontés aux mêmes problématiques, une veille est entreprise pour apprécier les évolutions, notamment techniques et juridiques, sur les approches développées dans les autres pays menant en œuvre une telle politique.

L’organisation de cette veille scientifique, technique et réglementaire a été demandée par le MEDD dans le cadre de l’opération de Service Public BRGM 04-POL-A-13 et de la convention MEDD CV04 000115 (fiche 3).

Une première synthèse des approches européennes en matière d'évaluation des risques a été menée de 1996 à 1998 par le projet européen CARACAS (Concerted Action on Risk Assessment on Contaminated Sites).

Après examen de cette synthèse le Ministère de l’Écologie et du Développement Durable a souhaité avoir des précisions sur le contexte néerlandais étant donné son expérience ces deux dernières décennies en matière de gestion des sols pollués. L’analyse de ce contexte a porté essentiellement sur les points suivants :

- développement régulier de la politique nationale en matière de gestion des sites et sols pollués ;

- valeurs cibles et valeurs d’intervention, importance de l’évaluation du risque écologique ;

- une gestion des sols pollués basée sur l’évaluation des risques spécifiques liés aux usages.



Sommaire

1. Introduction ...............................................................................................................7

2. Cadre législatif et réglementaire .............................................................................9

2.1. CADRE GÉNÉRAL ..............................................................................................9

2.2. CADRE LÉGAL..................................................................................................10 2.2.1. Stratégie de prévention ............................................................................11 2.2.2. Politique d’intervention .............................................................................11 2.2.3. Compléments apportés par les nouveaux textes .....................................13 2.2.4. Les caractéristiques du cadre d’action .....................................................15

2.3. LES PRINCIPAUX ACTEURS EN MATIÈRE DE SITES POLLUÉS.................16

2.4. FINANCEMENT.................................................................................................18

3. Bases techniques pour la gestion des sites pollués ..........................................21

3.1. GÉNÉRALITÉS..................................................................................................21

3.2. ÉVALUATION DU NIVEAU DE POLLUTION ....................................................21 3.2.1. Les valeurs d’intervention.........................................................................22 3.2.2. Niveaux indicatifs de pollutions sérieuses ................................................23 3.2.3. Les valeurs cibles .....................................................................................24 3.2.4. Évolution...................................................................................................24

3.3. URGENCE DE DÉPOLLUTION.........................................................................25

3.4. OBJECTIFS DE DÉPOLLUTION.......................................................................26

3.5. L’ÉVALUATION DES RISQUES ÉCOLOGIQUES SPÉCIFIQUES. ..................28

3.6. OUTIL D’AIDE A LA DÉCISION POUR LE CHOIX DE TECHNIQUE DE DÉPOLLUTION – L’OUTIL R.E.C......................................................................30

3.7. GESTION DES TERRES EXCAVÉES ..............................................................32

4. Conclusion ..............................................................................................................35

5. Bibliographie ...........................................................................................................37


6 BRGM/RP-54370-FR – Rapport final

Liste des illustrations

Figure 1 - Carte des Pays-Bas. ..................................................................................................... 9 Figure 2 - Conditions de réutilisation des terres excavées polluées. .......................................... 34

Liste des tableaux

Tableau 1 - Usage des indices R.E.C. dans le processus de prise de décision......................... 32

Liste des annexes

Annexe 1 Valeurs cibles et valeurs d’intervention néerlandaises .............................................. 41 Annexe 2 Lettre « de politique générale pour les sols », 2003 .................................................. 51



1. Introduction

Dans le cadre de la politique nationale de gestion et réhabilitation des sites et sols pollués, le ministère de l'Écologie et du Développement Durable a élaboré ou est en cours d'élaboration d'un certain nombre d'outils techniques. Parmi ceux-ci, les outils relatifs à l'évaluation des risques, simplifiée et détaillée font régulièrement l'objet d'un retour d'expériences afin de capitaliser les acquis et d’améliorer l'application.

Certaines questions relatives à des points méthodologiques, techniques ou de gestion restent des problématiques non résolues. D'autres pays étant confrontés aux mêmes problématiques, une veille est entreprise pour apprécier les évolutions, notamment techniques et juridiques, sur les approches développées dans les autres pays mettant en œuvre une telle politique.

Une première synthèse des approches européennes en matière d'évaluation des risques a été menée de 1996 à 1998 par le projet européen CARACAS (Concerted Action on Risk Assessment on Contaminated Sites). Initiée par le ministère fédéral allemand et coordonnée par l’agence fédérale de l’Environnement (Umweltbundesamt), cette action concertée a été conduite par 50 spécialistes scientifiques et juridiques des pays impliqués : Allemagne, Autriche, Belgique, Danemark, Espagne, Finlande, France, Grèce, Irlande, Italie, Norvège, Pays-Bas, Portugal, Royaume-Uni, Suède et Suisse.

Depuis, le ministère de l'Ecologie et du Développement Durable souhaitait voir compléter les informations relatives à certains aspects ou à certaines approches nationales. Ainsi, en 2000, l'approche menée au Royaume-Uni dans le domaine de la gestion et de la réhabilitation des sites pollués a été étudiée (rapport BRGM/RP-50519-FR). En 2004, le cas particulier du Canada était l’objet d’un rapport faisant le point sur la démarche de gestion des sites pollués (rapport BRGM/RP-53626-FR).

Le présent rapport reprend les principales informations obtenues sur l’approche néerlandaise aussi bien au niveau réglementaire que technique. En tant que pionnier européen dans le secteur de la gestion des problématiques environnementales, le cas des Pays-Bas est particulièrement intéressant quant à la place accordée à une gestion des risques prenant en compte les fonctions et les usages des sols. Dans l’approche néerlandaise, l’évaluation des risques pour les écosystèmes occupe une place majeure à côté des risques pour la santé humaine. La législation en matière de gestion des sites pollués aux Pays-Bas est passée progressivement d’une approche conservatrice basée sur une dépollution des sols par élimination systématique de la source de pollution vers une approche d’évaluation des risques adaptée aux conditions spécifiques du site et aux usages des sols. En se basant sur les éléments techniques et réglementaires, le rapport fait le point sur les dernières évolutions de l’approche nationale en matière de gestion des sites et sols pollués.



2. Cadre législatif et réglementaire

2.1. CADRE GÉNÉRAL

Figure 1 - Carte des Pays-Bas.



Du fait du contexte historique et géographique, les Pays-Bas ont une longue expérience de valorisation des terres. La prise de conscience des problèmes soulevés par les sites pollués a eu lieu très tôt, essentiellement par la concomitance de divers problèmes liés aux sols tels que la très forte densité de population, les nappes phréatiques affleurantes, l’exploitation intense des eaux souterraines et l’usage industriel et agricole des terres. Vers la fin des années 70, des incidents majeurs ont secoué l’opinion publique, Lekkerkerk (dans les années 80, évacuation de plusieurs centaines de résidents dont les habitations ont été construites sur un ancien site de dépôt d’ordures ménagères) étant le plus criant. Des déchets de l’industrie chimique ont été trouvés dans les sols sur des terrains destinés à la construction d’habitations. Dès les années 80, le développement de la protection des sols et de la politique de dépollution a été rapide et il en a résulté en la mise sur pied d’un bon nombre de lois, de règlements et de régulations. Dès 1976, le gouvernement des Pays-Bas a donc décidé d’inclure la protection des sols dans le programme de politique de protection de l’environnement.

Outre les décrets, les règles administratives générales et les conditions inscrites dans les permis environnementaux, les entreprises doivent se conformer aux règles environnementales locales instaurées par les provinces et les municipalités. Ces autorités décentralisées, qui délivrent les permis environnementaux et y incluent leurs propres règles, imposent souvent des mesures et des restrictions relatives aux eaux souterraines.

2.2. CADRE LÉGAL

La prévention de la pollution des sols aux Pays-Bas est basée sur la Loi de Protection des Sols entrée en vigueur en 1987. Dans le principe, toute pollution intervenue après l’entrée en vigueur de la Loi doit être supprimée, et ce, quel que soit le risque qui lui est associé. Le principe « d’optimisation» (ALARA – as low as reasonably achievable) et l’utilisation des meilleures techniques disponibles sont les instruments mis en œuvre pour maîtriser la pollution des sols. En pratique, il est rarement possible ou faisable de gérer toutes les émissions vers les sols. Aussi, la loi prévoit que les émissions et la contamination des sols en résultant peuvent être acceptées tant que la qualité des sols n’est pas diminuée et que la multifonctionnalité des sols n’est pas en danger.

À côté de la loi sur la Protection des Sols, des dispositions particulières relatives à la gestion et la protection des sols sont prévues par d’autres lois :

- la loi de gestion environnementale, pouvant prescrire aux sociétés, en préalable à l’obtention de leur licence d’exploitation, une étude analytique du sol visant à déterminer l’état du sol en début d’activité ;

- la loi sur le logement, exigeant des municipalités d’empêcher, par voie d’arrêté, toute construction sur un terrain contaminé, sans avoir réalisé au préalable une étude de la contamination du sol et assaini celui-ci ;

- décret sur les matériaux de construction : concerne les matériaux créés à partir de la pierre (y compris la terre). Les entreprises concernées sont notamment les fabricants et les distributeurs de matériaux de construction ;



- décret sur le stockage dans des citernes/bassins souterrains : concerne le stockage d’hydrocarbures utilisés comme carburant, d’huiles usagées et d’eaux usées ;

- décret sur l’enfouissement de déchets : concerne principalement les autorités compétentes délivrant des permis environnementaux dans le cadre de loi sur la gestion de l’environnement.

2.2.1. Stratégie de prévention

Afin de maintenir un niveau de risque négligeable de pollution, les entreprises ont l’obligation de définir une stratégie de prévention par rapport à un risque de pollution. La stratégie adoptée est inscrite dans le permis environnemental.

Différentes alternatives sont proposées pour aider les entreprises à définir une stratégie de prévention :

- le Guide Néerlandais NRB (Nederlandse Richtlijn Bodembescherming – Directive Néerlandaise pour la Protection des sols) aide les entreprises à choisir les méthodes de protection des sols les plus adaptées. La souscription d’une entreprise au NRB peut être intégrée dans son permis environnemental. Ce guide est un instrument complémentaire aux décrets et autres mesures à respecter en vertu de la Loi sur la gestion de l’environnement et de la Loi sur la protection des sols. Il ne concerne que la protection des sols contre les sources de pollution locales (et non diffuses), et ne couvre que le stockage et le transport de matériaux, ainsi que les processus industriels. Un des avantages du NRB est la couverture des coûts potentiels de décontamination par une assurance dans le cas d’une pollution après qu’un niveau de risque négligeable ait été dépassé. Les autres types d’assurance ne sont pas aussi avantageux ;

- une entreprise peut organiser un système interne et indépendant de mesures de protection des sols plus flexible en prenant ses propres responsabilités. L’industrie chimique néerlandaise, par exemple, a été la première a créé des « plans environnementaux d’entreprise », rendant les entreprises responsables de l’impact de l’ensemble de leur chaîne de produits sur l’environnement ;

- une entreprise peut ne pas répondre au niveau de protection du NRB, mais elle doit quoi qu’il en soit respecter les conditions fixées par son permis environnemental. Davantage de restrictions peuvent y être incluses en cas d’évolution en matière de prévention.

2.2.2. Politique d’intervention

Pour la mise en œuvre de la réglementation, des valeurs de référence, appelées aussi valeurs cibles, sont utilisées. Aussi longtemps que les valeurs mesurées dans les sols sont inférieures aux valeurs cibles, le sol est considéré comme adapté à tout type d’usage des sols, sans avoir à tenir compte de la composition naturelle des sols. Si les valeurs mesurées sont supérieures aux valeurs d’intervention, on estime qu’il y a un risque que les propriétés fonctionnelles des sols pour l’homme et les écosystèmes soient sérieusement diminuées (voir § 3.2).



Si la contamination des sols est intervenue avant 1987, elle doit être gérée et les risques pour l’Homme et l’environnement évalués. En cas de contamination sérieuse, un traitement doit être envisagé. Pour un grand nombre de substances, des valeurs d’intervention (correspondant à une contamination importante des sols) ont été dérivées sur la base d’évaluations de risques potentiels. La stratégie de gestion adoptée dépend de conditions locales, mais doit se concentrer sur la prévention de la dispersion des polluants, la réduction des risques en relation avec le site, et l’amélioration de la qualité des sols. Des enjeux économiques (emplois, pression immobilière, etc.) peuvent aussi influencer la manière dont les sols pollués sont gérés. Dans certains cas, il peut être nécessaire d’adapter l’usage final du site aux concentrations résiduelles.

La législation s’appuie sur le principe du pollueur payeur. Si le pollueur n’est pas dans la mesure de couvrir les frais de dépollution, le propriétaire du site contaminé peut à son tour être tenu responsable. Dans le cas de propriétaires innocents, les travaux de dépollution peuvent être pris en charge par les autorités sur des fonds publics. Actuellement, ce processus est géré de manière à donner au propriétaire une position centrale dans les décisions d’actions de réhabilitation, ce qui sous-entend davantage d’implications en termes de coûts.

L’approche

Selon la loi relative à la protection des sols, des réponses aux questions suivantes doivent être apportées :

- Le site est-il sérieusement contaminé ?

- Le traitement est-il urgent ?

- Quand doit démarrer le traitement ?

- Quel est l’objectif de traitement ?

Le dernier point a été de longue date le sujet de discussions et débats. Par le passé, la stratégie se concentrait sur un traitement visant à atteindre l’objectif de multifonctionnalité des sols, ce qui ne s’appliquait pas dans certains cas, lorsque :

- le traitement pouvait causer des problèmes environnementaux ;

- il était techniquement impossible ;

- il était trop coûteux.

En cas d’impossibilité de traiter, le site était isolé, contrôlé et surveillé (procédure ICS). Ceci pouvait comprendre une excavation partielle des sols en fonction de l’usage réel ou projeté pour le sol. Une procédure par étape était possible dans la mesure où les dangers immédiats relatifs au site aient été traités dans l’urgence. Dans la pratique, l’application du traitement total d’une part et la solution ICS ont été jugées trop rigides et coûteuses.



A partir de 1997, d’autres solutions ont été explorées et un changement drastique dans la politique de gestion des sites pollués s’est opéré. Ce changement a consisté dans les éléments suivants :

- réduire les coûts de la dépollution. L’approche de dépollution par laquelle la pollution est éliminée dans sa totalité ou isolée, contrôlée et surveillée (approche I.C.S.) est abandonnée. La nouvelle approche propose la dépollution basée sur les usages du sol et les fonctions qui lui sont attribuées. Dans la nouvelle politique de gestion une distinction systématique est alors proposée entre pollutions immobiles et mobiles (polluants adsorbés ou non adsorbés sur la matrice du sol). En contraste avec la situation telle qu’elle était jusque là, dans les cas de pollutions mobiles, à partir de 1997, les pollutions sont désormais éliminées autant que possible dans les limites de rentabilité des technologies appliquées. L’objectif d’une accentuation des efforts consentis sur les pollutions mobiles était d’augmenter les bénéfices obtenus par les investissements, surtout pour l’environnement. Dans le cas de pollutions immobiles et stables, la pollution est éliminée seulement en partie. Sur ces sites, la priorité est de garantir la sécurité de la population et des écosystèmes. La dépollution des sols fait partie intégrante d’une gestion active des sols. L’objectif économique visé par la mise ne place de la nouvelle politique était une réduction des coûts de dépollution allant jusqu’à 50 % en comparaison avec la politique précédente de gestion des sols pollués ;

- créer plus de place pour les marchés en modifiant le système de financement et en augmentant la part de marché du secteur privé dans la dépollution des sols en introduisant des outils organisationnels et statutaires ;

- élargir l’apport de fonds pour la dépollution en intégrant cette activité dans les investissements des zones urbaines et rurales encourageant ainsi la participation d’une communauté plus large et la rationalisation des procédures.

2.2.3. Compléments apportés par les nouveaux textes

De nouvelles modifications à la politique de gestion des sols sont proposées à partir de 2003. Les principales nouveautés concernent les points suivants :

a) Décentralisation des pouvoirs

À travers la lettre « de politique générale pour les sols », le ministère de l’environnement fixe les bases pour une plus grande décentralisation des problèmes de protection et de gestion des sols afin de favoriser une approche plus locale et de renforcer la responsabilité des citoyens. Les décisions concernant le sol sont faites par les autorités locales et régionales (provinces et municipalités) sous le couvert d’une politique cadre de gestion des sols. Ainsi les autorités locales et provinciales devront considérer davantage la qualité des sols dans les plans d’aménagement et de développement du territoire et adapter les usages aux conditions naturelles.



b) Adaptation aux conditions locales pour les standards de qualité des sols

Les autorités locales ont également la responsabilité de veiller à la bonne mise en place des mesures de dépollution. Ainsi les standards de qualités des sols ne sont plus fixés centralement par le gouvernement néerlandais mais il revient aux autorités locales compétentes de les fixer et de les adapter aux conditions locales. Les autorités locales doivent ainsi justifier du poids qu’elles accordent aux critères écologiques de dépollution » pour la gestion des sols pollués sur leur territoire de compétences. La dépollution et la gestion des sites pollués sont essentiellement motivées par la dynamique sociale et de développement du territoire. Les autorités compétentes ont la possibilité d’ajuster leur politique de préservation de la qualité des sols avec les objectifs de développement locaux et régionaux et les fonctions prévues des espaces.

c) Gestion des sols avec gestion des boues de curage dans un seul plan de gestion adapté

Les objectifs de qualité des sols sont fixés par les autorités municipales qui doivent travailler étroitement avec les autorités responsables de la gestion des boues de curage. Ainsi, la nouvelle politique de gestion prévoit d’incorporer les sols excavés et les boues de curage dans un système de gestion global en phase avec la gestion des sites pollués et la décontamination. Les objectifs de qualité des sols sont déterminés dans un plan de gestion des sols ou une ordonnance municipale, garantissant ainsi une plus grande implication du public et une consultation plus démocratique.

d) Prévention, protection des sols en intégrant tous les utilisateurs

La nouvelle politique sur la protection des sols donne aux utilisateurs (citoyens, agriculteurs, urbanistes, investisseurs, conservateurs de la nature, autorités locales ou provinciales, politiques) du sol le droit d’en disposer mais également le devoir de manipuler le sol avec précaution (principe de précaution à tous les niveaux).

e) Plan d’information sur les usages et la qualité des sols. Sensibilisation du public

Pour s’assurer que les utilisateurs des sols peuvent endosser cette responsabilité, il est accordé une grande attention à la diffusion des informations relatives à la qualité et aux usages des sols.

f) Préservation des usages et des fonctions des sols

La valeur réelle d’un sol se mesure à travers une dimension économique, sociale et écologique. Le fonctionnement écologique des sols doit être connu et valorisé par une évaluation des paramètres chimiques, physiques et biologiques des sols. Les sols ne doivent plus être perçus comme des compartiments statiques mais comme des écosystèmes dynamiques. L’élément clé est de prendre en compte les capacités des sols à remplir leurs fonctions écologiques pour le présent et pour le futur.



La préservation des usages des sols et de ses fonctions de stockage (matière organique, CO2, eau, gaz), de régénération, de tampon est un aspect central de la nouvelle politique lancée à partir de 2003. Les autorités locales et provinciales ainsi que les ministères de l’environnement de l’agriculture des transports et de la gestion de l’eau devront intégrer progressivement dans leur politique la préservation des usages des sols.

Les nouvelles lignes de la politique de gestion des sols définies dans la lettre de ministérielle de 2003 visent à lier plus étroitement les usages des sols avec le danger potentiel de dispersion ou d’exposition à des pollutions. L’adéquation des sols pour les usages souhaités, est donc le point de départ de la politique. Là ou le risque est inacceptable pour l’usage souhaité des mesures de dépollution devront être prises.

La nouvelle politique se base essentiellement sur une gestion des sols pollués en fonction des usages et donc des fonctions des sols (usages actuels et usages futurs). Les Pays-Bas quittent l’approche stricte qui déterminait un niveau de pollution et une urgence de dépollution pour fixer des délais pour les travaux de dépollution. Ces critères ne prenaient pas suffisamment en compte les usages et les caractéristiques locales des sols. Ces critères vont être intégrés dans un nouveau paramètre appelé : « critère écologique de dépollution » mettant davantage l’accent sur la fonction et l’usage du sol. Ce critère de dépollution est un système par lequel les risques peuvent être évalués pour un lieu particulier dans des conditions locales spécifiques. Les actions de décontamination sur des sites pollués seront davantage ciblées sur les zones les plus touchées, les zones de pollutions moins fortes feront l’objet d’une gestion des pollutions résiduelles et du risque.

Finalement, la gestion des sols ne couvrira plus uniquement des aspects de pollution mais intégrera aussi d’autres menaces pour les sols telles qu’identifiées dans la stratégie sol de l’Union Européenne (érosion, compaction, inondations etc.). La gestion intégrera des aspects de planification spatiale et de problèmes liés à l’eau.

2.2.4. Les caractéristiques du cadre d’action

Le système Néerlandais repose sur quelques éléments essentiels d’organisation et de procédures dont les aspects les plus importants peuvent être synthétisés comme suit :

- les aspects scientifiques et politiques sont distingués : les projets de recherche conduisant à la définition des objectifs de qualité ou aux procédures d’évaluation des risques sont habituellement divisés en phases scientifique et politique. Dans la phase scientifique, les objectifs et procédures sont dérivés en tenant compte des connaissances scientifiques. Dans la phase politique, les implications pratiques de la réglementation sont discutées en prenant en compte des aspects économiques, financiers et sociaux ;

- le développement des objectifs de qualité et des procédures d’évaluation des risques est fait en étroite concertation avec les autres ministères, les autorités locales et toutes les parties intéressées : Aux Pays-Bas, les autorités locales, provinces et municipalités, sont largement responsables de l’application des instruments. Il en est de même des autres ministères. Aussi, les représentants des



autorités locales et des autres ministères sont-ils impliqués dès le montage des projets. Il est reconnu qu’une réglementation n’est appliquée que lorsqu’elle est acceptée par les différentes parties concernées. Les industriels et les associations environnementales sont aussi présents dès les premières discussions. Dans la mesure du possible, leurs intérêts sont pris en considération. Ils sont aussi invités à contribuer par leur expertise scientifique ;

- l’estimation des conséquences de l’utilisation des instruments mis en application : l’acceptation des outils de gestion des sols pollués dépend d’une large manière de leurs conséquences. Dans le domaine des sols contaminés, les impacts financiers jouent un rôle important. Afin de prévenir des conséquences inacceptables, il est important qu’elles soient anticipées. Bien qu’habituellement une telle analyse ne change pas la manière dont les outils sont appliqués, il peut arriver qu’une approche par phase ou solution alternative soit choisie selon les résultats de l’évaluation des conséquences. L’évaluation des impacts financiers est réalisée à travers une analyse coûts-avantages.

2.3. LES PRINCIPAUX ACTEURS EN MATIÈRE DE SITES POLLUÉS

Le ministère du logement, de l’aménagement du territoire et de l’environnement (VROM en néerlandais) est responsable des orientations politiques en matière de protection des sols. Il définit entre autre les objectifs de qualité des sols et les procédures pour l’évaluation des risques au cas par cas.

Le comité technique pour la protection des sols (TCB) conseille le ministre pour la mise en œuvre des instruments techniques et scientifiques de la politique nationale en matière de protection des sols. Le processus de développement de ces outils s’est fait en étroite collaboration avec l’ensemble des parties concernées pour s’assurer qu’ils seront applicables et largement acceptés.

Les autorités locales, provinces et municipalités, sont responsables de l’application de cette loi et décident des moyens les plus appropriés pour traiter les sites contaminés. Les contrôles sont ainsi effectués par les municipalités, les provinces et les services d’inspection du ministère de tutelle. Les mairies des villes de La Haye, Amsterdam, Rotterdam et Utrecht (« grandes municipalités ») ont le même statut et le même pouvoir que les provinces. Tous les échelons (inspection environnementale régionale, administration provinciale, maire et conseillers municipaux) sont informés des contrôles réalisés aux autres échelons.

Les municipalités ont en charge de développer les plans d’occupation des sols. En tant que telles, et dans le cadre de la décentralisation des responsabilités voulue par la nouvelle politique de gestion des sols à partir de 2003, les municipalités sont amenées à établir les standards de qualité des sols (basés sur des critères chimiques, physiques et biologiques) adaptés aux conditions locales et aux usages prévus pour les sols.

Les provinces sont responsables de la gestion des zones rurales et de l’aménagement du territoire au niveau supra-municipal. Les municipalités sont donc amenées à consulter les autorités provinciales dans le cadre de la détermination des standards locaux de



qualité des sols. Les provinces auront un rôle guide pour les municipalités qui n’ont pas les compétences, les ressources et l’expertise nécessaires pour développer leur propre politique et définir leur propres standards de qualité des sols. Pour des usages des sols sensibles et d’intérêt national comme les zones agricoles (pour des considérations de qualité des aliments et de bien-être des animaux), les zones de captage d’eau potable et les zones naturelles, le gouvernement central peut formuler certaines recommandations. Ces recommandations seront contraignantes pour les municipalités quand celles-ci fixeront les standards de qualité des sols dans des zones où ces usages sont avérés.

L’Institut National pour la Santé Publique et l’Environnement (RIVM) fournit les bases scientifiques pour la définition des objectifs de qualité des sols et des procédures d’évaluation des risques pour la santé humaine et les écosystèmes.

Le centre SCG (centre pour le traitement des sols) fut établi en 1989 par le ministère du logement, de l’aménagement du territoire et de l’environnement (VROM). Pendant les années 90, le SCG était mandaté par le Ministère pour assurer la sous-traitance des travaux de dépollution des sols financés par des fonds publics. Dans la deuxième moitié des années 90, le SCG assurait le contrôle de qualité des terres polluées pour leur revalorisation, réutilisation ou mise en décharge. SCG fait de la recherche sur les méthodes de dépollution ex-situ pour des sols et des sédiments. Ces travaux ont permis de valider plusieurs procédés dont : lessivage des sols, traitement thermique, épandage etc.

Infomil est le Centre d’information pour l’environnement, une organisation qui sert d’intermédiaire entre diverses autorités de l’Etat et des organisations cibles aux Pays-Bas. Elle opère sur la base des politiques définies par le gouvernement et les instruments politiques en place, lois, décrets, règlements et guides, taxes, licences individuelles, alliances, arrangements à long terme sur l’énergie, systèmes de management environnementaux. Infomil a mis au point le Guide pour la protection du sol NRB (Nederlandse Richtlijn Bodembescherming). Bien que ce document n’ait pas de statut juridique, la quasi obligation de suivre les prescriptions qu’il contient lui confère la valeur d’un règlement. Infomil se concentre sur les groupes tels que les municipalités et les provinces chargées de mettre en place les politiques, en s’appuyant sur les instruments cités plus haut. Infomil a trois tâches essentielles :

- elle opère comme un bureau de soutien qui fournit des informations sur les obtentions de permis dans le cadre de la législation et des règlements environnementaux ;

- elle soutient les échanges entre les autorités et les groupes/organisations cibles sur la détermination des meilleures techniques disponibles et aide à la formulation de guides ;

- elle est un centre d’expertise qui gère et distribue les informations pertinentes dans le domaine ALARA (As Low As Reasonably Achievable), BAT (Best Available Technique) et les technologies environnementales.

Infomil est au contact d’un large réseau d’organismes de certification, d’organisations de commerce et d’industries, des autorités nationales et d’organisations internationales.



2.4. FINANCEMENT

La fiscalité et les programmes de financement incitatifs relatifs aux opérations de décontamination, sont en général financés par le budget de l’Etat réservé à l’application de la Loi sur la protection des sols de 1994. Il existe en outre des fonds privés non officiels pour pré-financer les fonds alloués dans le cadre de la Loi sur la protection des sols et pour gérer les tâches administratives et réglementaires au niveau des provinces et des municipalités :

- plan de subventions aux entreprises à budget fixe pour inciter à la décontamination, avec des critères de récompense clairement établis et une période de souscription au plan limitée. Les autorités locales sont responsables de la mise en oeuvre et de l’allocation des fonds. Ce plan pourrait faire à l’avenir l’objet d’un système d’appel d’offres. Les fonds sont alloués aux opérations de décontamination ayant démontré des résultats environnementaux et un rapport qualité-coûts particulièrement satisfaisants ;

- plan de prêt garanti pour assister les entreprises en manque de liquidités qui souhaitent entreprendre des actions de décontamination et qui ne pourraient bénéficier du plan de prime du gouvernement.

En 2000, la seconde commission néerlandaise sur les taxes environnementales a été favorable aux mesures fiscales suivantes :

- l’introduction d’une limite dans le temps pour la déduction de la taxe sur les opérations de décontamination du sol : les bénéfices fiscaux sur les plans de décontamination future sont limités dans le temps afin d’accélérer la décontamination des sols ;

- la mise en place d’attribution de « crédits verts » pour les entreprises qui prennent des mesures de décontamination plus importantes que le niveau prévu par la loi (crédits remplaçant les compensations aux actions de décontamination qui auraient pu être obtenues par le plan vert d’investissement, mais qui n’ont pas été acceptées dans le cadre de ce plan).

En plus de la législation nationale, pour fixer les responsabilités des acteurs impliqués dans la gestion des sites pollués, des accords entre certaines branches industrielles et les autorités publiques ont vu le jour. Dans le cadre de ces accords, les acteurs industriels s’engagent à mener une politique de prévention et de limitation de la détérioration de l’environnement et notamment la pollution des sols et à prendre en charge les travaux de dépollution.

Deux types d’accords négociés entre les autorités néerlandaises et le secteur privé existent pour les opérations de décontamination :

- les accords négociés entre le gouvernement central et le secteur privé sous le contrôle et avec la participation financière des provinces : · le « Bedrijvenregeling », accord entre le ministère de l’environnement, les provinces et

les organismes d’employeurs. Les entreprises ou groupes d’entreprises sont soumis à une obligation de décontamination des sites pollués en échange d’une participation financière du gouvernement,



· pour faciliter le processus de décontamination, d’autres types d’accords existent, notamment le regroupement d’entreprises pour les opérations de décontamination (BSB pour les opérations de décontamination volontaire de l’industrie en échange de la non-intervention de l’Etat, SUBAT pour la décontamination des vieilles stations services par les compagnies pétrolières, SBNS pour la décontamination des sites ferroviaires) ;

- les accords locaux négociés entre les provinces et le secteur privé pour des sites particuliers, avec la participation financière des provinces.

Les entreprises ne participant pas aux accords sont notifiées aux gouvernements provinciaux et risquent d’être contraintes d’entreprendre des investigations à tout moment selon les termes définis par la législation nationale.



3. Bases techniques pour la gestion des sites pollués

3.1. GÉNÉRALITÉS

Les objectifs de qualité des sols basés sur les risques sont un instrument essentiel de la politique néerlandaise, en particulier dans le traitement des sols pollués. Des valeurs de référence ou cible (de l’anglais : target values) et d’intervention ont été définies pour environ une centaine de substances, tant pour les sols que pour les eaux souterraines. Elles tiennent compte des pourcentages en matière organique et en argiles des sols. Si les valeurs cibles sont satisfaites, le sol est considéré comme propre d’un point de vue de la protection de la santé et de l’environnement. Les risques associés à la pollution du sol sont considérés comme étant négligeables. Si la concentration moyenne en polluant pour un volume de sol d’au moins 25 m3 dépasse la valeur d’intervention, la contamination est considérée comme sérieuse (pour les eaux souterraines, considérer 100 m3). Les valeurs cibles ne sont pas formellement reliées à un critère de volume mais sont généralement associées à des volumes de sols de 1200 m3. Les valeurs cibles et d’intervention sont réévaluées après un certain nombre d’années et de nouvelles valeurs établies sur une base d’évaluation des risques sont proposées si les progrès scientifiques rendent ces mesures nécessaires.

Les valeurs cibles et d’intervention font partie de la procédure générale en matière de définition d’objectifs de qualité environnementale basés sur l’évaluation des risques. Dépasser ces valeurs indique un potentiel de risque en considérant que l’exposition est maximale. Toutefois, ce cas de figure étant peu probable, il est tenu compte des conditions locales pour évaluer les risques réels. Le nombre de procédures pour évaluer les risques, et plus particulièrement les risques pour l’environnement, est limité. La plus avancée est celle utilisée pour déterminer l’urgence de la réhabilitation (voir § 3.3).

3.2. ÉVALUATION DU NIVEAU DE POLLUTION

Comme mentionné plus haut, l’évaluation du niveau de pollution des sols se fait en référence à des standards de qualités des sols dérivés par des estimations des risques potentiels, c'est-à-dire en conditions standards. Deux niveaux existent : les valeurs cibles, et les valeurs d’intervention. En 2000, des valeurs cibles et des valeurs d’intervention avaient été établies pour environ une centaine de substances pour les sols et pour les eaux souterraines ; ce chiffre a toutefois pu évoluer au cours des dernières années.

Les cas de circonstances suivants peuvent être rencontrés sur sites pollués :

- concentration < valeurs cibles. Le sol est considéré comme « propre » et n’implique aucune restriction d’usage ;



- valeur cible < concentration < valeur d’intervention. Le sol est considéré comme étant modérément pollué. Cela signifie que des restrictions d’usages des sols (mineures) peuvent être imposées ;

- si la concentration moyenne de polluant dans un volume minimum de 25 m3 dépasse la valeur d’intervention, la pollution est considérée comme sérieuse (dans le cas d’une pollution des eaux souterraines, un volume minimum de 100 m3 est pris en considération). Ceci signifie dans les principes qu’une dépollution sera nécessaire. L’urgence de l’intervention devra être déterminée.

Ces indicateurs de pollution ont été fixés par la circulaire du 4 février 2000 sur les valeurs cibles et valeurs d’intervention pour la dépollution sols du Ministère de l’environnement VROM. Cette circulaire remplace toutes les circulaires publiées entre 1994 et 1998. Elle a été adressée aux autorités locales, provinciales et municipales en charge de la gestion des sols et de l’eau.

L’objectif de la circulaire est de :

- proposer une vue générale de toutes les valeurs d’intervention disponibles et les niveaux indicatifs de pollution sérieuse en incluant les valeurs cibles ;

- présenter les réglementations pour les mesures ;

- présenter les paramètres pour définir l’urgence des dépollutions et les délais pour les travaux de dépollution ;

- donner des normes pour la manipulation des substances pour lesquelles il n’existe pas de standards.

Elle est un supplément de la circulaire sur les règlements de dépollution dans la protection des sols, et un supplément de la circulaire sur les échéances pour la dépollution pour les cas urgents (1997).

Cette circulaire contient la quatrième série de substances pour lesquelles des valeurs d’intervention sont définies. Dans la liste de ces substances, si aucune valeur d’intervention n’a pu être définie, un niveau indicatif de pollution sérieuse est déterminé. La circulaire s’applique dans le cadre d’investigations des sols réalisées dans le cadre de la loi sur la protection des sols. Elle ne s’applique pas pour l’évaluation de la qualité d’autres types de matériaux que les sols, les sédiments et les eaux souterraines (par ex. : déchets, matériaux de construction, etc.).

Les autorités compétentes (exécutif au niveau provincial ou municipal - pour les quatre principales municipalités), ont le pouvoir d’adapter les standards de qualités des sols définis dans la circulaire aux conditions locales et peuvent évaluer, au niveau local, le degré de pollution des sols, en justifiant leur choix.

3.2.1. Les valeurs d’intervention

Les valeurs d’intervention pour la dépollution des sols sont l’expression numérique de la concentration au-delà de laquelle il peut y avoir un cas sérieux de pollution. Le calcul des valeurs d’intervention retient les risques humains et environnementaux (toxicologie



humaine et écotoxicologie). Pour la définition de ces valeurs, toutes les voies d’exposition directes et indirectes sont prises en compte (inhalation, ingestion, voie cutanée, etc.) (van den Berg, 1994).

Si les valeurs d’intervention sont dépassées, les propriétés fonctionnelles du sol pour l’Homme, la flore ou la faune sont diminuées ou sont en danger d’être sérieusement diminuées. On peut parler de valeurs d’intervention qui sont dépassées lorsque pour au moins une substance, la concentration moyenne dans un volume d’au moins 25 m3 de sol ou 100 m3 pour la zone saturée d’un aquifère dépasse la valeur d’intervention. Dans certains cas, même si les concentrations en polluants sont en dessous des valeurs d’intervention, des risques peuvent exister et une pollution sérieuse peut avoir lieu.

Les valeurs d’intervention sont basées sur des études de l’Institut National pour la Santé Publique et la Protection de l’Environnement (RIVM) sur les effets des pollutions des sols sur l’Homme et les écosystèmes.

Les effets toxicologiques humains ont été quantifiés sous forme de concentrations dans les sols au-dessus desquelles le risque maximum admissible pour l’Homme peut être dépassé. Pour des substances non carcinogènes, cela correspond à la dose journalière tolérable (DJT). Pour des substances carcinogènes ceci est basé sur une probabilité supplémentaire de 10-4 de contracter une tumeur sur l’espace d’une vie. On suppose pour ces cas de figure que toutes les voies d’exposition sont valables.

Les effets toxiques pour les écosystèmes sont quantifiés sous la forme de concentrations dans le sol au-dessus desquelles 50 % des espèces et des processus écologiques présents sont négativement affectés.

Les valeurs d’intervention finales sont basées sur une intégration des effets humains et écotoxicologiques.

3.2.2. Niveaux indicatifs de pollutions sérieuses

Des niveaux indicatifs ont été établis pour les substances appartenant à la deuxième, troisième et quatrième série de substances pour lesquelles il n’existe pas de réglementation pour les méthodes de mesure et d’analyse ou pour des substances pour lesquelles les données de toxicité écologiques sont insuffisantes pour permettre de déterminer des valeurs d’intervention.

Les niveaux indicatifs sont plus incertains que les valeurs d’intervention. Ainsi, le statut des niveaux indicatifs n’est pas le même que celui des valeurs d’intervention. Des concentrations supérieures ou inférieures aux niveaux indicatifs n’ont pas de répercussion immédiate sur les décisions prises pour la gestion d’un site pollué par les autorités compétentes. D’autres facteurs devront être pris en compte pour décider s’il s’agit de pollutions sérieuses ou non. Dans de nombreux cas des investigations plus poussées sont réalisées pour affiner les pronostics et mieux évaluer les risques liés à la pollution.



3.2.3. Les valeurs cibles

Les valeurs cibles ont été fixées dans le cadre du projet INS sur les standards de qualité de l’environnement. Ces valeurs indiquent un niveau de concentration de polluants auquel la qualité des sols est jugée durable. Les valeurs cibles ne prennent en compte que les risques pesant sur les écosystèmes (écotoxicologie). Les valeurs cibles pour les sols sont liées au risque négligeable pour les écosystèmes. Ce risque négligeable est considéré comme étant 1 % du risque maximal admissible pour les écosystèmes, ce dernier étant défini comme la valeur HC5 (concentration dangereuse pour 5 % des espèces de l’écosystème, c.-à-d. 95 % de protection des espèces). A de telles concentrations dans les sols, aucune exposition pour l’Homme n’a été prise en compte pour la détermination des valeurs cibles (Swartjes, 1999).

En termes de protection de l’environnement cela signifie que les valeurs cibles fixent le niveau qui doit être atteint pour permettre aux sols de garder les propriétés fonctionnelles pour les humains, les plantes et la vie animale. De plus, les valeurs cibles servent de critère pour la qualité de l’environnement sur le long terme en maintenant les risques pour les écosystèmes à des niveaux négligeables.

Les valeurs cibles sont fondées sur des analyses de risque et sont déterminées pour des substances individuelles.

Dans les années 1996 à 1998 les valeurs cibles ont fait l’objet d’une étude de faisabilité pour évaluer leur applicabilité (projet HANS). En particulier dans les zones historiquement et naturellement peu polluées des Pays-Bas, si besoin était, les valeurs cibles ont été réajustées par rapport aux valeurs déterminées par le programme INS. Les réajustements ont été faits de telle manière que dans ces zones, au minimum 95 % des sols répondent aux critères définis par les valeurs cibles réajustées, proches des valeurs de bruit de fond.

Pour les eaux souterraines, les valeurs cibles peuvent être adaptées en fonction de la profondeur. Ceci est le cas pour les métaux. Une profondeur arbitraire a été adoptée à 10 mètres. Cette profondeur peut être adaptée en fonction des particularités du site. La raison pour cette différenciation est que les concentrations de bruit de fond pour les métaux varient en fonction de la profondeur :

- pour les eaux peu profondes (<10 m) les valeurs pour les objectifs de qualité environnementale pour les sols et les eaux ont été adoptées comme valeurs cibles ;

- pour les eaux profondes (>10 m) les valeurs cibles INS ont été adoptées. Cela signifie que les valeurs cibles comprennent les valeurs de bruit de fond plus un facteur additionnel négligeable.

3.2.4. Évolution Régulièrement des nouvelles substances sont proposées à l’Institut National pour la Santé Publique et la Protection de l’Environnement (RIVM) pour l’élaboration de valeurs d’intervention et de niveaux indicatifs de pollution. Les valeurs proposées par le RIVM sont ensuite examinées par le TCB (Comité Technique pour la Protection des



Sols) qui a le pouvoir de les réajuster. Le groupe de travail sur l’urgence de dépollution et des valeurs d’intervention (UI) du comité directeur sur les sols valide les valeurs d’intervention sur base des propositions faites par RIVM et de l’évaluation de ces valeurs par le TCB.

3.3. URGENCE DE DÉPOLLUTION

L’intérêt de déterminer l’urgence de la dépollution est de distinguer entre deux classes d’urgence : cas urgents et cas non urgents de pollutions sévères des sols. Les cas non urgents sont pris en charge par les programmes provinciaux de dépollution des sols sans qu’une date pour les travaux de dépollution ne soit fixée. Pour les cas urgents, la dépollution doit être entreprise au plus tard quatre ans après la classification du site par les autorités (Loi sur la Protection des Sols, Article 3, Section 37, § 2).

Pour évaluer l’urgence de la dépollution, une méthodologie standard est appliquée. Cette méthodologie est basée sur l’évaluation des risques suivants :

- risques pour la santé humaine ;

- risques pour les écosystèmes ;

- risques liés à la migration des polluants.

Les risques ainsi définis sont fortement dépendants des conditions particulières régnant sur les sites et des usages avérés des sols.

Si les critères d’acceptabilité sont respectés pour les trois risques définis ci-dessus, l’urgence pour la dépollution n’est pas donnée.

Pour les cas de pollutions sérieuses des sols qui doivent être dépollués en urgence, l’autorité compétente doit fixer les délais dans lesquels les travaux de dépollution doivent avoir lieu. En général, les données utilisées pour déterminer l’urgence de la dépollution suffisent également pour définir les échéances de dépollution.

Un guide méthodologique est disponible pour l’évaluation de l’urgence de dépollution. Un logiciel a été développé et permet d’appliquer la méthodologie (R.U.M. - Remediation Urgency Method, Van Halle Institut, 1995). Les valeurs d’intervention et les niveaux indicatifs de pollution sérieuse de la circulaire de 2000 ont été inclues dans la méthodologie.

Les risques humains sont quantifiés en utilisant les modèles d’exposition CSOIL et SEDISOIL pour l’exposition à des polluants contenus dans des terres ou des sédiments respectivement (si besoin, modèle VOLASOIL pour estimer la qualité de l’air ambiant à l’intérieur de bâtiments). Ces modèles prennent en compte les transferts de polluants vers le milieu de contact et les voies d’exposition directe ou indirecte : ingestion, inhalation, contact cutané, etc. (INERIS, 2005). Toutefois en raison des grandes incertitudes sur les estimations des risques, des calculs doivent être combinés avec des mesures sur le terrain. Pour le calcul de la dose tolérable, une distinction est faite entre les contaminants sans seuil connus (carcinogènes génotoxiques) et les contaminants avec seuils (substances non carcinogéniques ou carcinogènes non



génotoxiques). Dans le premier cas, on considère que la moindre exposition peut entraîner des effets néfastes, alors que dans le deuxième cas, la dose tolérable est celle en deçà de laquelle aucun effet néfaste n’est observé. Dans tous les cas, les calculs permettent de définir un risque maximal permissible.

L’évaluation du risque écotoxicologique retient les dommages irréparables envers la composition en espèces terrestres ainsi que les effets néfastes sur la vie microbienne et les processus enzymatiques. Ces dommages sont évalués de manière empirique sur la base d’interprétations de données statistiques.

Le risque dû à la migration des polluants est pris en considération si l’augmentation du volume de sol saturé touché par la pollution, calculée en utilisant une simple formule représentant le flux de pollution dépasse 100 m3 dans la période de 1 an.

Si la procédure pour l’évaluation des risques pour les écosystèmes et les risques imputés à la migration des polluants ne permet pas de préciser le risque réel, des modèles plus complexes sont appliqués.

3.4. OBJECTIFS DE DÉPOLLUTION

Les objectifs de dépollution ont été beaucoup débattus aux Pays-Bas. Dans le passé, la stratégie s’est orientée vers des solutions préconisant des usages multifonctionnels des sols à moins que la dépollution ne cause des problèmes environnementaux majeurs, ne soit impossible pour des raisons techniques ou financières. Si une dépollution totale se révélait être impossible, le site était isolé et surveillé (approche ICS – isolement, contrôle, surveillance). Dans la pratique, la distinction entre dépollution totale et l’approche ICM s’est trouvée être trop rigide et financièrement inefficace. Pour cette raison, d’autres solutions potentielles furent explorées. Depuis 1998, le programme BEVER définit le cadre de la politique néerlandaise en matière de décontamination des sols. La stratégie se définit comme suit :

- pour des sites nouveaux (pollués pendant et après 1987) une dépollution totale doit être opérée ;

- pour des sites anciens (pollués avant 1987) comportant des fractions mobiles de polluants, la pollution doit être enlevée autant que possible dans la limite de coûts raisonnables ;

- pour des sites anciens avec des fractions de polluants non-mobiles (stabilisées), la pollution doit être enlevée jusqu’au point de rendre le site compatible à un usage déterminé (approche orientée sur les usages du sol).

Pour la gestion de cas de pollutions stabilisées et immobiles, des objectifs de dépollution des sols en fonctions des usages ont été développés dans le but d’arriver à un risque acceptable pour l’Homme et l’environnement. Les nouveaux objectifs de dépollution s’appliquent pour des sites sérieusement pollués avant 1987. L’évaluation des objectifs de dépollution différencie deux cas de figures : les sols de surface et les sols profonds. Dans le cas des sols de surface, une distinction est faite selon les usages des sols. La prévention des contacts avec le polluant est le point central de la



démarche. Dans l’approche sur les sols profonds, c’est l’élimination des polluants qui prime. Dans ce cas, les coûts de dépollution sont un facteur déterminant sur les objectifs de dépollution. L’objectif final étant de réduire la pollution résiduelle jusqu’à un niveau de « situation finale stabilisée » dans la limite de coûts raisonnables.

Pour déterminer les objectifs de dépollution pour les sols de surface (superficiels) quatre classes d’usages des sols sont définies :

I – zones vertes résidentielles et récréatives,

II – zones vertes non-récréatives,

III – zones construites et pavées,

IV – zones agricoles et naturelles.

Pour les classes I à III les critères de qualité (valeurs cibles et valeurs d’intervention) des sols sont adaptés aux usages. Ces usages sont considérés comme standards. Les objectifs de dépollution spécifiques aux usages (néerlandais : BGW) sont dérivés de ces critères de qualité en choisissant les valeurs les plus conservatrices. Les valeurs BGW sont situées entre les valeurs cibles et les valeurs d’intervention. Ces objectifs sont basés sur des critères de qualité du type effets toxiques pour l’homme, pour les écosystèmes (écotoxicologie, pour les organismes vivants dans les sols, les processus de transformation dans les sols et les plantes) et des critères de qualité pour des usages et fonctions agricoles (Peijnenburg, 2003). A côté des objectifs de dépollution pour des usages standards de sols, des évaluations de risques spécifiques à des zones particulières et des approches sur mesure pour des travaux de dépollution sont possibles.

En ce qui concerne les zones naturelles et agricoles, une évaluation des risques spécifique au site sera nécessaire en parallèle d’une approche sur mesure pour la dépollution. En effet, les critères de qualité des sols agricoles sont très variables en fonction de la nature des produits cultivés et du niveau de la nappe phréatique. Pour fixer des objectifs de dépollution sur de telles zones, des approches spécifiques sont nécessaires. Des critères de qualité spécifiques aux sols agricoles existent, ce sont les « valeurs seuils pour les sols agricoles », ces valeurs servent également d’objectifs de dépollution.

Dans le cadre d’une réhabilitation d’un sol pollué, les valeurs BGW ont deux fonctions distinctes :

- objectif de dépollution, dans les cas où l’excavation des sols pollués est retenue comme solution de réhabilitation. Les sols sont excavés jusqu’à ce que les la qualité du sol en place répondent aux critères fixés par les BGW ;

- critère de qualité des sols, dans les cas où le recouvrement/confinement des terres polluées est retenu comme solution de réhabilitation. Les terres de recouvrement doivent répondre aux critères fixés par les BGW.

Dans le cas de pollutions des sols en profondeur, l’approche préconise d’éliminer la source de pollution autant que possible dans la limite de coûts raisonnables. Dans ces cas, les objectifs de dépollution sont fixés sur base de résultats d’analyses coûts/avantages. L’objectif de la dépollution est d’arriver sur le site à une stabilisation de la pollution résiduelle, sans risque de dispersion.



3.5. L’ÉVALUATION DES RISQUES ÉCOLOGIQUES SPÉCIFIQUES.

Face à la multitude de sites pollués au niveau national, un certain nombre de méthodes pour fixer les priorités de dépollution ont été développées au cours de la dernière décennie. Parmi ces méthodes, les évaluations des risques spécifiques aux sites, la mise en place de méthodes de traitements adaptées aux usages des sols sont les plus récentes. Progressivement, des procédures d’évaluation des risques écologiques sont venues compléter les méthodes plus classiques d’évaluation des risques pour la santé humaine aux Pays-Bas.

Dans l’approche présentée ici, un certain nombre de principes de base sont donnés pour caractériser la procédure d’évaluation des risques écologiques spécifiques au site et les procédures de prise de décision. Les éléments importants de cette approche sont :

- la définition des usages souhaités pour les sols ;

- la sélection des aspects écologiques du site et

- l’ensemble des instruments avec lesquels les dommages écologiques plutôt que les risques potentiels peuvent être déterminés.

Même si les écosystèmes sont généralement caractérisés par des structures et des fonctions très complexes, la procédure d‘évaluation des risques écologiques peut être simplifiée en identifiant des sous-ensembles (fonctions, processus particuliers) sur lesquels l’évaluation des effets de polluants se concentre. Ainsi, aux Pays-Bas, un certain nombre d’outils pour déterminer les effets écologiques de pollutions des sols (tests d’écotoxicité de polluants, tests sur la biodisponibilité de polluants) ont été développés à partir de la fin des années 90. Pour déterminer les effets écologiques concrets dans le cadre d’évaluations des risques spécifiques, un ensemble d’instruments de mesures de paramètres « écologiques » a été mis en place (tests biologiques, indicateurs écologiques).

L’approche pour l’évaluation des risques écologiques spécifiques pour les sols pollués se base sur l’estimation des effets dus à la présence de polluants dans les sols d’une part, et les valeurs HC50 (HC = Hazardous Concentration = concentration dangereuse pour 50 % des organismes étudiés, considéré comme une valeur d’intervention). Les autorités sont qualifiées pour demander des méthodes complémentaires, si l’approche standard ne permet pas d’obtenir une réponse claire. Tendanciellement, les procédures d’évaluation vont vers l’application de tests biologiques et d’observations biologiques sur sites. Pour l’application de ce cadre général, l’approche TRIAD a été adoptée. Cette approche se compose de trois éléments essentiels :

- une évaluation des risques dus à la présence de polluants dans le sol et les organismes vivants (approche par les substances) ;

- une évaluation des risques sur la base des résultats de tests biologiques avec des échantillons prélevés sur les sites pollués ;

- des observations sur terrain de paramètres biologiques.



Dans l’objectif d’un usage durable des sols aux Pays-Bas, la recherche se concentre également sur l’estimation intégrée d’effets combinés de différents stress tels que la sécheresse, l’acidification, l’eutrophisation et la pollution par des produits toxiques. Dans le cadre de la recherche, des données de terrain sont récoltées dans le cadre de programmes nationaux de surveillance de paramètres biotiques et abiotiques. Cette approche permet de guider de façon optimisée les investissements à faire pour gérer au mieux les contraintes qui pèsent sur les sols au niveau régional et national. Des études d’impact fiables dans des contextes de stress multiples des sols doivent être possibles grâce à des outils qui peuvent également être utilisés pour valider des critères de qualité environnementale et d’évaluer la qualité écologique des sols (Mulder et al., 2003).

L’évaluation des risques écologiques (environnementaux) s’inscrit dans une procédure en trois étapes.

Étape 1 : dans le processus de prise de décision relatif aux plans d’occupation des sols à l’aménagement du territoire en présence de pollution des sols, les pouvoirs publiques, les planificateurs, les propriétaires de terrains définissent les usages prévus du sol. En plus des fonctions des sols généralement rencontrées (fonction écologique générale, fonction d’aquifère, réservoir en eaux), des fonctions plus spécifiques sont déterminées sur la base des usages courants ou futurs auxquels les sols sont destinés : on parle d’usage des sols.

Étape 2 : après que l’usage du sol ait été défini, il est du ressort d’experts (écologistes, écotoxicologistes) de définir les processus écologiques pertinents qui permettront de décrire au mieux les fonctions écologiques spécifiques des milieux étudiés. Aucunes mesures de terrain ne sont faites pendant cette étape. Un ensemble de processus écologiques « standard » peut être associé aux usages standards du site.

Étape 3 : cette troisième étape est la plus intensive en termes de travail sur site. Un ensemble d’instruments (indicateurs, paramètres, modèles et critères) sont mis en œuvre pour évaluer les processus écologiques pertinents qui sont associés aux usages des sols définis dans la première étape. Cet ensemble d’instruments peut comprendre des mesures, des prévisions (grâce à des modèles), des dérivations et d’autres approches. Des exemples d’indicateurs spécifiques de sites pollués sont :

- les concentrations de produits chimiques dans les sols et les biotopes ;

- la mobilité des substances dans les limites du site et au-delà des limites du site, par exemple : · mobilité chimique (sorption, partage, disponibilité, exposition), · mobilité biologique (empoisonnement secondaire, bio accumulation, biodégradation), · mobilité physique (érosion éolienne, transport dans l’eau) ;

- mesures des effets sur les récepteurs écologiques (espèces clé, structure de l’écosystème, processus dans le système, tolérance de la microflore, réseau trophique, etc.) ;



- toxicité sur le site (tests biologiques, mesures de toxicité sur le terrain, traceurs biologiques).

C’est au cours de cette dernière étape que la méthode TRIAD est appliquée.

Il y a trois résultats possibles pour l’évaluation des risques écologiques spécifiques à un site :

- l’usage prévu du sol peut être réalisé sans effets inacceptables pour l’écosystème (sur base des résultats de l’évaluation des risques et en tenant compte de l’étendue et de l’intensité de la pollution du sol) ;

- sur base de l’évaluation des risques, l’usage prévu du sol ne peut pas être réalisé sans risque inacceptable pour l’écosystème ou d’effets négatifs sur l’écosystème. Dans ce cas, deux solutions sont possibles : · des actions sont entreprises (dépollution, gestion adaptée du sol), · un usage de sol moins sensible est décidé. Un nouveau groupe de processus

écologiques pertinents est défini pour caractériser les fonctions écologiques liées au nouvel usage du sol ;

- le risque écologique ne va tomber (diminuer) à un niveau acceptable (ce niveau est fonction de l’usage prévu du sol) qu’après une certaine période de temps. Dans ce cas, il est nécessaire d’initier un programme de surveillance pour déterminer si, et quand cette période de temps est écoulée et les risques écologiques réduits à un niveau acceptable. L’atténuation naturelle accompagnée de mesures de surveillance est considérée comme une solution possible.

3.6. OUTIL D’AIDE A LA DÉCISION POUR LE CHOIX DE TECHNIQUE DE DÉPOLLUTION – L’OUTIL R.E.C.

Dans le cadre de la gestion des sites pollués, des décisions sont prises à diverses étapes. Pour assister et faciliter le processus de communication entre les différents intervenants et permettre une analyse et un traitement fiable et transparent des données techniques, économiques et environnementales, des outils d’aide à la décision sont utilisés. Ces outils permettent à des décideurs non-experts de pouvoir évaluer les diverses options de gestion du site proposées et de retenir celle qui répond à leurs besoins et aux conditions fixées par les autorités compétentes.

Les outils d’aide à la décision sont autant des outils d’analyse très génériques que des outils spécialisés (p. ex. évaluation et la comparaison de diverses techniques de dépollution). Les outils génériques permettent de classifier les techniques de dépollution par une analyse et une comparaison d’un ou plusieurs critères (p. ex. coûts, performance, faisabilité, impacts environnementaux, réduction du risque pour la santé humaine ou les écosystèmes, durée, consommation d’énergie, etc.). Les outils génériques les plus connus sont les suivants : analyse de cycle de vie, évaluation du risque environnemental, étude d’impact, analyse coûts avantages, analyse coûts efficacité, analyse multicritères, audit environnemental, évaluation de la durabilité.



La gestion durable comme critère de sélection Aux Pays-bas, une application pratique d’un tel outil d’analyse est le système R.E.C. Ce système d’évaluation a été initié par le Programme de Recherche National sur les Techniques In-Situ de Biotraitements (NOBIS) avec le soutien du Ministère de l’Environnement (VROM) et des organisations privées. Il a la particularité de valoriser des considérations de gestion durable dans la procédure d’analyse en plus des aspects techniques et financiers directement liés à la méthode de traitement. L’objectif de R.E.C. est d’argumenter le choix de la meilleure stratégie de décontamination en termes de i) réduction des risques, ii) bilans environnementaux et iii) coûts pour le site étudié.

Le cœur du modèle consiste en une banque de données comparable à celles des analyses de cycles de vie. Le modèle fait des estimations des paramètres énumérés plus hauts. Le résultat de R.E.C. est un ensemble de trois indices pour chaque option de décontamination considérée. Ces trois indices récapitulent les performances globales de chaque option de décontamination.

Évaluation de la réduction des risques : combinaison de plusieurs instruments d’évaluation des risques pour évaluer la réduction du risque pour l’Homme, les écosystèmes et d’autres cibles sur le site après des actions de dépollution.

Bilans environnementaux : dans le cadre de ces évaluations, il est fait appel à des techniques telles que les analyses de cycles de vie pour permettre de faire des bilans environnementaux des actions de dépollution mises en place. Les actions de dépollution ont des effets positifs sur l’environnement : elles empêchent la dispersion des polluants et permettent d’accroître la qualité des sols et des eaux souterraines. Toutefois, les techniques mises en place sont également consommatrices de ressources : énergie, eau, espace et sont susceptibles de polluer d’autres milieux : eau, air. L’évaluation du bilan environnemental fait la balance entre les avantages et les coûts environnementaux. Cette évaluation se fait, en comparaison avec la réduction des risques à l’échelle locale (site pollué), à une échelle plus large. Elle est dérivée en estimant l’ensemble des conséquences environnementales globales en se détachant des considérations matérielles locales. En principe, tous les effets environnementaux causés par le site pollué sont pris en compte, à l’exception de ceux couverts par le paramètre « réduction des risques » (Bonten et al. 2004).

Les coûts : les coûts sont estimés pour la durée totale des opérations de dépollution, et évalués pour une année d’exploitation. Les coûts sont basés sur des estimations des coûts prévisionnels, et tiennent compte des incertitudes.

Dans la pratique, l’usage des outils est modulable : si l’un des trois critères n’est pas pertinent dans un cas particulier, alors il ne sera tenu compte que des deux autres critères. Bien que d’autres critères peuvent entrer en ligne de compte, les décideurs apprécient l’uniformité à travers laquelle sont évalués et présentés les aspects risques, environnement et coûts. Les critères de la procédure REC peuvent être mis en œuvre dans différents cas de figure.



Les critères de REC sont adaptés pour prendre une décision

D’autres critères jouent un rôle dans la prise de décision

La prise de décision est explicitement fonction des facteurs R,E,C

Les alternatives sont évaluées sur la base des règles de prise de décision et qualifiées d’appropriées ou non appropriées

Les alternatives sont évaluées sur la base des règles de prise de décision et classifiées d’appropriées à non appropriées. La prise de décision se basera sur des facteurs additionnels (par exemple nuisance sonore). Ces critères peuvent aussi consister en des suppléments d’information en plus des résultats de l’évaluation REC

La règle de décision n’est pas explicite

L’évaluation des alternatives est basée sur les résultats de l’estimation des critères REC, mais les avantages et les inconvénients de ces alternatives sont discutés entre les différentes parties en consultation. La décision sera le résultat de négociations et d’arrangements entre les décideurs

L’évaluation des alternatives est basée sur les résultats de l’estimation des critères REC et des critères supplémentaires, mais les avantages et les inconvénients de ces alternatives sont discutés entre les différentes parties en consultation. La décision sera le résultat de négociations et d’arrangements entre les décideurs

Tableau 1 - Usage des indices R.E.C. dans le processus de prise de décision

3.7. GESTION DES TERRES EXCAVÉES

Les Pays-Bas sont situés au niveau de la mer dans le delta du Rhin et de la Meuse. En conséquence de cette situation géographique, des quantités de sédiments considérables s’accumulent régulièrement dans ces régions. Pour éviter l’envasement des zones de delta, les cours d’eau sont régulièrement dragués et curés. Les boues de curage ont longtemps été utilisées pour la consolidation des berges et des sols. Toutefois, en réalisant dans les années 80 l’ampleur des problèmes de pollutions des cours d’eau et par voie de conséquence des sédiments, des nouvelles orientations pour le recyclage des boues de curage ont dû être trouvées. Malgré les efforts de traitement des sources de pollutions ponctuelles et diffuses dans les années 80 et 90, la qualité des boues de curage extraites des cours d’eau consécutivement ne répondait pas aux normes en vigueur pour permettre leur réutilisation directe. Les techniques de traitement des boues de curage n’étant pas encore très développées, il était d’usage de stocker les boues polluées dans des décharges. La mise en place progressive de taxes sur le stockage en décharge et le développement des technologies de traitement des boues ont permis au cours de la dernière décennie de favoriser une gestion durable des boues de curage. Ainsi peut-on observer qu’entre 1992 et 2002 la part de sols et de boues mis en décharge a été divisée par 4 alors que la part de sols et de boues traités a été multipliée par 3.

Dans la majorité des cas, les terres polluées ou issues d’un traitement de dépollution ne sont pas considérées comme des déchets. Au Pays-Bas, des terres polluées



excavées ne sont considérées comme des déchets que si elles ne sont pas réutilisables, en l’état ou après un traitement approprié. C’est le Centre de service du sol SCG (voir § 2.3) qui détermine si les terres polluées peuvent être traitées ou non. Cette organisation est incontournable, elle seule délivre des certificats attestant de la possibilité (ou non) de traiter des terres contaminées. Cette position provient du décret du 8 décembre 1997 prohibant la mise en décharge de certains déchets, lorsque l’incinération (avec récupération d’énergie) ou le recyclage sont possibles.

La question de l’excavation, du transport et de la destination des terres polluées excavées est toujours traitée au cas par cas, seulement lorsqu’un plan d’assainissement a été dûment approuvé par les autorités compétentes, avec l’appui du SCG. Un organisme centralise les informations liées aux déplacements des terres excavées polluées ou dépolluées (nature des terres, caractère de la pollution, origine, destination, quantités).

Pour évaluer les possibilités de réutiliser des terres excavées contaminées, deux paramètres sont pris en considération : la composition en polluants (concentration) et la lixiviabilité.

Une première série de valeurs seuils de concentration (valeurs basses) détermine qu’un sol est propre et peut être réutilisé sans mesure particulière. Une deuxième série de valeurs seuils (valeurs hautes) indique, en cas de dépassement, l’impossibilité de réutiliser les terres sans un traitement préalable (si ce traitement ne peut être envisagé, les terres sont éliminées). Dans la zone intermédiaire, et si les valeurs d’immission restent inférieures aux seuils fixés par le décret relatif aux matériaux de construction, les terres peuvent être réutilisées sans mesure de confinement (terres de catégorie I). En revanche, si des mesures de confinement doivent être appliquées pour que les valeurs d’immission ne soient pas dépassées, les terres appartiennent à une autre catégorie de matériaux (terres de catégorie II). Lorsqu’aucune mesure de confinement ne peut maintenir les valeurs d’immission dans les limites prescrites, les terres doivent être traitées ou éliminées. La mise en décharge de terres non contaminées est strictement interdite par la loi.

En règle générale les terres réutilisées doivent être et demeurer de qualité supérieure ou égale à celle du sol accepteur et ne pas en compromettre l’usage futur. Dans tous les cas, les flux de terres excavées et réutilisées doivent être connus, par le biais d’un système de notification et d’enregistrement. La réutilisation de ces terres au sein d’ouvrages ne peut s’envisager que si les paramètres relatifs à la composition et l’immission sont conformes aux valeurs dictées par le décret relatif aux matériaux de construction. Comme dans le cas des terres propres, la mise en décharge des terres légèrement contaminées est strictement interdite par la loi.

Des terres excavées sérieusement contaminées ne peuvent pas être réutilisées comme sols, sauf sur le site d’origine en cours d’assainissement et à condition que leur qualité soit supérieure ou égale à celle du sol accepteur. L’utilisation dans divers ouvrages est prohibée, mais pas l’utilisation technique en décharge pour autant qu’il soit impossible de traiter les matériaux. Seule la fraction non traitable et non réutilisée en décharge est admise comme déchet.



Figure 2 - Conditions de réutilisation des terres excavées polluées.

A partir du dépassement des valeurs cibles citées plus haut, les terres sont considérées comme polluées. Il n’existe pas aux Pays-Bas de valeurs seuils pour déterminer si des terres doivent être évacuées hors site. Si les pollutions constatées sur un site dépassent les valeurs d’intervention (risque inacceptable pour la santé humaine et pour l’environnement) alors des mesures de dépollution, dans le cas échéant, pouvant entraîner un traitement hors site et donc une évacuation, doivent être prises. L’urgence de l’évacuation est proportionnelle au niveau de risque sur le site.

Des terres polluées excavées doivent être avant tout valorisées. Le SCG détermine si les matériaux peuvent être nettoyés, avec quelles techniques disponibles et à quels coûts. Lorsque le SCG certifie que des terres polluées excavées ne peuvent être décontaminées, les matériaux sont admis en décharge.

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4. Conclusion

Les Pays-Bas ont une longue tradition d’intervention humaine pour optimiser l’usage des sols (culture, drainage, construction de digues, nivellement, fertilisation, remise en état, irrigation, etc.). Depuis les années 70, une grande attention a été accordée aux problèmes de pollutions diffuses et locales, à l’acidification, l’eutrophisation des milieux, appuyée par des programmes de mesures dans le domaine de la prévention, de la recherche et de la remédiation. Les premières réglementations statutaires pour la décontamination des sols datent de 1983. En 1987, la loi de protection des sols est entrée en vigueur suivie d’une série d’instruments d’applications concernant l’utilisation d’engrais, les installations classées, les stockages d’hydrocarbure, les matériaux de construction, les analyses et les dépollutions de sols.

D’abord très restrictive, (« toutes les pollutions doivent être traitées pour restaurer la multifonctionnalité des sols ») la politique de gestion des sols pollués a beaucoup évolué pour adopter en 1997 le principe « fitness for use » (adéquation des actions et des objectifs de dépollution en fonction des usages spécifiques des sols). Cette gestion spécifique des sites a été appuyée par la décentralisation des compétences en matière d’accompagnement administratif au niveau provincial et municipal engagée à partir de 2003 (lettre au parlement fixant la politique générale sur les sols, Décembre 2003).

Depuis 2003, la loi sur la protection des sols intègre l’ensemble des problématiques liées à la protection et la gestion des sols. Les efforts de gestion se concentrent depuis sur le développement et l’usage durable des sols, en tenant compte de toutes les menaces qui pèsent sur la qualité des sols, comme certaines identifiées dans le cadre de la Stratégie Thématique sur les Sols de la Commission Européenne (érosion, affaissement, glissements de terrains, compaction, inondations, perte de matière organique).

Ainsi, l’approche actuelle vise à articuler la protection et la gestion des sols avec la politique d’aménagement du territoire (occupation des sols, gestion des sous-sols), la gestion de l’eau, le développement urbain, la gestion des espaces naturels et agricoles. Par ce biais, une meilleure prise en compte des capacités mais aussi des vulnérabilités des sols à supporter certains usages est garantie dans les plans d’aménagement et de gestion des sols.

Dans le cadre de la gestion durable des sols mise en place aux Pays-Bas, il apparaît que la préservation des fonctions écologiques (en relation avec les usages du sol) est une préoccupation majeure, au même droit que les enjeux sanitaires et la protection des eaux souterraines. Pour mieux comprendre ces enjeux écologiques et les risques qui leurs sont associés, des outils d’évaluation spécifiques ont été développés et progressivement mis en place.

L’évaluation des risques écologiques bien que récente, est aujourd’hui quasi systématique, autant que l’usage du sol étudié le justifie. Pour l’heure, les retours d’expérience de ces pratiques ne permettent pas de remettre en cause leur pertinence. L’intégration et l’interprétation de stress synergiques (acidification, dessiccation, eutrophisation, pollutions diverses etc.) sur les fonctions écologiques des sols restent des problématiques actuelles auxquelles des moyens importants, travaux de recherche et projets de démonstration sont consacrés, notamment au sein du laboratoire sur l’évaluation des risques écologiques de l’Institut National de Santé Publique et de l’Environnement (RIVM).



5. Bibliographie

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VROM (1987) - Loi sur la protection des sols. Disponible en anglais sur : http://international.vrom.nl

Sites internet consultés

VROM, Ministère de l’environnement www.international.vrom.nl

RIVM, Institut Néerlandais pour la santé publique et la protection de l’environnement www.rivm.nl/en

INFOMIL, Centre d’information pour la délivrance de permis environnementaux et l’exécution des lois www.infomil.nl

TCB, Comité technique de protection des sols www.tcbodem.nl

SCG NV, Centre de Service pour les sols www.scg.nl



Glossaire des sigles

A.L.A.R.A. As Low As Reasonably Achievable

Principe d’optimisation

B.G.W. BodemGebruiksWaarden

Objectifs de dépollution spécifiques aux usages

B.A.T. Best Available Technique

Meilleure Technique Disponible

BEVER BEleidsVERnieuwing bodemsanering

Renouvellement de la Politique de dépollution des sols

CARACAS Concerted Action on Risk Assessment on Contaminated Sites

Action Concertée sur l’évaluation des risques sur sites pollués

H.C. Hazardous Concentration

Concentration dangereuse

I.C.S. Isolation Contrôle Surveillance

I.N.S. Internationalen Normen Stoffen

Standards Internationaux pour les Substances

N.O.B.I.S. Nederlands Onderzoeksprogramma Biotechnologische In-situ Sanering

Programme de Recherche National sur les Techniques In-Situ de Biotraitements

N.R.B. Nederlandse Richtlijn Bodembescherming

Directive néerlandaise pour la protection des sols

R.I.V.M. Rijkinstituut voor Volksgezondheid en Milieu

Institut National pour la Santé Publique et l’Environnement

S.C.G. Service Centrum Grond

Centre pour le Traitement des Sols

T.C.B. Technische Commissie Bodembescherming

Comité Technique pour la Protection des sols

V.R.O.M. Ministerie van Volksuisvesting, Ruimtelijke Ordening en Milieubeheer

Ministère du Logement, de l’Aménagment du Territoire et de l’Environnement



Annexe 1

Valeurs cibles et valeurs d’intervention néerlandaises



Extrait de la circulaire de 2000 sur les valeurs cibles et valeurs d’intervention pour la dépollution des sols









Niveaux indicatifs de pollutions sérieuses







Annexe 2

Lettre « de politique générale pour les sols », 2003



































Centre scientifique et technique

Service Environnement et Procédés 3, avenue Claude-Guillemin

BP 6009 – 45060 Orléans Cedex 2 – France – Tél. : 02 38 64 34 34

Documents

Approches internationales en matière d’évaluation des