Code de bonnes pratiques pour l’étude de risque · 6.2 Condition rendant – par défaut – les risques non toléra les et l’eéution d’un projet de gestion du risque obligatoire

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Bruxelles Environnement Sous division Sols

CODE DE BONNES PRATIQUES

Code de bonnes pratiques pour l’étude de risque

Version 18/04/2018


Table des matières Table des matières ....................................................................................................................... 2 Liste des figures ............................................................................................................................ 6 Acronymes ................................................................................................................................... 7 PARTIE A. ASPECTS GENERAUX ..................................................................................................... 9 1. Objet et objectifs de l’étude de risque .................................................................................... 11 2. Concepts généraux ................................................................................................................ 11

2.1 Terrain ................................................................................................................................. 11 2.2 Risque .................................................................................................................................. 12 2.3 Risque actuel, risque potentiel et risque futur .................................................................... 12 2.4 Source .................................................................................................................................. 13 2.5 Concentration représentative ............................................................................................. 13 2.6 Valeurs de risque ................................................................................................................. 14 2.7 Modèle Conceptuel de site .................................................................................................. 14 2.8 Modèle Conceptuel standard pour les remblais .................................................................. 14 2.9 Zones cibles ......................................................................................................................... 15 2.10 Mesure d’urgence................................................................................................................ 16 2.11 Mesure de suivi ................................................................................................................... 16 2.12 Remblais .............................................................................................................................. 16

3. Principes généraux à respecter par les experts ....................................................................... 17 4. Déroulement général de l’étude de risques ............................................................................ 17

4.1 Etape 1 d’analyse préliminaire ............................................................................................ 19 4.2 Etape 2 de calcul des risques ............................................................................................... 19 4.3 Etape 3 d’interprétation des résultats ................................................................................ 19 4.4 Etape 4 d’intégration des résultats ..................................................................................... 20

5. Procédure spécifique applicable aux remblais ........................................................................ 20 6. Principes et règles d’application générale pour l’interprétation des résultats et le tracé des

conclusions opérationnelles ................................................................................................... 21 6.1 Nécessité de réaliser un projet de gestion du risque ........................................................... 21 6.2 Condition rendant – par défaut – les risques non tolérables et l’exécution d’un projet de

gestion du risque obligatoire............................................................................................... 21 6.3 Principes pour la fixation des mesures d’urgence et/ou de suivi ........................................ 21 6.4 Conditions limites de volume et de concentration en-deçà desquelles un projet de gestion

du risque n’est pas nécessaire et l’évaluation du risque non requise ................................. 22 6.4.1 Volumes minimum de sol non saturé et d’eau souterraine pollués........................ 22 6.4.2 Concentrations minimum ....................................................................................... 22

7. Consignes pour la rédaction des rapports ............................................................................... 23 ANNEXE A – 1 : Comment objectiver la présence de produits purs en phase libre ? ....................... 32 ANNEXE A – 2 : Modèle pour la première page de l’étude de risque ........................................ 38 PARTIE B. RISQUE D’EXPOSITION DES PERSONNES ...................................................................... 43 1. Définitions et concepts spécifiques pour l’évaluation du risque d’exposition des personnes .... 45

1.1 Polluant à effets à seuil, sans seuil et à pseudo-seuil ......................................................... 45 1.2 Voies d’administration ........................................................................................................ 45 1.3 Valeurs Toxicologiques de Référence .................................................................................. 45 1.4 Risque d’exposition des personnes non tolérable ............................................................... 46

2. Déroulement de l’évaluation du risque d’exposition des personnes ........................................ 47 3. Calcul des risques d’exposition des personnes ........................................................................ 48


3.1 Outil S-Risk© ........................................................................................................................ 48 3.2 Généralités .......................................................................................................................... 50

3.2.1 Données de base pour les calculs des doses d’exposition en fonction des scénarii d’usage ................................................................................................................... 50

3.2.2 Propriétés physico-chimiques des polluants pertinents, valeurs toxicologiques de référence, concentrations limites, facteurs de transfert, exposition de fond et concentration de fond ............................................................................................ 50

3.2.3 Détermination des concentrations représentatives ............................................... 51 3.2.4 Cibles ....................................................................................................................... 51 3.2.5 Voies d’exposition (implémentées dans S-Risk©) .................................................... 52

3.3 Risque potentiel pour les personnes pour un usage standard ............................................ 54 3.3.1 Sélection des scénarios d’exposition standards sur base de la classe de sensibilité

et du PRAS .............................................................................................................. 54 3.3.2 Evaluation du risque potentiel d’exposition des personnes .................................... 55

3.4 Risque actuel pour les personnes pour un usage concret actuel ........................................ 56 3.4.1 Définition du Modèle Conceptuel de Site correspondant à l’usage concret actuel 56 3.4.2 Evaluation du risque actuel d’exposition des personnes ........................................ 56

3.5 Risque futur pour les personnes pour un usage projeté ...................................................... 57 3.5.1 Définition du Modèle Conceptuel de Site correspondant à l’usage futur ............... 57 3.5.2 Evaluation du risque futur d’exposition des personnes .......................................... 57

4. Présentation et interprétation des résultats de l’évaluation du risque d’exposition des personnes .............................................................................................................................. 58 4.1 Présentation des résultats de l’évaluation du risque d’exposition des personnes .............. 58 4.2 Interprétation des résultats de l’évaluation du risque d’exposition des personnes ............ 58

ANNEXE B–1 : Procédure pour la mesure de la qualité de l’air ...................................................... 61 PREAMBULE ............................................................................................................................... 62 PARTIE C. RISQUE DE DISSEMINATION ........................................................................................ 71 1. Définitions et concepts spécifiques pour l’évaluation du risque de dissémination .................... 73

1.1 Risque de dissémination (lessivage et transport latéral) non tolérable .............................. 73 1.2 Valeur de risque de lessivage .............................................................................................. 73 1.3 Noyau de pollution .............................................................................................................. 73

2. Déroulement de l’évaluation du risque de dissémination (lessivage et transport latéral) et conditions générales .......................................................................................................... 74

3. Calcul du risque de dissémination (lessivage et transport latéral) des polluants ...................... 74 3.1 Définition du Modèle Conceptuel de Site ............................................................................ 74

3.1.1 Contexte hydrogéologique ...................................................................................... 75 3.1.2 Identification des sources de pollution dans le sol et/ou l’eau souterraine ........... 75 3.1.3 Propriétés physico-chimiques des polluants pertinents et concentration de fond . 76 3.1.4 Détermination des concentrations représentatives pour les pollutions dans le

sol et les eaux souterraines .................................................................................. 76 3.1.5 Identification des cibles pertinentes ....................................................................... 77 3.1.6 Détermination des voies de transfert pertinentes .................................................. 78

3.2 Outils pour l’évaluation du risque de dissémination (lessivage et transport latéral) des contaminants ...................................................................................................................... 79 3.2.1 Outils pour l’évaluation du risque de lessivage ...................................................... 81

3.2.1.1 Outils de palier 1 ...................................................................................... 81 3.2.1.2 Outils de palier 2 ...................................................................................... 81 3.2.1.3 Outils de palier 3 ...................................................................................... 82

3.2.2 Outils pour l’évaluation des risques de transport latéral ....................................... 82 3.2.2.1 Outils de palier 1 ...................................................................................... 82


3.2.2.2 Outils de palier 2 ...................................................................................... 83 3.2.2.3 Outils de palier 3 ...................................................................................... 84

3.2.3 Outils pour l’évaluation des risques de dissémination (lessivage et transport latéral) .................................................................................................................... 84 3.2.3.1 Outils de palier 1 ...................................................................................... 84 3.2.3.2 Outils de palier 2 ...................................................................................... 84 3.2.3.3 Outils de palier 3 ...................................................................................... 85

4. Interprétation des résultats de l’évaluation du risque de dissémination .................................. 85 PARTIE D. RISQUE D’ATTEINTE AUX ECOSYSTEMES ...................................................................... 89 1. Objectifs et champs d’application de l’étude du risque d’atteinte aux écosystèmes ................. 91 2. Définitions et concepts spécifiques pour l’étude du risque d’atteinte aux écosystèmes ........... 91

2.1 Risque d’atteinte aux écosystèmes ..................................................................................... 91 2.2 Risque d’atteinte aux écosystèmes non tolérable ............................................................... 91 2.3 Valeurs de risque pour les écosystèmes .............................................................................. 92

3. Déroulement de l’étude du risque d’atteinte aux écosystèmes ............................................... 92 4. Calcul du risque d’atteinte aux écosystèmes ........................................................................... 92

4.1 Outil de palier 1 ................................................................................................................... 92 4.2 Outils de palier 2 ................................................................................................................. 93

4.2.1 Approche par modélisation .................................................................................... 93 4.2.2 Approches expérimentales ..................................................................................... 93

5. Interprétation des résultats ................................................................................................... 94 ANNEXE D–1 : Valeurs de risque standard pour les écosystèmes (VRS-E) ....................................... 95 PARTIE E. CAS PARTICULIER DES REMBLAIS ................................................................................. 99 1. Introduction ......................................................................................................................... 101 2. Application de la procédure simplifiée .................................................................................. 102

2.1 Etape 0 : Vérification des conditions d’applicabilité de la procédure simplifiée ............... 102 2.2 Etape 1 : Détermination des concentrations représentatives ........................................... 102 2.3 Etape 2 : Comparaison des concentrations représentatives aux normes d’intervention .. 102 2.4 Etape 3 : Sélection des valeurs de risque standard applicables ........................................ 102

2.4.1 Valeurs de risque standard d’exposition des personnes ....................................... 102 2.4.1.1 Principes sous-jacents au calcul des valeurs de risque standard

d’exposition des personnes .................................................................... 102 2.4.1.2 Sélection des valeurs de risque standard d’exposition des personnes... 106

2.4.2 Valeurs de risque standard de lessivage ............................................................... 107 2.4.2.1 Principes sous-jacents au calcul des valeurs de risque standard pour le

lessivage ................................................................................................. 107 2.4.2.2 Sélection des valeurs de risque standard pour le lessivage ................... 109

2.4.3 Distances de dispersion latérale standard pour les eaux souterraines ................ 109 2.4.3.1 Principes sous-jacents au calcul des distances de dispersion standard

pour les eaux souterraines ..................................................................... 109 2.4.4 Valeurs de risque standard pour les écosystèmes ................................................ 110

2.4.4.1 Principes sous-jacents au calcul des valeurs de risque standard pour les écosystèmes ........................................................................................... 110

2.4.4.2 Sélection des valeurs de risque standard pour les écosystèmes ............ 110 2.5 Etape 4 : Comparaison des concentrations représentatives aux valeurs de risques standard

et comparaison des distances de dispersion standard aux distances par rapport aux cibles ........................................................................................................................................... 111

3. FIN ....................................................................................................................................... 112



Liste des figures Figure 1 : Illustration N°1 du concept de « zone cible » dans le cas d’une pollution du sol et

de l’eau souterraine. .................................................................................................. 15 Figure 2 : Illustration N°2 du concept de « zone cible » dans le cas d’une pollution de la

zone non saturée du sol............................................................................................. 16 Figure 3 : Organigramme descriptif des étapes de l’étude de risques. ..................................... 18 Figure 4 : Représentation schématique d’une couche de produit pur en phase libre

montrant la différence entre une couche « apparente » et « effective »................. 36 Figure 5 : Représentation schématique des voies de transfert et des voies d’exposition

implémentées dans le logiciel S-Risk© (Source : S-Risk – Technical Guidance Document, VITO, 2014). ............................................................................................ 49

Figure 6 : Représentation schématique de la procédure simplifiée applicable aux remblais pollués par des métaux lourds et HAPs. .................................................................. 101

Liste des tableaux Tableau 1: Choix des concentrations représentatives en fonction du nombre d’échantillons

analysés pour des pollutions ne présentant pas de gradient de concentration. ...... 13 Tableau 2 : Terminologie et unités des Valeurs Toxicologiques de Référence d’application en

Région de Bruxelles-Capitale en fonction des voies d’administration et des types d’effets. ...................................................................................................................... 46

Tableau 3 : Catégories d’âge et poids corporel pris en compte dans S-Risk© .............................. 52 Tableau 4 : Voies d’exposition considérées dans les scénarios standards d’exposition

prédéfinis dans le logiciel S-Risk© (Source : Tableau 27 – S-Risk Technical Guidance Document, VITO, 2014). ............................................................................ 53

Tableau 5 : Correspondance entre les classes de sensibilité, les usages standards, les zones du Plan Régional d’Affectation du Sol (PRAS) et les scénarios d’exposition standards à retenir pour l’évaluation des risques potentiels d’exposition des personnes. ................................................................................................................. 54

Tableau 6: Propriétés du sol standard implémenté dans le logiciel S-Risk©. .............................. 55 Tableau 7 : Exemple d’illustration en vue d’évaluer l’influence des hypothèses retenues pour

l’évaluation des risques d’exposition des personnes. ............................................... 59 Tableau 8 : Aperçu des outils (liste non exhaustive) recommandés en Région de Bruxelles-

Capitale pour l’évaluation des risques de dissémination des polluants.................... 80 Tableau 9 : Proposition de valeurs de risque standards d’exposition des personnes) (VRS-

H) applicables aux remblais pollués par des métaux lourds et HAPs. ...................... 104 Tableau 10 : Proposition de valeurs de risques standards pour l’eau souterraine (lessivage)

(VRS-N) applicables aux remblais pollués par des métaux lourds et HAPs. .............. 108 Tableau 11 : Proposition de valeurs de risques standards pour les écosystèmes (VRS-

E) applicables aux remblais pollués par des métaux lourds et HAPs. ...................... 111


Acronymes Anses Agence nationale de sécurité sanitaire, de l’alimentation, de l’environnement et du travail

(France) CBP Code de Bonnes Pratiques CI Concentration Index – Indice de Concentration DNAPL Dense Non Aqueous Phase Liquid – couche plongeante EC Equivalent carbone ExCR Excess Lifelong Cancer Risk – risque additionnel de cancer calculé pour une vie entière FID Flame Ionization Detector – détecteur à ionisation de flamme GRER Guide de référence pour l’Etude de Risques

HAM Hydrocarbures aromatiques monocycliques HAP Hydrocarbures Aromatiques Polycycliques LIM Concentration Limit in compartment i – Concentration Limite pour un compartiment i LNAPL Light Non Aqueous Phase Liquid – couche surnageante MIP Membrane Interphase Probe - PID Photo Ionization Detector – détecteur par photo ionisation pTCAinhal Tolerable Concentration in Air for pseudo-threshold effects – Concentration Tolérable dans

l’Air pour des effets à pseudo-seuil pTDIoral Oral Tolerable Daily Intake for pseudo-threshold effects – Dose Journalière Tolérable pour des

effets à pseudo-seuil pTDUdermal Dermal Tolerable Daily Uptake for pseudo-threshold effects – Absorption Journalière

Tolérable pour le contact cutané pour des effets à pseudo-seuil PRAS Plan Régional d'Affectation du Sol pRI Pseudo Risk Index – Indice de Risque pour les effets à pseudo-seuil RI Risk Index – Indice de Risque SFdermal Dermal Slope Factor – Facteur de pente pour le contact cutané SForal Oral slope Factor – Facteur de pente pour la voie orale TCAinhal Tolerable Concentration in Air - Concentration Tolérable dans l’Air TDIoral Oral Tolerable Daily Intake - Dose Journalière Tolérable pour la voie orale TDUdermal Dermal Tolerable Daily Uptake - Absorption Journalière Tolérable pour le contact cutané URinhal Inhalation Unit Risk - Excès de Risque Unitaire pour la voie respiratoire VRH Valeur de risque d'exposition des personnes VRS-H Valeur de risque standard d'exposition des personnes pour le sol VRE-H Valeur de risque standard d'exposition des personnes pour l’eau souterraine VRN Valeur de risque pour les eaux souterraines (lessivage) VRS-N Valeur de risque standard pour les eaux souterraines (lessivage) VRE Valeur de risque pour les écosystèmes VRS-E Valeur de risque standard pour les écosystèmes VTR Valeur Toxicologique de Référence



PARTIE A. ASPECTS GENERAUX






Note : Ces codes de bonnes pratiques pour les études de risque entrent en vigueur le 1/4/2016. Toutes les évaluations de risques qui seront introduites à l’IBGE à partir du 1/4/2016 devront respecter ces codes de bonnes pratiques, à l’exception des évaluations de risques introduites suite à la demande d’un complément d’information par l’IBGE concernant les rapports introduits avant cette date. Pour les évaluations de risques qui ont été déjà approuvées par l’IBGE, nous vous informons que ces évaluations restent valides tant que les éléments pris en compte par ces évaluations pour évaluer les risques d’exposition des personnes, d’atteinte aux écosystèmes et de dissémination de contaminants, y compris les données de l’étude détaillée utilisées et l’affectation planologique du sol, n’ont pas été modifiés.

1. Objet et objectifs de l’étude de risque

L'étude de risque (ER) évalue les risques engendrés par une pollution du sol pour la santé humaine et pour l'environnement.

L'évaluation des risques intègre – sauf justification expresse fournie par l’expert par référence à des objectifs spécifiques qui seraient poursuivis par l’étude – les trois volets suivants :

le risque d'exposition des personnes,

le risque d'atteinte aux écosystèmes et

le risque de dissémination de polluants.

L’étude de risque étudie les risques actuels, compte tenu de l'utilisation actuelle de fait, licite, du terrain, et les risques futurs, compte tenu de sa destination telle que prévue dans les certificats, les permis d'urbanisme et les permis de lotir en cours de validité relatifs au terrain, ou, à défaut, telle que déduite de son utilisation actuelle de fait, licite, et des affectations autorisées par les plans d'affectation du sol.

L'étude de risque formule des conclusions motivées :

quant au caractère tolérable ou non des risques engendrés par la pollution,

quant à l'urgence d'une gestion du risque,

quant à la nécessité ou non de réaliser un projet de gestion du risque ou éventuellement un projet d'assainissement et

quant au délai de notification à l'Institut de tels projets. Ce délai tient notamment compte de l'urgence de la gestion du risque et de l'utilisation du terrain. L'étude de risque détermine également, le cas échéant, les mesures d’urgence (en cas d’urgence) ou de suivi à prendre.

2. Concepts généraux

Les méthodes présentées dans le présent Code de Bonnes Pratiques (CBP) font appel à un certain nombre de concepts clés et notions spécifiques. Les concepts à portée générale sont détaillés ci-dessous. Les concepts clés spécifiques à chacun des volets sont précisés dans les parties B, C et D du CBP.

2.1 Terrain

Pour les applications de la présente méthodologie, le concept de terrain comprend le sol et/ou les constructions et installations érigées directement sur ou dans le sol, délimité par une parcelle, une partie de parcelle ou plusieurs parcelles (conformément à l’Ordonnance du 5 mars 2009 modifiée par l’Ordonnance du 23 juin 2017 (M.B. 13/07/2017)).



2.2 Risque

Pour l’application de la présente méthodologie, on entend par risque la probabilité qu'un effet indésirable se produise sur une cible dans des conditions données. Plus strictement, par référence aux normes européennes (EN 292-1 et 2, EN 1050), le risque doit être considéré comme une fonction combinant la probabilité d'apparition de ces effets indésirables avec leur gravité. Au sens large et orienté sur les stratégies de gestion des terrains (potentiellement) pollués, le concept de risque doit être entendu comme les effets préjudiciables actuels et potentiels des sites pollués.

La présence d’un risque nécessite la concomitance de trois éléments :

des (sources de) polluants dans le sol ou l’eau souterraine ;

des cibles menacées ou atteintes par ces pollutions (être humain, eaux souterraines, eaux de surface, espaces naturels à protéger, etc. ;

des voies de transfert entre les polluants et les cibles.

Dans la mesure où l’un de ces éléments est absent, la pollution est considérée comme ne présentant pas de risque.

2.3 Risque actuel, risque potentiel et risque futur

Les risques actuels sont déterminés sur base d’un usage concret actuel qui tient compte de l'utilisation actuelle de fait, licite, du terrain.

Les risques potentiels sont évalués par référence aux scénarios d’exposition standards correspondant le plus à la classe de sensibilité

1,2 définies dans l’Arrêté du 8/10/2015 du Gouvernement de la Région de Bruxelles-Capitale

déterminant les normes d’intervention et les normes d’assainissement. La correspondance entre ces classes de sensibilité, les usages standards

3 et les scénarios d’exposition standards

4 préexistants dans le logiciel

recommandé est précisée au Tableau 5. L’évaluation des risques potentiels permet de définir les restrictions d’usage qui s’imposeraient au terrain.

Les risques futurs sont évalués sur base d’un usage futur (ou d’une utilisation concrète projetée) sur base des certificats, des permis d'urbanisme et des permis de lotir en cours de validité relatifs au terrain, ou, à défaut, telle que déduit de son utilisation actuelle de fait, licite, et des affectations autorisées par les plans d'affectation du sol.

_________________________ 1 Définies dans l’Ordonnance du 5 mars 2009 relative à la gestion et à l’assainissement des sols pollués modifiée par

l’Ordonnance du 23 juin 2017 (M.B. 13/07/2017) comme un « regroupement de zones définies par les plans d’affectations du sol sur la base d’une sensibilité équivalente aux risques pour la santé humaine et pour l’environnement ». 2 Il est à noter que les normes d’intervention pour le sol définies pour les 3 classes de sensibilité (« zone particulière », «zone

d’habitat » et « zone industrielle ») à l’Annexe 1 de l’Arrêté du 8/10/2015 du Gouvernement de la Région de Bruxelles-Capitale déterminant les normes d’intervention et les normes d’assainissement correspondent respectivement aux normes d’assainissement du sol fixées à l’Annexe IV de l’Arrêté du Gouvernement flamand fixant le règlement flamand relatif à l’assainissement du sol et à la protection du sol pour les usages de type II (agriculture), de type III (zone d’habitat) et de type V (zone industrielle). 3 Au nombre de trois et correspondant respectivement aux usages de type II (agriculture), de type III (zone d’habitat) et de

type V (zone industrielle). 4 Au nombre de six et correspondant respectivement au scénario standard de type II-agriculture, au scénario standard de type

III - résidentiel avec jardin potager, au scénario standard de type IVa-récréation jour, au scénario standard de type IVb-récréation de séjour, au scénario standard de type Va-industrie légère et Vb-industrie, magasins/bureaux, industrie lourde.



2.4 Source

Pour l’application de la présente méthodologie, le terme de source doit être entendu comme étant la source de l’exposition et ne doit pas être confondu avec les unités d’activité et de stockage qui peuvent être (ou pourraient avoir été) à l’origine d’une pollution du sol ou des eaux souterraines. Les pollutions identifiées dans le sol et les eaux souterraines constituent les « sources » considérées dans les études de risques. Deux types de sources d’exposition sont fondamentalement à distinguer :

les taches de pollution, généralement ponctuelles et causées par une ou des sources ponctuelles de pollution : elles sont en principe essentiellement distribuées par noyaux et panaches, avec, souvent, des nets gradients de concentration en polluants sur le plan horizontal.

les pollutions non distribuées par taches, généralement causées par un ou plusieurs processus de pollution identiques sur une surface significative : elles concernent souvent des étendues importantes et ne présentent généralement ni noyaux, ni panaches, ni gradients de concentration

5, mais plutôt des

variations aléatoires - limitées à une certaine fourchette de valeurs - dans les concentrations mesurées. C’est le cas notamment des métaux lourds et hydrocarbures aromatiques polycycliques associés aux zones de remblais pollués.

2.5 Concentration représentative

Pour l’application de la présente méthodologie, la concentration représentative d’une pollution est la concentration en polluant dans le sol ou l’eau souterraine prise en compte dans l’étude de risque. L’expert devra déterminer et justifier la concentration représentative appropriée en fonction des éléments suivants :

la distribution spatiale de la pollution : pollution distribuée par tache ou non,

le type de risque évalué : risque d’exposition des personnes (cf. section 3.2.3 – Partie B), risque de dissémination (cf. section 3.1.4 – Partie C), risque écotoxicologique (cf. section 4.1 - Partie D),

le niveau de caractérisation de cette pollution et les données disponibles (cf. Tableau 1)6 : ainsi pour un

nombre d’échantillons analysés inférieur à 5, l’expert fixera la concentration représentative à la concentration maximale tandis qu’elle pourra être fixée au concentration moyenne pour un nombre d’échantillons analysés supérieur à 5.

Si plusieurs mesures ont été réalisées dans le temps et/ou plusieurs méthodes d’échantillonnage et/ou d’analyses ont été employées, la mesure la plus récente déterminée sur base des méthodes les plus fiables doit être retenue par l’expert. Tableau 1: Choix des concentrations représentatives en fonction du nombre d’échantillons analysés pour des

pollutions ne présentant pas de gradient de concentration.

Nombre d’échantillons

analysés (n)

Valeurs représentatives

Pour n ≤ 5 Concentration maximale

Pour n > 5 Concentration moyenne

_________________________ 5 Bien que des gradients puissent exister à grande échelle (au niveau de plusieurs parcelles voire de plusieurs sites), ils ne sont

en règle générale pas observables (et sont donc considérés comme négligeables) à l’échelle de la zone d’étude. 6 Source : tableau 5 du Guide de Référence pour l’Etude de Caractérisation (GREC) d’application en Wallonie.



2.6 Valeurs de risque

Les valeurs de risques (VR) sont définies comme des concentrations en polluants du sol ou de l’eau souterraine, calculées par une étude de risque, au-delà desquelles les risques d’exposition des personnes et/ou pour l’environnement sont considérés comme non tolérables et des mesures de gestion du risque, de suivi et/ou d’urgence sont requises.. Les valeurs de risque peuvent intégrer les différents types de cibles (en se basant sur la valeur la plus contraignante) ou être distinguées selon le type de cible, soit :

VRH : la valeur de risque d'exposition des personnes,

VRE : la valeur de risque pour les écosystèmes,

VRN : la valeur de risque pour les eaux souterraines correspondant à une valeur de concentration limite du polluant dans la zone non saturée du sol préventive du risque du transfert vertical (lessivage) du polluant et de la pollution de la nappe,

VRN-transport latéral : la valeur de risque pour les eaux souterraines correspondant à une valeur de concentration limite du polluant dans l’eau souterraine au droit d’une source de pollution qui permet de garantir le respect des objectifs de qualité de l’eau pour les différentes cibles (cours d’eau, puits de captage, eau souterraine, etc.) existant à l’aval hydrogéologique de cette source, compte tenu des processus de transport et d’atténuation.

2.7 Modèle Conceptuel de site

Le Modèle Conceptuel de Site (MCS) décrit sous la forme d’un tableau et/ou d’un texte structuré auquel est éventuellement associé une représentation schématique la situation relative à la pollution du sol et de l’eau souterraine ainsi que les éléments essentiels de l’analyse « source(s) – voie(s) de transfert – cible(s) » (en abrégé S-T-C) : il fournit une représentation des liens entre les activités à risque susceptibles d’avoir pollué le sol, les pollutions observées au niveau du sol et de l’eau souterraine, les propriétés physico-chimiques des polluants, les voies de transfert et les impacts potentiels sur les différentes cibles présentes, distinguées selon leur nature. Cette représentation établit un bilan de l’état de compréhension de la pollution et de son évolution, pointe les incertitudes significatives et permet éventuellement d’identifier les actions à prendre en termes de gestion de la pollution.

Le MCS sera distingué pour l’usage concret actuel et/ou l’usage concret projeté, c’est-à-dire l’usage qui sera fait de la ou des parcelle(s) sur base d’un certificat, d’un permis de lotir, permis d’urbanisme ou permis d’environnement valides. L’IBGE accepte toutefois à titre d’information que l’usage concret projeté soit déterminé sur base d’un plan de redéveloppement du site pour lequel une demande de permis n’as pas encore était introduite auprès de l’autorité compétente.

Lorsque cela s’avère pertinent, le MCS distinguera également les différentes « zones cibles » qu’il y a lieu de distinguer pour une source donnée, le concept de « zones cibles » étant détaillé ci-dessous (cf. section 2.9).

2.8 Modèle Conceptuel standard pour les remblais

Le Modèle Conceptuel standard désigne le modèle conceptuel du site qui a été pris pour référence pour l’établissement de certaines valeurs de risque précalculées – désignées valeurs de risque standard (VRS) et (VRE) – utilisables dès la reconnaissance de l'état du sol, l'étude détaillée et les premières étapes de l’étude de risques. Il s’agit plus spécifiquement :

des valeurs de risque standard pour les eaux souterraines (VRS-N) et des valeurs de risque standard d’exposition des personnes (VRS-H) et (VRE-H) déterminées pour les métaux lourds/métalloïdes et pour les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) applicables exclusivement aux remblais selon les

modalités décrites à l’Annexe E (cf. section 5 - Partie A) ;



des valeurs de risque standard pour les écosystèmes (VRS-E) applicables selon les modalités décrites dans la partie D du présent Code de Bonnes Pratiques.

2.9 Zones cibles

Lorsque la pollution du sol dépasse les limites de la ou des parcelles délimitant le terrain sur lequel existe une obligation de traitement de pollution, et que le noyau de pollution à partir duquel la pollution s'est disséminée a été générée par une activité ou un évènement ayant eu lieu sur le terrain, l’étude de risque

7,8 doit porter sur

l’ensemble de la zone polluée. Le concept de zone cible permet de désigner la surface de l’ensemble de la zone polluée où se situent les cibles dans l’étude d’une chaîne S-T-C donnée. Ce concept trouve son intérêt dans l’établissement du MCS lorsque des usages (concrets actuels, standard ou concret projeté) distincts et/ou des scénarios d’exposition distincts et/ou des cibles (personnes ou cibles écologiques) distincts doivent être considérés. La Figure 1 illustre le cas où une source de pollution a généré un panache de polluants dissous qui a un impact potentiel en dehors des limites du terrain où se situe le noyau de pollution. Dans le cas de figure présenté, l’étude de risque doit prendre en compte distinctement quatre zones cibles répondant à des caractéristiques distinctes (usages, scénarios d’exposition et sensibilité des cibles) sur le plan des risques.

Figure 1 : Illustration N°1 du concept de « zone cible » dans le cas d’une pollution du sol et de l’eau

souterraine.

_________________________ 7 L’étude détaillée ayant également couvert l’ensemble de la zone polluée.

8 Ce concept ne s’applique qu’aux pollutions uniques générées avant le 01/01/1993 et les pollutions mélangées.



La Figure 2 illustre le cas où des usages et des scénarios d’exposition différents sont à distinguer pour une même tache de pollution (ou zone de remblai pollué).

Figure 2 : Illustration N°2 du concept de « zone cible » dans le cas d’une pollution de la zone non saturée du

sol.

2.10 Mesure d’urgence

La mesure d’urgence est définie – conformément à l’Ordonnance du 5 mars 2009 modifiée par l’Ordonnance du 23 juin 2017 (M.B. 13/07/2017) – comme une mesure temporaire visant à protéger la santé humaine et l’environnement dans l’attente du traitement de la pollution du sol, y compris des mesures de restriction d’usage, de surveillance et d’endiguement de la pollution.

2.11 Mesure de suivi

La mesure de suivi est définie – conformément à l’Ordonnance du 5 mars 2009 modifiée par l’Ordonnance du 23 juin 2017 (M.B. 13/07/2017)– comme une mesure visant à contrôler et, le cas échéant, à maintenir le caractère tolérable des risques pour la santé humaine et pour l’environnement engendrés par une pollution du sol, y compris des mesures de restriction d’usage et de surveillance de la pollution.

2.12 Remblais

Pour l’application de la présente méthodologie, on entend par remblais des terres qui ont été mises en place par l'homme pour modifier la topographie naturelle en fonction de ses besoins et sont caractérisées par une lithologie hétérogène (limons, sables, argile, briques, débris de maçonnerie, etc......) qu'il est impossible de caractériser par des données géotechniques valables et qui sont principalement polluées par des métaux lourds et/ou des hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAPs). En présence de remblais, l’expert doit recourir à une procédure simplifiée d’évaluation des risques. Cette procédure consiste à comparer les concentrations représentatives des polluants pertinents (métaux lourds et HAP) à certaines valeurs de risque standard applicables aux remblais (cf. partie E).



3. Principes généraux à respecter par les experts

Quatre principes généraux sont à respecter par les experts dans leurs choix des méthodes de travail et des modes d’utilisation des outils de calcul – la transparence, la prudence scientifique, le principe de proportionnalité et le principe de spécificité :

la transparence implique l'explication et la justification des choix, de manière à assurer la lisibilité de la démarche ;

la prudence scientifique se traduit ici par le recours à des hypothèses raisonnablement majorantes, définies au cas par cas, en l’absence de données « pertinentes » ;

le principe de proportionnalité garantit la cohérence entre le degré de l’approfondissement de l'étude d’une part et l'importance de la pollution et son incidence prévisible d’autre part ;

le principe de spécificité implique que les choix réalisés en cours d'étude soient pertinents par rapport aux usages et aux caractéristiques du site et de son environnement.

4. Déroulement général de l’étude de risques

La Figure 3 illustre les étapes générales qui sont à suivre dans la démarche générale d’étude de risque. Ces étapes sont détaillées ci-dessous.

La démarche générale est itérative, veillant ainsi à la cohérence entre le degré d’approfondissement de l’étude de risques et l’importance des incidences prévisibles de la pollution. Ceci peut donc conduire, au vu des premiers résultats, à modifier certains paramètres d’entrée pour retenir des valeurs plus spécifiques au cas étudié afin de calculer à nouveau les doses d’exposition. Ce caractère itératif répond tout à fait au principe de proportionnalité.



Figure 3 : Organigramme descriptif des étapes de l’étude de risques.



4.1 Etape 1 d’analyse préliminaire

Cette étape a pour objet général :

de préciser – le cas échéant9 – les objectifs de l’étude ;

de définir l’ensemble des sources, des cibles et des voies de transfert pertinentes pour le type de risque (volet de l’ER) considéré : définition, sous forme de tableau(x) et/ou de schéma(s) du MCS (cf. 2.7) ;

dans le cadre du volet de l’évaluation du risque d’exposition des personnes : o d’évaluer le ou les scénario(s) standard(s) correspondant le plus à la classe de sensibilité

d’usage à retenir pour le terrain en vue de l’évaluation des risques potentiels ; o de consigner et de justifier les modifications à apporter au(x) scénario(s) standard(s) retenus

afin d’évaluer les risques actuels ; l’expert veillera à justifier si les hypothèses de travail retenues constituent une approche à caractère « réaliste » ou plutôt « précautionneuse » ;

de sélectionner et justifier les concentrations représentatives ou les concentrations ponctuelles retenues pour l’application des modèles et procédures de calcul prévus dans l’étape 2 (le cas échéant les concentrations représentatives sont distinguées selon le volet de l’ER considéré).

4.2 Etape 2 de calcul des risques

Cette 2ème

étape consiste en l’application des modèles et procédures de calcul utiles à la caractérisation du risque (pour les différents volets de l’étude : exposition des personnes - eaux souterraines - écosystèmes). Les modèles et procédures de référence applicables sont spécifiques au volet de l’étude considéré et fournis dans les parties B, C et D du guide. Ils sont à chaque fois proposés sous la forme d’outils à niveaux de complexité croissants. Selon des variantes qui sont précisées dans chaque volet :

les outils de plus faible niveau de complexité – pouvant être désignés comme outils de palier 1 – correspondent :

o soit à des simples valeurs de concentration (les valeurs de risque standard) par rapport auxquelles les concentrations représentatives sont comparées ;

o soit à des modèles de calcul simples ;

les outils de plus grand niveau de complexité – pouvant être désignés comme outils de palier 2 – sont des outils (logiciels) de modélisation éventuellement couplés avec (ou intégrés dans) des procédures détaillées laissant la possibilité de mettre en œuvre des tests ou programmes d’acquisition de données de terrain complémentaires.

4.3 Etape 3 d’interprétation des résultats

Les résultats du calcul des niveaux de risque sont ici confrontés aux critères techniques et principes d’acceptabilité des risques adoptés dans ce guide (parties B, C, D) pour chacun des volets de l’étude. Par ailleurs, l’expert procède à une revue intégrée de l’ensemble des choix – plutôt conservateurs ou réalistes – qu’il a opérés pour aboutir aux valeurs calculées des niveaux risques et module les conclusions de la comparaison aux critères d’interprétation en procédant à une analyse des incertitudes principales qu’il estime être associées aux résultats :

incertitudes associées à la qualité de certaines données,

incertitudes associées au choix des concentrations représentatives,

incertitudes associées aux paramètres d’usage du terrain (e.a. scénarios d’exposition),

_________________________ 9 Ce point n’est pertinent que dans le cas où l’ER est engagée en dehors de son cadre d’application régulier, comme par

exemple : le test de différents scénarios de réaffectation d’un terrain, l’évaluation des risques associés à certaines concentrations résiduelles après assainissement supérieures aux objectifs fixés, etc.



incertitudes associées aux modèles, à leur condition d’utilisation, ou aux valeurs paramétriques considérées pour certains des paramètres sensibles de la modélisation.

Selon les résultats de l’analyse globale des incertitudes, il appartient à l’expert de recommander les meilleurs choix à propos des suites de l’analyse du volet considéré :

soit l’approfondissement de l’analyse par le recours à des données de terrain additionnelles destinées à affiner certains paramètres et réduire les incertitudes (en ce inclus des résultats de tests spécifiques, des données de caractérisation complémentaires, des données de mesures directes sur certains vecteurs d’exposition), avec recours éventuel à des outils de modélisation ou de caractérisation des risques plus complexes (palier n+1),

soit l’arrêt à ce stade de l’analyse du volet considéré (passage à l’étape 4 de déduction des conclusions opérationnelles en intégrant l’ensemble des volets).

4.4 Etape 4 d’intégration des résultats

Les résultats de la caractérisation du risque pour chacun des volets :

niveaux de risque (selon ses formes d’expression spécifiques à chacun des volets)

incertitudes associées aux niveaux de risque calculés

conditions associées à l’occurrence du risque (risques actuels, potentiels et futurs)

sont finalement intégrés de façon à déduire les différents éléments pertinents des conclusions de l’étude des risques énoncés à la section 1 ainsi que leurs justifications. Dans cet exercice, l’expert tient compte des incertitudes résiduelles associées à certains des niveaux de risque calculés et des possibilités de les couvrir par des mesures de suivi appropriées. Le cas échéant, l’expert définit les mesures de suivi qu’il estime les plus appropriées pour couvrir l’ensemble des volets. Il fournit les prescriptions techniques de leur mise en œuvre qu’il recommande par défaut. Il vérifie que la nature des mesures recommandées ainsi que leurs prescriptions techniques couvrent bien les incertitudes résiduelles spécifiques à chaque volet ainsi que l’ensemble des événements (modifications d’usage ou de la configuration du terrain) « normalement prévisible » qui seraient de nature à modifier les niveaux de risques actuels. Le cas échéant (si la rencontre des principes techniques d’acceptabilité des risques fixés dans les parties B, C ou D du guide ne peut être assurée que par la mise en œuvre de travaux d’assainissement) l’expert fournit les valeurs de risque appropriées. Ces valeurs de risque devront être déterminées au plus tard dans le projet de gestion du risque ou le projet d’assainissement.

5. Procédure spécifique applicable aux remblais

Une procédure rapide est fournie à l’annexe E qui est applicable dans le cas spécifique de l’évaluation des risques associés aux remblais pollués par des métaux lourds et/ou des HAPs. La procédure applique « en condensé » les étapes générales décrites à la section 4. Elle permet d’effectuer un screening préliminaire à propos de l’acceptabilité des risques. Selon les cas de figure, la procédure peut soit :

conclure d’emblée à l’acceptabilité des risques, conclure à l’acceptabilité des risques moyennant le recours à une mesure de suivi,

renvoyer à la procédure générale de la section 4 (outils de palier 2) pour une analyse plus nuancée.



6. Principes et règles d’application générale pour l’interprétation des résultats et le tracé des conclusions opérationnelles

6.1 Nécessité de réaliser un projet de gestion du risque

Si un risque non tolérable (d’exposition des personnes, de dissémination et/ou pour les écosystèmes) est déterminé pour l’usage concret actuel, un projet de gestion du risque est nécessaire pour la/les parcelle(s) concernée(s).

Si un risque non tolérable est déterminé pour l’usage futur (utilisation concrète projetée), la nécessité de réaliser un projet de gestion du risque est établie, mais elle est à charge de la personne qui a l’intention de réaliser le projet et non pas du titulaire de l’obligation de réaliser l’étude de risque sauf si celui-ci développe lui-même le projet.

Si des risques non tolérables sont déterminés exclusivement pour un usage standard (risque d’exposition des personnes) ou est subordonné à l’occurrence dans le futur de certaines modifications dans la configuration du terrain rentrant dans le domaine du normalement prévisible (retrait de couches étanches ou de bâtiments, modification du relief du sol), un projet de gestion de risque n’est pas requis, à condition de formuler des restrictions d’usage appropriées sous forme de mesures de suivi dans les conclusions opérationnelles de l’étude de risque. Les sections ci-dessous fournissent un certain nombre de directives d’application générale relatives à la situation rendant – par défaut – les risques non tolérables et l’exécution du projet de gestion du risque obligatoire (cf. section 6.2), à la fixation des mesures d’urgence et/ou de suivi (cf. section 6.3) et à l’acceptabilité des risques (sections 6.4.1 et 6.4.2).

6.2 Condition rendant – par défaut – les risques non tolérables et l’exécution d’un projet de gestion du risque obligatoire

Les outils actuellement recommandés pour l’évaluation des risques d’exposition des personnes (cf. section 3.1), des risques de dissémination (cf. section 3.2) et des risques pour les écosystèmes (cf. sections 4.1 et 4.2) ne permettent pas toujours de se prononcer sur le caractère tolérable ou non de ces risques. Ainsi, si la présence de produits purs à l’état mobile et en des quantités dépassant les capacités physiques de rétention du sol (« produits libres ») peut être objectivée dans le sol et /ou dans l’eau souterraine en surface (couche flottante, LNAPL) ou en profondeur (couche plongeante, DNAPL), les risques seront considérés – par défaut – comme non tolérables, sauf à démontrer le contraire.

Les critères permettant d’objectiver la présence de produits purs en phase libre sont repris en Annexe A-1.

6.3 Principes pour la fixation des mesures d’urgence et/ou de suivi

Les mesures d’urgence sont par définition temporaires. Elles consistent par exemple à clôturer un terrain dans l’attente de mesures de gestion du risque ou interdire temporairement l’emploi de l’eau d’un puits pour certains usages. Les mesures de suivi peuvent être temporaires ou permanentes. Temporaire, il peut s’agir par exemple d’un monitoring avant mise en œuvre des mesures de gestion du risque. Permanente, il peut s’agir de restriction d’usage (visant par exemple à interdire un potager, à interdire l’élimination d’une dalle de béton, à interdire le retour en surface de terres de profondeur, à interdire définitivement l’emploi de l’eau d’un puits pour certains usages, etc.).



Les mesures de suivi peuvent également s’envisager pour couvrir les incertitudes résiduelles associées au pronostic effectué dans certains volets de l’étude des risques. Pour le volet « eaux souterraines » il s’agira typiquement d’un programme de monitoring imposant la répétition – avec une fréquence donnée, éventuellement modulable dans le temps selon l’évolution des résultats – de campagnes de mesures de concentrations en polluant dans l’eau souterraine. Pour le volet « exposition des personnes », il s’agira de campagnes de surveillance de certains paramètres relatifs aux expositions, comme la surveillance de teneurs en polluants volatils dans l’air, de poussières dans l’air, voire des mesures de biomonitoring.

6.4 Conditions limites de volume et de concentration en-deçà desquelles un projet de gestion du risque n’est pas nécessaire et l’évaluation du risque non requise

6.4.1 Volumes minimum de sol non saturé et d’eau souterraine pollués

Pour les eaux souterraines, il pourra être conclu que l’évaluation des risques de dissémination (transport latéral au sein de la nappe) n’est pas requise, si les volumes d’eau souterraine pollués – au sens d’un dépassement des normes d’intervention pour l’eau souterraine

10 – sont inférieurs à 100 m³ (en se référant au volume de sol saturé

d’eau). Pour les sols non saturés, l’expert peut conclure que l’évaluation des risques d’exposition des personnes, des risques de lessivage et des risques pour les écosystèmes n’est pas requise si les volumes de sol pollués – au sens d’un dépassement des normes d’intervention pour la partie fixe du sol

7 – sont inférieurs à 25 m

3.

La convention ci-dessus entend que pour ces cas de figure l’élaboration d’un projet de gestion des risques n’est pas nécessaire. La convention ne s’applique toutefois pas aux situations suivantes :

lorsque la classe de sensibilité est définie comme « zone particulière »11

ou « zone d’habitat »12

;

lorsque l’usage du sol est de type agricole ou horticole ;

lorsque le terrain est situé en zone de prévention de captage ;

lorsqu’il s’agit de polluants volatils se trouvant ou susceptibles de se retrouver sous des surfaces bâties ou destinées à l’être ;

lorsque la pollution concerne des produits purs présents en tant que phase libre dans la zone non saturée ou saturée (cf. Annexe A-1) ;

lorsque sur une même zone cible, il existe plusieurs taches de pollution de même nature dont les volumes cumulés excèdent 25 m

3 ;

lorsque l’administration, sur base d’éléments motivés, estime que les risques doivent tout de même être évalués et la non nécessité d’engager un projet de gestion des risques vérifiée.

6.4.2 Concentrations minimum

Pour autant qu’elles relèvent d’un choix conservatif justifié par l’expert, les concentrations représentatives dont les valeurs sont inférieures aux normes d’intervention relèvent par convention de la plage des risques tolérables (par référence aux principes énoncés supra (cf. 6.1), un projet de gestion du risque est non requis).

_________________________ 10

Définies à l’Annexe 1 de l’Arrêté du Gouvernement de la Région de Bruxelles-Capitale déterminant les normes d’intervention et les normes d’assainissement. 11

Par référence au tableau 5, la « zone particulière » inclut les zones agricoles, les zones vertes, les zones vertes à haute valeur biologique, les zones de parc, les zones forestières, les zones de servitude au pourtour des bois et forêts et les zones de cimetière. 12

Par référence au tableau 5, la « zone d’habitat » inclut les zones d’habitation à prédominance résidentielle, les zones d’habitation, les zones mixtes, les zones de forte mixité, les Zones d'Entreprises en Milieu Urbain (ZEMU), les zones d’équipements d’intérêt collectif ou de service public, les zones administratives et les zones de sport ou de loisir en plein air.



Par analogie, toute valeur déduite de l’application « en retour » des modèles de calcul de l’étape 2 pour la recherche des concentrations associées aux critères d’acceptabilité des risques adoptés dans les parties B, C, D du guide (calcul de valeurs de risque) relève par convention de la plage des risques tolérables si elle est inférieure ou égale à la norme d’intervention. Il s’ensuit – cf. section 2.6, définition du concept de valeur de risque – que la valeur minimum d’une valeur de risque est la norme d’intervention

13.

7. Consignes pour la rédaction des rapports

L’étude de risque se présente sous la forme d’un rapport composé de 3 sections et d’annexes, répartis en 10 chapitres. L’étude de risque est transmise sous forme électronique à l’Institut en un seul exemplaire original, soit par le titulaire de l’obligation de réaliser l’étude de risque ou à défaut par le commanditaire de l'étude de risque s’il ne s’agit pas du titulaire de l’obligation, soit par l’expert en pollution du sol lui-même. Elle doit être signée et datée par le chargé d’étude et par le directeur de l’expert en pollution du sol (ou son délégué).

Le rapport doit clairement être intitulé « Etude de risque ».

Les informations devant figurer à la première page de l’étude de risque sont indiquées à l’annexe A-2. Les signatures peuvent se trouver sur cette page ou en fin de l’étude de risque (juste après les conclusions).

Les chapitres marqués d’un * ne doivent pas figurer dans l’étude de risque si celle-ci est effectuée en même temps que l’étude détaillée ou en même temps que la reconnaissance de l’état du sol et l’étude détaillée, ou si une reconnaissance de l’état du sol a déjà été déclarée conforme et qu’il n’y a pas eu depuis lors de changement du contenu de ces chapitres.

Les nouvelles données qui diffèrent de celles mentionnées dans la reconnaissance de l’état du sol et l’étude détaillée seront ajoutées et commentées.

Le rapport doit suivre la structure ci-dessous :

Section I : données administratives

Chapitre 1 : données administratives *

Ce chapitre reprend au moins les informations suivantes :

- l’identité, les coordonnées et la langue du commanditaire de l’étude de risque ;

- l’identité, les coordonnées et la langue du titulaire de l’obligation de réaliser l’étude de risque ;

- le motif de réalisation de la reconnaissance de l’état du sol (fait générateur);

- l'affectation de la ou des parcelle(s) à étudier au Plan Régional d’Affectation du Sol (PRAS) ;

- la description de l’usage concret actuel et l’usage concret projeté de la ou des parcelle(s) à étudier, compte tenu de sa ou de leur destination(s) telle(s) que prévue(s) dans les certificats, les permis d’urbanisme et les permis de lotir en cours de validité relatifs au terrain, ou, à défaut, telle que déduite de son utilisation actuelle de fait, licite, et des affectations autorisées par les plans d’affectation du sol (l’IBGE accepte à titre d’information que l’usage concret projeté soit déterminé sur base d’un plan de redéveloppement du site pour lequel une demande de permis n’as pas encore était introduite auprès de l’autorité compétente) ;

- la superficie totale de la ou des parcelle(s) à étudier;

- la localisation de la ou des parcelle(s) à étudier (localisation de la ou des parcelle(s) sur une carte

_________________________ 13

En pratique les valeurs de risque calculées inférieures aux normes d’intervention seront clairement indiquées.



topographique, à joindre comme annexe 2 à l’étude de risque ;

- pour chaque parcelle à étudier: les coordonnées cadastrales complètes et la superficie (une matrice et un plan

14 datant de moins de deux ans doivent être joints comme annexe 1 à l’étude de

risque) ;

- pour chaque parcelle à étudier: identité et coordonnées des titulaires de droits réels (actuels et futurs si déjà connus) et des exploitants (anciens, actuels et futurs si déjà connus). Si les titulaires de droits réels sont différents de ceux renseignés sur la matrice cadastrale, une autre preuve de propriété sera jointe (copie du titre de propriété, ..) ;

- les coordonnées Lambert X, Y et Z du centre de la ou des parcelle(s) à étudier.

Section II : étude préliminaire

Chapitre 2 : description de la ou les parcelle(s) à étudier

Ce chapitre devra décrire en détail la ou les parcelle(s) à étudier et particulièrement les caractéristiques qui affectent l’évaluation des risques, notamment :

- situation par rapport à l’habitat et zones bâties ;

- densité et caractéristique des populations humaines situées sur la ou l es parcelle(s) à étudier (enfants, adultes, taux de fréquentation, etc.) ;

- si la ou les parcelle(s) en question est/sont classée(s), placée(s) en liste de sauvegarde ou s’est/se sont vue(s) conférer le statut de réserve naturelle, zone d’espace vert ou zone spéciale de conservation ;

- considération architecturale (nombre d’étage en surface et en sous-sol, surface du bâti, impétrants, revêtements, etc.).

Chapitre 3 : caractéristiques du milieu environnant *

Ce chapitre est consacré à la description des aspects topographiques, à l’utilisation et l’affectation des terrains voisins (zone d’habitat, d’industrie, ...etc.) et aux données concernant la présence d’eau de surface dans un rayon de 500 mètres. Si des forages doivent être réalisés sur le trottoir, l’expert en pollution du sol contrôlera au préalable la présence d'impétrants (eau potable, gaz, électricité, téléphone, télévision, etc.) auprès des sociétés concernées. La présence d'impétrants doit être clairement mentionnée dans l’étude de risque et un plan récapitulatif de l’ensemble des câbles et conduites doit être joint comme annexe 3 à l’étude de risque. La présence de sources potentielles de pollution sur les parcelles voisines pouvant avoir une influence sur la ou les parcelle(s) à étudier doit être mentionnée. Si des études de sol ont déjà été réalisées sur ces parcelles voisines, et que ces études ont un impact sur la présente étude de risque, elles doivent être résumées dans l’étude de risque. Si ces études de sol ne sont pas disponibles à l’Institut, elles devront être annexées au rapport.

Chapitre 4 : données géologiques et hydrogéologiques *

L’étude de risque comprendra une description, établie sur base des documents existants (cartes pédologiques, géologiques, géotechniques), des différentes unités lithostratigraphiques présentes au droit de la ou des parcelle(s) à étudier (profondeurs, épaisseurs, dénomination stratigraphique, nature lithologique et caractéristiques hydrogéologiques). A ces données s’ajoutent les informations suivantes :

- présence de remblais (indication sur leur nature, épaisseur, date de mise en place du remblai) ;

_________________________ 14

plan Cadgis acceptable



- profondeur des eaux souterraines (profondeur constatée et données concernant les autres aquifères) ;

- la direction de l’écoulement des eaux souterraines ;

- la présence de nappes statiques ;

- la présence d’éventuels captages d’eau sur la ou les parcelle(s) à étudier ;

- la présence d’éventuels captages d’eau dans un rayon de 500 m autour de la ou des parcelle(s) à étudier ;

- la présence d’éventuels captages d’eau potable et de zones de protection de ces captages et ce dans un rayon de 2 km autour de la ou des parcelle(s) à étudier ;

- les attestations de recensement de ces captages seront fournies en annexe 5 de l’étude de risque.

Chapitre 5 : résultats des études de sol déjà exécutées *

Un résumé des précédentes études de sol (reconnaissance de l’état du sol et étude détaillée) doit être effectué. Ce résumé comporte au moins les informations suivantes :

- titre de l’étude ;

- année de réalisation de l’étude ;

- date de réalisation des forages ;

- identité du titulaire de l’obligation de réaliser l’étude, du commanditaire de l'étude s'il ne s'agit pas du titulaire de l'obligation et de l’expert en pollution du sol qui s’en est chargé ;

- tableau récapitulatif des résultats d’analyses du sol et des eaux souterraines;

- description des pollutions constatées tant dans le sol que dans l’eau souterraine (type de substance et sa concentration, normes utilisées, volume de la pollution, etc.) ;

- un plan de l’emplacement exact des forages et piézomètres , superposé au plan des installations (y compris la position des bâtiments, caves et la nature du revêtement du sol) doit être joint en annexe 3 à l’étude de risque.

- les conclusions de la reconnaissance de l’état du sol et de l’étude détaillée.

Section III : évaluation des risques L’évaluation des risques intègre le risque d’exposition des personnes, le risque d’atteinte aux écosystèmes et le risque de dissémination de polluants.

Chapitre 6 : risques actuels et futurs d’exposition des personnes

Dans le cas particulier des remblais, la première étape c’est d’évaluer les risques conformément à la partie E « cas particulier des remblais ».

6.1 Risque d’exposition des personnes pour l’usage standard (risque potentiel) L’expert en pollution du sol décrit le modèle conceptuel de site standard par référence aux scénarios d’exposition standards préexistants dans le logiciel recommandé et correspondant le plus à la classe de sensibilité de la ou des parcelle(s) à étudier, tel que stipulé au tableau 5 du Code de Bonnes Pratiques de l'Etude de Risque. L’expert en pollution du sol évalue ensuite le risque potentiel d’exposition des personnes pour l’usage standard. Cette évaluation doit se faire conformément à la partie B du présent guide. Enfin, l’expert en pollution du sol présente les résultats de l’évaluation du risque d’exposition des personnes pour l’usage standard, conformément à la partie B.

6.2 Risque d’exposition des personnes pour l’usage concret actuel



L’expert en pollution du sol définit le modèle conceptuel de site correspondant à l’usage concret actuel de la ou des parcelle(s) à étudier. L’expert en pollution du sol évalue ensuite le risque d’exposition des personnes pour l’usage concret actuel. Cette évaluation doit se faire conformément à la partie B du guide. Le cas échéant, l’expert y présente également les données de terrain supplémentaires acquises pour affiner la modélisation (p.e. mesures de qualité de l’air). Enfin, l’expert en pollution du sol présente les résultats de l’évaluation du risque d’exposition des personnes pour l’usage concret actuel, conformément à la partie B.

6.3 Risque d’exposition des personnes pour l’usage futur (ou l’utilisation concrète projetée) (le cas échéant) L’expert en pollution du sol définit le modèle conceptuel de site correspondant à l’usage futur (ou à utilisation concrète projetée) de la ou des parcelle(s) à étudier, sachant qu’une utilisation concrète projetée est l’usage qui sera fait de la ou des parcelle(s) étudiée(s) sur base d’un certificat, d’un permis de lotir, permis d’urbanisme ou permis d’environnement valides. L’expert en pollution du sol évalue ensuite le risque d’exposition des personnes pour l’utilisation concrète projetée. Cette évaluation doit se faire conformément à la partie B. Enfin, l’expert en pollution du sol présente les résultats de l’évaluation du risque d’exposition des personnes pour l’utilisation concrète projetée, conformément à la partie B.

6.4 Conclusion de l’évaluation du risque d’exposition des personnes L’expert en pollution du sol se prononce, pour chaque parcelle étudiée, sur le caractère tolérable ou non du risque d’exposition des personnes engendré par la pollution pour :

- l’usage standard ;

- l’usage concret actuel ;

- l’usage futur (ou l’utilisation concrète projetée) (le cas échéant).

L’expert se prononce ensuite, pour chaque parcelle étudiée et sur base de l’évaluation du risque d’exposition des personnes pour l’usage concret actuel et, le cas échéant, l’usage futur, sur :

- la nécessité ou non de réaliser un projet de gestion du risque ou éventuellement un projet d'assainissement et sur le délai de notification à l'Institut de tels projets. Ce délai tient notamment compte de l'urgence de la gestion du risque et de l'utilisation du terrain ;

- l'urgence d'une gestion du risque ;

- la nécessité et la nature des mesures d’urgence ou de suivi à prendre, et pour ces dernières leur caractère permanent ou temporaire dans l’attente de la mise en œuvre des mesures de gestion du risque. Si les risques sont exclusivement liés à l’affectation standard (pas de risque en situations concrètes actuelle et, le cas échéant, projetée), les mesures de suivi proposées dans le cadre de l’étude de risque doivent décrire les restrictions d’usage adéquates.

Le titulaire de l’obligation est, dans tous les cas, tenu de gérer les risques pour l’utilisation concrète actuelle. Si un risque non tolérable est déterminé pour l’utilisation concrète projetée, la nécessité de réaliser un projet de gestion du risque est établie, mais elle est à charge de la personne qui a l’intention de réaliser le projet et non pas du titulaire de l’obligation de réaliser l’étude de risque sauf si celui-ci développe lui-même le projet.

Chapitre 7 : risque de dissémination




7.1 Description du modèle conceptuel de site L’expert en pollution du sol décrit – conformément aux recommandations décrites dans la Partie C – le modèle conceptuel correspondant au terrain à étudier, en distinguant, si cela s’avère nécessaire, chacune des parcelles à étudier. Les informations à prendre en compte concernent :

- le contexte hydrogéologique ;

- les propriétés physico-chimiques des zones non saturées (pH, Eh, teneur en argile, teneur en matière organique, ...) et saturées (pH, Eh, ...) ;

- les sources de pollution pertinentes dans le sol et/ou l’eau souterraine considérées représentatives caractérisées par leurs propriétés physico-chimiques, leurs concentrations et leur distribution (tache ou pas par tache ; extension verticale de pollution) ;

- les cibles pertinentes et les objectifs de qualité y afférents ;

- les voies de transfert pertinentes.

7.2. Évaluation du risque de dissémination L’expert en pollution du sol évalue le risque de dissémination des polluants en tenant compte des prescriptions définies à la Partie C. Par référence à l’Annexe A-1, il précise si la présence de produits pur à l'état mobile et en quantités dépassant les capacités physiques de rétention du sol ("produits libres") a pu être objectivée (ou non) dans le sol et/ou dans l'eau souterraine en surface (couche flottante, LNAPL) ou en profondeur (couche plongeante, DNAPL). L’expert en pollution du sol présente les résultats de l’évaluation du risque de dissémination en répondant aux trois questions suivantes :

Question 1 : Est-ce que le(s) polluant(s) est (sont) présent(s) dans la zone non saturée en quantité et sous une forme telles que, sous l’effet du transport vert ical, les objectifs de qualité fixés pour l’eau souterraine (normes d’intervention) au droit de la pollution risquent d’être compromis endéans les 100 années ?

Réponse : oui/non + motivation

Question 2 : Est-ce que le(s) polluant(s) est (sont) présent(s) dans la zone saturée et s’y trouve(nt) en quantité et sous une forme telles que sous l’effet du transport latéral, il existe un risque que le(s) polluant(s) puisse(nt) atteindre endéans les 15 ans une des cibles ?


Question 3 : Est-ce que le(s) polluant(s) est (sont) présent(s) dans la zone saturée (ou bien, sous l’effet du lessivage depuis la zone non saturée, il y sera (seront) probablement présent endéans les 100 ans) et s’y trouve(nt) en quantité et sous une forme telles qu’une extension du volume des eaux polluées est à craindre ayant pour effet un accroissement important des moyens à mettre en œuvre pour l’assainissement ou la gestion du risque ?


7.3 Conclusion de l’évaluation du risque de dissémination



Tenant compte de l’évaluation réalisée au point 7.2 ci-dessus, l’expert en pollution du sol se prononce, pour chaque parcelle étudiée, sur le caractère tolérable ou non du risque de dissémination engendré par la pollution, en distinguant clairement les polluants présentant un risque non tolérable. Dans le cas d’un projet futur, l’expert en pollution du sol devra se prononcer également sur l’impact des travaux projetés (par exemple suite à l’excavation du noyau de pollution) sur le risque de dissémination. L’expert en pollution du sol se prononce ensuite, pour chaque parcelle étudiée et sur base de l’évaluation du risque de dissémination sur :



- la nécessité et la nature des mesures d’urgence ou de suivi à prendre, et pour ces dernières leur caractère permanent ou temporaire dans l’attente de la mise en œuvre des mesures de gestion du risque.

Chapitre 8 : risque d’atteinte aux écosystèmes

8.1 Hypothèses L’expert en pollution du sol indique tout d’abord si la ou les parcelle(s) étudiée(s) s'est (se sont) vue(s) conférer le statut de zone Natura 2000, de réserve naturelle ou de zone à haute valeur biologique. Dans l'affirmatif, le risque d'atteinte aux écosystèmes est évalué conformément à la Partie D du guide.


8.2 Quantification du risque d’atteinte aux écosystèmes L’expert évalue le risque d’atteinte des écosystèmes selon les modalités décrites à la Partie D et justifie les outils (de palier 1 ou de palier 2) retenus.

8.3 Conclusion de l’évaluation du risque d’atteinte aux écosystèmes L’expert en pollution du sol se prononce, pour chaque parcelle étudiée, sur le caractère tolérable ou non du risque engendré par la pollution pour les écosystèmes. L’expert se prononce ensuite, sur base de l’évaluation du risque d’atteinte aux écosystèmes, pour chaque parcelle étudiée, sur :



- la nécessité et la nature des mesures d’urgence ou de suivi à prendre, et pour ces dernières leur caractère permanent ou temporaire dans l’attente de la mise en œuvre des mesures de gestion du risque.

Chapitre 9 : conclusions motivées

Dans ce chapitre, l’expert en pollution du sol formule des conclusions motivées pour chaque parcelle étudiée :

- quant au caractère tolérable ou non :



des risques d’exposition des personnes sur base de l’usage standard, de l’usage concret actuel et, le cas échéant, de l’usage futur (utilisation concrète projetée) ;

des risques de dissémination pour l’usage concret actuel et, le cas échéant, l’usage futur ; des risques d’atteinte aux écosystèmes.

- quant à l’urgence d’une gestion du risque ;

- quant à la nécessité ou non de réaliser un projet de gestion du risque ou éventuellement un projet d’assainissement et quant au délai de notification à l’Institut de tels projets. Ce délai tient notamment compte de l’urgence de la gestion du risque et de l’utilisation du terrain ;

- quant à la nécessité et la nature des mesures d’urgence ou de suivi à prendre, et pour ces dernières leur caractère permanent ou temporaire dans l’attente de la mise en œuvre des mesures de gestion du risque. Si les risques sont exclusivement liés à l’usage standard (pas de risque pour l’usage concret actuel et, le cas échéant, l’usage futur), les mesures de suivi proposées dans le cadre de l’étude de risque doivent décrire les restrictions d’usage adéquates, notamment l’interdiction d’utiliser l’eau d’un puits, de cultiver un potager, ...

Chapitre 10 : formulaire électronique

L’expert en pollution du sol, dûment mandaté par le commanditaire de l’étude de risque, remplit le formulaire électronique destiné à la mise à jour des données de l’inventaire de l’état du sol. Il le fait de manière électronique via le site Internet de l’Institut en même temps que la notification de l’étude de risque à l’Institut. Ce formulaire devra reprendre toutes les informations indiquées sur le site Internet de l’Institut, le résumé non technique, ainsi que les analyses du laboratoire sous un format informatique (XML) leur permettant d’être directement ajoutées à l’inventaire de l’état du sol.

Annexes à l’étude de risque Les annexes suivantes doivent être jointes à l’étude de risque, de préférence dans l’ordre suivant :

1. Les données cadastrales (plan15

et matrice)* ; 2. Localisation de la ou des parcelle(s) sur une carte topographique ou carte routière * ; 3. Le ou les plans indiquant les points de forages, les piézomètres et la localisation des activités

à risque, des bâtiments, des caves, des accidents, des points de rejet des eaux, des tuyauteries souterraines, des zones de revêtement, des terres de remblai et des impétrants ;

4. Photos de la situation de terrain* ; 5. L’attestation de recensement des captages d’eau* ; 6. Plan reprenant les contours de pollution dans le sol et l’eau souterraine ; 7. Plan reprenant les caractéristiques de la nappe: hauteur, sens d’écoulement, coefficients de

perméabilité, gradient, présence d’une couche flottante, etc. ; 8. Rapport d’évaluation des risques d’exposition des personnes

16 ;

9. Rapport d’évaluation des risques de dissémination (en cas d’utilisation d’un modèle de calcul du risque de dissémination).

10. Résumé non technique

Le résumé non technique doit au minimum comporter les éléments suivants : - titre de l’étude ;

- identité du titulaire de l’obligation de réaliser l’étude, du commanditaire de l'étude s'il n'est pas titulaire de obligation et de l’expert en pollution du sol qui s’en est chargé ;

- fait générateur ; - année de réalisation de l’étude ;

- date de réalisation des forages ;

- pollutions constatées tant dans le sol que dans l’eau souterraine (type de substance et sa

_________________________ 15

Plan Cadgis acceptable 16

Le rapport résumé de S-Risk, mais l’IBGE se réserve le droit de demander le rapport détaillée en cas de besoin.



concentration, normes utilisées, volume de la pollution, etc.) ;

- type de pollution (unique, mélangée ou orpheline) ;

- un plan comprenant la localisation des forages, des bâtiments, des activités à risque et une indication des points de forages pour lesquels des dépassements des normes d’intervention et d’assainissement ont été constatés ;

- caractère tolérable ou non : des risques d’exposition des personnes sur base de l’usage standard, de l’usage

concret actuel et, le cas échéant, de l’usage futur (utilisation concrète projetée) ; des risques de dissémination pour l’usage concret actuel et, le cas échéant,

l’usage futur (utilisation concrète projetée) ; des risques d’atteinte aux écosystèmes ;

- urgence d’une gestion du risque ;

- nécessité de réaliser un projet de gestion des risques ou éventuellement un projet d’assainissement et sa date de notification à l’Institut ;

- éventuelles mesures de suivi ou d’urgence. 11. Autres annexes pertinentes

Les annexes marquées d’un * ne doivent pas figurer dans l’étude de risque si celle-ci est effectuée en même temps que l’étude détaillée ou en même temps que la reconnaissance de l’état du sol et l’étude détaillée, ou si une reconnaissance de l’état du sol a déjà été déclarée conforme et qu’il n’y a pas eu depuis lors de changement du contenu de ces annexes.





ANNEXE A – 1 : Comment objectiver la présence de produits purs en phase libre ?





1. Pourquoi objectiver la présence de produit pur en phase libre ?

Les équations implémentées dans les logiciels d’évaluation des risques retenus pour la Région de Bruxelles Capitale partent de l’hypothèse que le sol est un système triphasique composé d’une phase liquide aqueuse (eau porale), d’une phase gazeuse (air du sol) et d’une phase solide (sol). En présence d’une phase additionnelle non aqueuse dans le sol, que cette phase soit mobile ou non, volatile ou non, ces équations ne sont plus valides. En effet, en présence d’une phase additionnelle non aqueuse dans le sol, que celle-ci soit liquide (NAPL) ou solide, des risques additionnels doivent être pris en compte tels que les risques associés à l’ingestion de cette phase libre dans le cadre de l’évaluation des risques d’exposition des personnes. Dans la mesure où l’expert recourt au logiciel d’évaluation de risques recommandé, il y a lieu d’objectiver au mieux la présence (ou non) de produits purs en phase libre.

2. Critères pour objectiver la présence de produits purs en phase libre

Afin de mettre en évidence la présence éventuelle de produit pur en phase libre dans le sol non saturée, l’expert privilégiera

les observations organoleptiques lors du prélèvement des échantillons sur le terrain qui constituent les premières indications de sa présence éventuelle, et

les mesures de terrain (simples et rapides) en recourant o à l’utilisation de colorants (rouge soudan par exemple pour la mise en évidence de solvants

chlorés), o à des tests de solubilité, o au test de la poêle à frire pour la détection d’une irisation de l’eau synonyme de la présence

d’hydrocarbures pétroliers, et

la comparaison des résultats analytiques aux valeurs calculées des concentrations saturantes ou valeurs des concentrations saturantes provenant de la littérature (notées Csat et exprimées en mg/kg)

17 peut constituer une indication supplémentaire pour confirmer (ou infirmer) la présence de

produit pur en phase libre ; elle se détermine selon la relation suivante :

𝐶𝑠𝑎𝑡 = 𝑆

𝜌𝑏(𝐾𝑑 × 𝜌𝑏 + 𝜃𝑤 + 𝜃𝑎 × 𝐻′)

Où S est la solubilité (mg/L), Kd est le coefficient de partition sol-eau (L/kg),

𝜌𝑏 est la densité apparente (kg/L), 𝜃w est la fraction de la porosité dans le sol remplie d’eau (-),

𝜃a est la fraction de la porosité dans le sol remplie d’air (-), H’ est la constante adimensionnelle d’Henry (-), caractéristique de l’équilibre entre les phases gazeuse et aqueuse du polluant.

Au niveau des eaux souterraines,

la présence d’une couche surnageante (LNAPL – Light Non Aqueous Phase Liquid) peut être objectivée principalement par les observations organoleptiques lors du prélèvement des échantillons d’eau souterraine (cf. section 3.2.7 « Mesure de la couche flottante ou plongeante » du Code de Bonnes Pratiques N°3 pour la prise d'échantillon de sol, d'eau souterraine, de sédiment et d'air du sol, ainsi que la préservation (conservation et récipients) des échantillons prélevés) ;

_________________________ 17

Correspondant à la concentration maximale théorique en polluant dans le sol à laquelle les limites d’adsorption sur les particules solides, les limites de solubilité du polluant dans l’eau porale et la saturation de l’air poral sont atteints. Si la capacité maximale de rétention est dépassée, la présence de produit pur en phase libre est (théoriquement) possible.



Remarque relative au critère de dépassement de la solubilité

L’attention de l’expert est attirée sur le fait que le simple dépassement des solubilités (ou des solubilités effectives en cas de mélange) n’est pas un critère suffisant que pour conclure à la présence de produit pur en phase libre ; en effet, des concentrations en polluants peuvent largement dépasser les solubilités, sans qu’une couche surnageante puisse être mise en évidence par le biais d’observations organoleptiques, notamment dans le cas de mélanges d’huiles minérales/hydrocarbures aromatiques monocycliques (HAM) ou de HAP/HAM ou d’huiles minérales/solvants chlorés ou HAP/solvants chlorés où la présence de co-solvants modifie la solubilité et la mobilité des autres polluants.

Détermination du caractère mobile de la couche surnageante par la réalisation de tests de récupération de produit (Source : Codes van goede praktijk - Pump & Treat - Deel 1:

Grondwateronttrekkingsaspecten (OVAM, september 2002) – voir section 2.5.6)

Afin d’évaluer le caractère mobile ou non de la couche surnageante, l’expert procède comme suit :

le volume de produit pur en phase libre (V, exprimé en m³) est estimé à partir de l’épaisseur « apparente » (cf. Figure 4) de la couche la couche surnageante (E, exprimée en m) évaluée à l’aide d’une sonde d’interface et du diamètre du piézomètre (d, exprimé en m) selon la relation :

𝑉 (𝑚³) = 𝐸𝑎𝑝𝑝𝑎𝑟𝑒𝑛𝑡𝑒 × 𝜋 × 𝑑2

4

le volume de produit pur présent dans le massif filtrant du piézomètre d’un diamètre D (exprimé en m), et ayant une porosité donnée (Vpores) s’obtient selon la relation suivante :

𝑉 (𝑚³) = [(𝐸𝑎𝑝𝑝𝑎𝑟𝑒𝑛𝑡𝑒 × 𝜋 × 𝐷2

4) − (𝐸𝑎𝑝𝑝𝑎𝑟𝑒𝑛𝑡𝑒 × 𝜋 ×

𝑑2

4)] × 𝑉𝑝𝑜𝑟𝑒𝑠

le volume de produit pur en phase libre est complètement éliminé par pompage (temps zéro) ;

après un temps t (allant de quelques heures à plusieurs semaines), l’épaisseur de produit pur en phase libre est de nouveau mesurée et le volume estimé par la relation mentionnée supra ;

l’opération peut être répétée 2 à 3 fois en veillant à bien éliminer le produit par pompage à chaque fois ;

les volumes récupérés aux temps t1 (après quelques heures), t2 (après 1 semaine) et t3 (après 2 à 3 semaines) sont comparés au volume initialement pompé (t0) ;

il peut être conclu que le produit pur en phase libre est mobile sous l’effet des forces de gravité

si les volumes récupérés sont du même ordre de grandeur que le volume initial,

que le produit pur en phase libre est peu mobile (voir non mobile) sous l’effet des forces de gravité (produit retenu dans la matrice poreuse par des forces capillaires) si les volumes récupérés sont significativement inférieurs au volume initial.

Exemple : T0 : E = 84 cm, soit un volume V de 1.3 L en considérant un piézomètre de 4.5

cm de diamètre ; T0 : le volume de produit pur présent dans le massif filtrant du piézomètre

http://www.ovam.be/sites/default/files/Code%20van%20goede%20praktijk%20-%20Pump%20%26%20Treat,%20deel%201%20-%20grondwateronttrekkingsaspecten.pdf

http://www.ovam.be/sites/default/files/Code%20van%20goede%20praktijk%20-%20Pump%20%26%20Treat,%20deel%201%20-%20grondwateronttrekkingsaspecten.pdf



d’un diamètre D de 12 cm compte tenu d’une porosité de 25 % : 2.04 L ; T1 (2 heures) : E = 14 cm, soit un volume V1 de 0.22 L ; T2 (1 semaine) : E = 14 cm, soit un volume V1 de 0.22 L ; T3 (3 semaines) : E = 10 cm, soit un volume V3 de 0.16 L ; Il peut être conclu que le produit pur en phase libre est peu mobile étant

donné que les volumes récupérés sont nettement plus faibles que le volume initial (il est supposé que le produit pur provient du massif filtrant entourant le piézomètre ; la couche de produit pur ne provient pas sensu stricto d’un déplacement du produit du sol pollué vers le piézomètre).

Figure 4 : Représentation schématique d’une couche de produit pur en phase libre montrant la différence entre une couche « apparente » et « effective ».

Détermination de l’épaisseur « effective » d’une couche surnageante

Il est important de préciser que l’épaisseur « apparente » d’une couche surnageante, mesurée dans un piézomètre, ne correspond généralement pas à son épaisseur « effective ». Les épaisseurs « apparentes » mesurées dans les piézomètres peuvent être de 2 à 10 fois supérieures aux épaisseurs « effectives ». Par conséquent, les mesures réalisées dans les piézomètres, la formule suivante est utilisée :

𝐸𝑒𝑓𝑓𝑒𝑐𝑡𝑖𝑣𝑒 = 𝐸𝑎𝑝𝑝𝑎𝑟𝑒𝑛𝑡𝑒 × (𝜌𝑒𝑎𝑢 − 𝜌𝑐𝑜𝑢𝑐ℎ𝑒 𝑠𝑢𝑟𝑛𝑎𝑔𝑒𝑎𝑛𝑡𝑒

𝜌𝑐𝑜𝑢𝑐ℎ𝑒 𝑠𝑢𝑟𝑛𝑎𝑔𝑒𝑎𝑛𝑡𝑒

)

Avec : 𝐸𝑒𝑓𝑓𝑒𝑐𝑡𝑖𝑣𝑒 l’épaisseur moyenne de la couche flottante (m),

𝐸𝑎𝑝𝑝𝑎𝑟𝑒𝑛𝑡𝑒 l’épaisseur de la couche flottante mesurée dans le piézomètre (m),

ρeau la masse volumique de l’eau (1000 kg/m³), ρcouche surnageante la masse volumique du produit composant la couche flottante (kg/m³).



la présence d’une couche plongeante (DNAPL - Dense Non Aqueous Phase Liquid) est plus difficilement objectivable et repose typiquement sur le recoupement d’un faisceau d’indices

18 ; si la concentration

dans les eaux souterraines en solvant(s) chloré(s) (cf. 3.1.4 de la parie C) dépasse 10 % de la solubilité du polluant (ou 10 % de la solubilité effective

19 dans le cas d’un mélange de solvants chlorés), la

présence de produit pur en phase libre est présumée ; la règle du dépassement de la solubilité (ou de la solubilité effective) ne fournit qu’une indication de la présomption de DNAPL dans les eaux souterraines ; le recours à des méthodes géotechniques (MIP – Membrane Interphase Probe éventuellement couplé à d

es détecteurs FID20

, PID21

, DELCD22

) peut être utile pour la détection et la délimitation semi-quantitative du panache de pollution.

_________________________ 18

Une description des indices utilisables pour déterminer la présence de DNAPL et leur délimitation est donnée au chapitre 7 du manuel « An illustrated handbook of DNAPL transport and fate in the subsurface », Environmental Agency, UK, https://www.shef.ac.uk/polopoly_fs/1.75662!/file/dnapl_handbook_final.pdf 19

Calculables d’après la loi de Raoult. Il est à noter que la présence d’un co-solvant de faible poids moléculaire résulte en une augmentation de la solubilité effective des composés constituant le mélange (la présence d’un co-solvant invalide la loi de Raoult). Ces effets apparaissent dans la mesure où le co-solvant est présent à plus de 20 % en masse du mélange. 20

Détecteur à ionisation de flamme pour la détection d’hydrocarbures volatils par exemple. 21

Détecteur par photo ionisation pour la détection d’hydrocarbures volatils ou de polluants aromatiques. 22

Dry Electrolytic Conductivity detector pour la détection de polluants chlorés et bromés.

https://www.shef.ac.uk/polopoly_fs/1.75662!/file/dnapl_handbook_final.pdf



ANNEXE A – 2 : Modèle pour la première page de l’étude de risque





ETUDE DE RISQUE

Terrain étudié :

Nom Adresse

Références cadastrales de la ou des parcelle(s) étudiée(s)

Coordonnées du commanditaire de l’étude :

Nom :

Prénom : Dénomination : Raison sociale :

Adresse : Téléphone de la personne de contact : Fax :

Email :

Coordonnées du ou des titulaire(s) de l’obligation de réaliser l’étude de risque :

Nom :

Prénom : Dénomination :

Raison sociale : Adresse : Téléphone de la personne de contact : Fax :

Email :

Coordonnées de l’expert en pollution du sol :

Nom :

Prénom : Adresse : Téléphone du chargé d’étude : Fax : Email : N° agrément et durée de validité :

Numéro de dossier Institut Date de rédaction de l’étude






PARTIE B. RISQUE D’EXPOSITION DES PERSONNES






1. Définitions et concepts spécifiques pour l’évaluation du risque d’exposition des personnes

1.1 Polluant à effets à seuil, sans seuil et à pseudo-seuil

Pour les applications de la présente méthodologie, on distingue trois classes d’effets pour les polluants :

les effets à seuil qui provoquent, au-delà d’une certaine dose, des dommages dont la gravité augmente avec cette dose ; ce sont les effets associés aux polluants non cancérigènes, cancérigènes avec seuil d’effet ou cancérigènes non génotoxiques ;

les effets sans seuil, qui apparaissent quelle que soit la dose avec une probabilité de survenue augmentant avec cette dose ; ce sont les effets associés aux polluants cancérigènes génotoxiques ;

les effets à pseudo-seuil pour les polluants présentant des effets sans seuil mais pour lesquels une Valeur Toxicologique (VT) associé à un effet à seuil est retenu

23.

Un polluant peut présenter un seul type d’effet ou les différents types d’effets.

1.2 Voies d’administration

Pour les applications de la présente méthodologie, les voies d’administration doivent être comprises comme étant les voies par lesquelles un polluant pénètre dans l’organisme. Elles sont au nombre de trois : la voie orale, la voie respiratoire et le contact dermique (ou cutané).

1.3 Valeurs Toxicologiques de Référence

La Valeur Toxicologique de Référence (VTR) est un indice toxicologique qui permet, par comparaison avec l’exposition, de qualifier ou de quantifier un risque pour la santé humaine

24. Elle est établie à partir des données

toxicologiques et épidémiologiques disponibles. Elle est spécifique d’un effet (à seuil25

, sans seuil26

, à pseudo-seuil), du type d’effet (effets systémiques

27, locaux, cancérigènes, mutagènes, etc.), d’une durée d’exposition

(exposition aiguë, sub-chronique ou chronique), et est généralement établie distinctement pour chacune des voies d’administration (VTRinhal, VTRoral et VTRdermal). Pour les applications de la présente méthodologie et tenant compte du logiciel retenu pour procéder à l’évaluation des risques d’exposition des personnes, la terminologie pour désigner les VTR et les unités de celles-ci sont distinctes en fonction du type d’effet. Le Tableau 2 en fait une synthèse. Signalons en outre que seuls les effets chroniques sont évalués.

_________________________ 23

Pour certains polluants, la valeur attribuée relève d’un choix conventionnel qui relève de la politique générale de gestion des sols d’application en Flandre. 24

Définition reprises de l’Agence nationale de sécurité sanitaire, de l’alimentation, de l’environnement et du travail (Anses). 25

Encore nommée « à seuil de dose ». 26

Encore nommée « sans seuil de dose » 27

Effets qui apparaissent en un site distant du point d’entrée du polluant dans l’organisme et qui nécessite une absorption et une distribution du polluant dans l’organisme (Source : http://www.developpement-durable.gouv.fr ).

http://www.developpement-durable.gouv.fr/spip.php?article19418

http://www.developpement-durable.gouv.fr/



Tableau 2 : Terminologie et unités des Valeurs Toxicologiques de Référence d’application en Région de

Bruxelles-Capitale en fonction des voies d’administration et des types d’effets.

Effets Voies d’administration

Voie orale Contact cutané Voie respiratoire

Effets à seuil Dose Journalière Tolérable

pour la voie orale (Oral Tolerable Daily Intake)

Absorption Journalière Tolérable pour le contact cutané

(Dermal Tolerable Daily Uptake)

Concentration Tolérable dans l’Air

(Tolerable Concentration in Air) Unités mg/(kgpoids corporel.jour) mg/(kgpoids corporel.jour) mg/m

3

Effets systémiques TDIoral-syst TDUdermal-syst TCAinhal-syst

Effets locaux TDIoral-local TDUdermal-local TCAinhal--local

Effets sans seuil Facteur de pente oral

(Oral Slope Factor)

Facteur de pente pour le contact cutané

(Dermal Slope Factor)

Excès de Risque Unitaire pour la voie respiratoire

(Inhalation Unit Risk) Unités (mg/(kgp.c.jour))

-1 (mg/(kgp.c.jour))

-1 (mg/m

3)

-1

Effets systémiques SForal-syst SFdermal-syst URinhal-syst

Effets locaux SForal-local SFdermal-local URinhal-local

Effets à pseudo-seuil

Dose Journalière Tolérable pour des effets à pseudo-seuil

(Oral Tolerable Daily Intake for pseudo-threshold effects)

Absorption Journalière Tolérable pour le contact cutané pour des

effets à pseudo-seuil (Dermal Tolerable Daily Uptake for

pseudo-threshold effects)

Concentration Tolérable dans l’Air pour des effets à pseudo-

seuil (Tolerable Concentration in Air for pseudo-threshold effects)

Unités mg/(kgpoids corporel.jour) mg/(kgpoids corporel.jour) mg/m3

Effets systémiques pTDIoral-syst pTDUdermal-syst pTCAinhal-syst

Effets locaux pTDIoral-local pTDUdermal-local pTCAinhal--local

1.4 Risque d’exposition des personnes non tolérable

Le risque d’exposition des personnes engendré par une pollution est jugé non tolérable :

pour les polluants à effets à seuil, si l’Indice de Risque (RI) - défini comme étant le rapport d’une dose d’exposition à la VTR - pour un groupe d’âge est supérieur à 1 ; o s’il s’agit d’effets systémiques, les RI calculés pour chacune des voies d’administration sont

additionnés ; le groupe d’âge28

avec l’exposition la plus élevée détermine le risque ; o s’il s’agit d’effets locaux : les RI calculés pour chacune des voies d’administration ne sont pas

additionnés ; la voie d’administration et le groupe d’âge avec l’exposition la plus élevée déterminent le risque ;

pour les polluants à effets sans seuil, si le risque additionnel de cancer calculé pour une vie entière (noté dans le logiciel ExCR) est supérieur à 1.10

-5 ;

o s’il s’agit d’effets systémiques, les ExCRs calculés pour chacune des voies d’administration sont additionnés ;

o s’il s’agit d’effets locaux, les ExCRs calculés pour chacune des voies d’administration ne sont pas additionnés ;

pour les polluants à effets à pseudo-seuil, si l’indice de risque pour les effets à pseudo-seuil (pRI) calculés pour une vie entière est supérieur à 1 ;

_________________________ 28

S-Risk©

prend 10 classes d’âge en considération pour le calcul des doses d’exposition et regroupées par défaut en 3 catégories pour le calcul des indices de risques, soit

- pour l’enfant : 1 - < 3 ans et de 3 - < 6 ans ; - pour l’adolescent : 6 - < 10 ans et 10 - < 15 ans ; - pour l’adulte : 15 - < 21 ans, 21 - < 31 ans, 31 - <41 ans, 41 - <51 ans, 51 - <61 ans et ≥61 ans.

L’option par défaut implémentée dans le logiciel considère 2 groupes d’âge à l’instar de Vlier-Humaan : de 1-< 6 ans pour l’enfant et >15-71 ans pour l’adulte.



o s’il s’agit d’effets systémiques, les pRIs calculés pour chacune des voies d’administration sont additionnés ;

o s’il s’agit d’effets locaux, les pRIs calculés pour chacune des voies d’administration ne sont pas additionnés ;

si l’Indice de Concentration (CI) – défini comme étant le rapport d‘une concentration (estimée ou mesurée) dans un compartiment spécifique à sa Concentration Limite (notée LIMi) – est supérieur à 1 ; les Concentrations Limites sont disponibles pour l’interprétation des concentrations en polluants présents : o dans l’eau des canalisations, o dans l’air ambiant ; o dans l’air intérieur ; o dans les produits végétaux (légumes, herbe, mais) o dans les productions animales (bœuf, mouton, foie, rein, lait, beurre, œufs).

Les polluants peuvent avoir une combinaison de types d’effets. Tous les résultats doivent être évalués et de façon générale, le résultat le plus strict détermine la décision. Il est à noter cependant que les valeurs attribuées aux LIMi ne correspondent pas toujours à des valeurs légales. En outre, dans la mesure où les valeurs attribuées aux LIMi des produits végétaux et des productions animales correspondent à des valeurs légales imposées par la sécurité de la chaîne alimentaire, ils sont en principe applicables seulement en cas d’activités commerciales. Par conséquent, en cas de dépassement de l’Indice de Concentration, les conclusions de l’expert pourront être modulées en tenant compte des conditions sur site (consommation d’eau/de légumes/de viande limitée ou inexistante, valeur légale ou non de la valeur attribuée à la LIMi

29, recours ou non à des concentrations estimées

ou des mesures représentatives sur la/les parcelle(s) étudiées).

2. Déroulement de l’évaluation du risque d’exposition des personnes

L’évaluation du risque d’exposition des personnes suit les étapes générales 1 à 3 définies à la section 4 de la partie A. En présence de remblais pollués par des métaux lourds et HAPs, l’expert doit utiliser des valeurs de risque pré-calculées – désignées valeurs de risque standard (VRS) d’exposition des personnes (VRS-H)/ (VRE-H) – et assorties de conditions d’utilisation. Les valeurs et le Modèle Conceptuel de site standard décrivant les hypothèses sous-jacentes à leur obtention sont précisées à l’Annexe E. En l’absence de remblais ou en présence de remblais pollués par des polluants autres que les métaux lourds et HAPs, les outils pour le calcul du risque de l’étape 2 sont des outils de palier 2. Ils sont décrits ci-dessous (section 3.1) avec leur modalité d’utilisation (sections 3.2 à 3.5). Selon l’avis de l’expert, des outils de palier 3 pourront éventuellement être mis en œuvre : il s’agira pour l’essentiel de mesures directes dans les vecteurs d’exposition (concentrations dans l’air, dans les poussières dans l’air, l’eau alimentaire, les légumes) dont les résultats

pourront être réinjectés dans les modèles en vue d’affiner le calcul du risque et réduire les incertitudes. Les lignes directrices pour l’interprétation des résultats (étape 3) sont données à la section 4.

_________________________ 29

Pour les zones d’industrie, les Concentrations Limites pour l’air ambient et l’air à l’intérieur (TCL) peuvent être remplacées par les normes de l’arrêté royal modifiant l’arrêté royal du 11 mars 2002 relatif à la protection de la santé et de la sécurité des travailleurs contre les risques liés à des agents chimiques sur le lieu de travail (9 MARS 2014). Pour les polluants qui ne sont pas repris dans cet arrêté, l’expert peut estimer la Concentration Limite sur base du TCL et en tenant compte du temps d’exposition d’une zone d’industrie.



3. Calcul des risques d’exposition des personnes

3.1 Outil S-Risk©

L’outil recommandé en Région de Bruxelles-Capitale est le logiciel S-Risk© développé par le VITO et utilisé pour

l'évaluation des risques associés aux sols pollués en Flandre. Les formules à prendre en compte pour l’évaluation du risque d’exposition des personnes et pour le calcul des valeurs de risque humain sont disponibles sur le site Internet de S-Risk

© (Technical Guidance Document, https://s-risk.be/documents). Tout changement de l’une

ou l’autre de ces équations doit être motivé de manière claire et précise par l’expert en pollution du sol.

S-Risk

© propose trois applications, à savoir :

- l’application I qui permet le calcul de concentrations génériques basées sur les risques pour 4 usages standards (ou pour 6 scénarios standards d’exposition correspondants), soit

o l’usage agricole (type II - résidentiel avec jardin en zone agricole), o l’usage résidentiel (type IIIa- résidentiel avec jardin potager), o l’usage récréatif (type IVa- récréatif de jour avec activités à l’extérieur et type IVb- récréatif de

séjour ; le scénario d’exposition le plus contraignant détermine la concentration générique), o l’usage industriel (type Va-industrie légère et type Vb-industrie lourde avec activités à

l’extérieur ; le scénario d’exposition le plus contraignant détermine la concentration générique) - l’application II dédiée à l’évaluation des risques d’exposition des personnes (soit à partir des scénarios

d’exposition prédéfinis dans le logiciel, soit à partir de scénarios définis par l’utilisateur) ; il est à noter que l’application II propose 3 scénarios d’exposition supplémentaires par rapport à l’application I : résidentiel avec jardin (type IIIb), résidentiel sans jardin (type IIIc) et récréatif de jour avec des activités à l’intérieur (type IVc) ;

- l’application III pour le calcul de valeurs de risque spécifique au site. Le logiciel permet de modéliser de nombreuses voies de transfert (Figure 5), à savoir :

le transfert de polluants au départ du sol de surface et du sous-sol vers l'air extérieur par volatilisation ;

le transfert de polluants au départ du sous-sol vers l'air intérieur par volatilisation (intrusion de vapeur);

le transfert de polluants au départ du sol de surface vers l'air extérieur et l'air intérieur grâce à la remise en suspension de particules de sol ;

le transfert de polluants au départ du sol extérieur vers l’intérieur (via les poussières) ;

le transfert de polluants du sol de surface vers la végétation par absorption par les racines et la translocation au sein de la plante ;

le transfert de polluants de la surface du sol vers la végétation hors-sol à travers les éclaboussures du sol;

le transfert de polluants de l'air extérieur vers la végétation par le dépôt de vapeur et de particules de sol ;

le transfert de polluants du sol vers l’eau distribuée par canalisation d'eau potable par le biais de la perméation ;

le transfert de polluants au départ des eaux souterraines vers l'air extérieur par volatilisation ;

le transfert de polluants au départ des eaux souterraines vers l'air intérieur par volatilisation (intrusion de vapeur) ;

le transfert de polluants au départ du sol vers les eaux souterraines par lessivage ;

le transfert de polluants au départ de l'eau potable vers l’air d’une salle de bains par volatilisation;

le transfert de polluants au départ du sol, de l'eau et de l’alimentation des animaux vers la viande, le lait et les œufs à travers l'exposition des bovins et du poulet.

Notons cependant que le logiciel S-Risk

© ne permet pas de prendre en considération certaines situations, à

savoir :

https://s-risk.be/documents



la présence d’une phase additionnelle non aqueuse (produit pur en phase libre dans le sol, couche flottante ou couche plongeante dans l’eau souterraine) ; pour rappel et conformément à la section 6.2, les risques d’exposition des personnes sont considérés – par défaut

30 – comme non tolérables en

présence de produits purs à l’état mobile et en des quantités dépassant les capacités physiques de rétention du sol (« produits libres ») dans le sol et /ou dans l’eau souterraine en surface (couche flottante, LNAPL) ou en profondeur (couche plongeante, DNAPL) ; les critères permettant d’objectiver la présence de produits pur en phase libre sont fournis à l’Annexe A-1 ;

le dépassement de la solubilité dans l’eau porale ; dans l’hypothèse où la concentration estimée dans l’eau porale dépasse la solubilité, S-Risk

© plafonne cette concentration à la solubilité pour le calcul des

doses d’exposition. Par contre, le logiciel autorise

31 l’introduction par l’expert d’une concentration en polluant dans l’eau souterraine

qui dépasserait la solubilité. Cette valeur introduite manuellement prime sur les concentrations estimées et est utilisée pour l’évaluation des risques.

Figure 5 : Représentation schématique des voies de transfert et des voies d’exposition implémentées dans le

logiciel S-Risk©

(Source : S-Risk – Technical Guidance Document, VITO, 2014).

_________________________ 30

L’expert peut toujours recourir à d’autres équations que celles implémentées dans le logiciel S-Risk©

, moyennant justification, pour démontrer l’acceptabilité des risques d’exposition des personnes associés à la présence de produits purs en phase libre. 31

Un message apparaît à l’écran avertissant l’utilisateur du dépassement de la solubilité.



3.2 Généralités

3.2.1 Données de base pour les calculs des doses d’exposition en fonction des scénarii d’usage

Les données de base pour les calculs des doses d’exposition sont - par défaut - celles fournies par S-Risk©

pour les scénarios d’exposition standards et disponibles sur le site Internet de S-Risk

© (Technical Guidance

Document – Annex IV, https://s-risk.be/documents)32

. Tout changement de l’une ou l’autre de ces données doit être motivé de manière claire et précise par l’expert en pollution du sol.

3.2.2 Propriétés physico-chimiques des polluants pertinents, valeurs toxicologiques de référence, concentrations limites, facteurs de transfert, exposition de fond et concentration de fond

Seront considérés comme polluants pertinents et retenus dans le cadre de l’évaluation des risques d’exposition des personnes, tous les polluants quantifiés dans les sols et les eaux souterraines dont les concentrations dans les sols et/ou les eaux souterraines dépassent la norme d’intervention définie à l’Annexe 1 de l’Arrêté du 8/10/2015 du Gouvernement de la Région de Bruxelles-Capitale déterminant les normes d’intervention et les normes d’assainissement.

Les propriétés physico-chimiques, les valeurs toxicologiques de référence, les concentrations limites, les facteurs de transfert, l’exposition de fond et les concentrations de fond associées :

aux métaux lourds et métalloïdes (As, Cd, CrIII

, CrVI

, Cu, Hg inorganique, méthyl-Hg, Hg élémentaire, Pb, Ni et Zn) ;

aux hydrocarbures aromatiques monocycliques (HAM), plus particulièrement le benzène, le toluène, l’éthylbenzène et les xylènes ;

aux hydrocarbures aromatiques chlorés (chlorophénols, chlorobenzènes) ;

aux hydrocarbures aliphatiques chlorés (dichlorométhane, tétrachlorométhane, tétrachloroethène, trichloroethène, 1,1,1-trichloroéthane, 1,1,2-trichloroéthane, 1,1-dichloroéthane, 1,2-Dichloroéthane, cis-1,2-Dichloroéthène, trans-1,2-Dichloréthène, chlorure de vinyle, trichlorométhane),

aux hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) ;

aux alcanes et cyanure ;

aux fractions d’hydrocarbures pétroliers33

sont disponibles sur la plateforme S-Risk©

(Substance data sheets, https://s-risk.be/documents). Tout changement de l’une ou l’autre de ces valeurs de paramètres doit être motivé de manière claire et précise par l’expert en pollution du sol.

Si l’expert est confronté à un polluant pour lequel il n’y a pas de valeurs fixées sur la plateforme S-Risk©

, une proposition de valeurs doit être présentée par l’expert en pollution du sol. S’agissant plus particulièrement de la proposition de VTR, l’expert peut – par défaut – suivre l’approche pour les effets systémiques et proposer une VTR pour chacune des voies d’administration. L’expert doit au minimum évaluer la cancérogénicité de la substance.

_________________________ 32

L’expert peut également se référer au document suivant pour de plus amples renseignements sur les procédures d’évaluation des risques en Flandre avec S-Risk

© : « Basisinformatie voor risico-evaluaties – Deel 2H - Uitvoeren van een

locatiespecifieke humane risico-evaluatie, aanpassingen 2013 » http://www.ovam.be/sites/default/files/Basisinformatie%20voor%20risico-evaluaties.%20Deel%202-H%20-%20Uitvoeren%20van%20een%20locatiespecifieke%20humane%20risico-evaluatie.%20Aanpassingen%202013..PDF. 33

La répartition en aliphatiques/aromatiques pour les huiles minérales doit être basée soit sur une analyse spécifique (split aliphatiques/aromatiques) soit des données de littérature (p.e. p.136“Achtergrond- document bij de afleiding van bodemsaneringsnormen voor minerale olie” [OVAM, juin 2007]).



http://www.ovam.be/sites/default/files/Basisinformatie%20voor%20risico-evaluaties.%20Deel%202-H%20-%20Uitvoeren%20van%20een%20locatiespecifieke%20humane%20risico-evaluatie.%20Aanpassingen%202013..PDF

http://www.ovam.be/sites/default/files/Basisinformatie%20voor%20risico-evaluaties.%20Deel%202-H%20-%20Uitvoeren%20van%20een%20locatiespecifieke%20humane%20risico-evaluatie.%20Aanpassingen%202013..PDF



3.2.3 Détermination des concentrations représentatives

Lorsque la pollution est distribuée par tache, la concentration représentative à retenir pour l’évaluation des risques d’exposition des personnes sera fixée par défaut à la concentration maximale. Si une autre valeur est retenue le choix effectué est justifié par l’expert. Dans le cas particulier de l’évaluation des risques de volatilisation associés à une pollution des eaux souterraines, la concentration représentative peut être fixée à la concentration maximale parmi celles mesurées dans l’eau souterraine à partir d’échantillons prélevés dans la partie supérieure de la nappe (premier mètre cinquante de la nappe), même si des concentrations plus élevées peuvent être détectées plus en profondeur. Cette démarche constitue en principe un choix de type « réaliste ». Lorsque la pollution n’est pas distribuée par tache, la concentration représentative sera fixée :

soit à la concentration maximale mesurée (Pour n ≤ 5),

soit à une estimation conservative de la moyenne via une analyse statistique (Pour n > 5).

L’expert peut se référer au Tableau 1 afin de justifier son choix de descripteur statistique.

3.2.4 Cibles

S-Risk

© prend 10 classes d’âge en considération pour le calcul des doses d’exposition (Tableau 3). Celles-ci sont

par défaut regroupées en 3 classes d’âge pour le calcul des indices de risques, soit

pour l’enfant : 1 - < 3 ans et de 3 - < 6 ans ;

pour l’adolescent : 6 - < 10 ans et 10 - < 15 ans ;

pour l’adulte : 15 - < 21 ans, 21 - < 31 ans, 31 - < 41 ans, 41 - < 51 ans, 51 - < 61 ans et ≥ 61 ans. L’option par défaut permet cependant de ne considérer que 2 classes d’âge correspondant respectivement

à un enfant âgé de 1 à 6 ans,

à un adulte (par regroupement des classes d’âge de 15 à 71 ans). La cible peut aussi être assimilée à un enfant grandissant

34 correspondant à une personne vivant au droit du

même site toute sa vie pendant les périodes enfant et adulte. Par défaut, toutes les catégories d’âge sont à considérer pour l’évaluation des risques d’exposition des personnes pour les usages standard de type II (agriculture), de type III (résidentiel) et de type IV (récréatif). Pour l’usage standard de type V (industriel), seules les classes d’âge caractérisant l’adulte sont prises en compte. Le poids corporel est précisé pour chacune des tranches d’âge et correspond à des moyennes pour la population belge (hommes et femmes confondus)

35. Les autres paramètres d’exposition spécifiques à chacune des classes

d’âge, soit

les temps d’exposition,

le nombre journalier de douches et de bains,

les fréquences hebdomadaires de prise de douche et de bains,

_________________________ 34

Cette terminologie pourra être retenue dans le cas de l’évaluation des risques associés aux polluants à effets « sans seuil » ou à « pseudo-seuil ». 35

Demarest S. & S. Drieskens, (2004). Health Interview Survey, Belgium, 1997-2001-2004, Health Interview Survey Interactive Analysis. Unit of Epidemiology, Scientific Institute of Public Health, Brussels, Belgium.

Roelants M & R. Hauspie. (2004). Courbes de croissance – Flandre – 2004 (http://www.vub.ac.be/groeicurven/francais.html)

http://www.vub.ac.be/groeicurven/francais.html



les quantités de sol et de poussières ingérées,

la fraction du sol contribuant à l’ingestion de sol et de poussières,

les quantités consommées d’eau, de productions végétales et/ou animales,

les surfaces de peau (totales et exposées),

les quantités de sol et de poussières adhérant à la peau,

les taux d’inhalation (distingués non seulement en fonction de l’âge en recourant à des facteurs de pondération mais également en fonction des activités (pratique de sport pour le scénario récréatif ou activité industrielle lourde)),

sont disponibles sur le site Internet de S-Risk©

(Technical Guidance Document – Annex IV, https://s-risk.be/documents). Tout changement de l’une ou l’autre de ces données (dans la mesure où cette modification est autorisée dans le logiciel) doit être motivé de manière claire et précise par l’expert en pollution du sol. Tableau 3 : Catégories d’âge et poids corporel pris en compte dans S-Risk

©

Catégories - Poids corporel

1 - < 3 ans 12.3 kg 3 - < 6 ans 17.6 kg

6 - < 10 ans 26.8 kg 10 - < 15 ans 44.4 kg 15 - < 21 ans 62.5 kg 21 - < 31 ans 68.5 kg 31 - < 41 ans 70.5 kg 41 - < 51 ans 71.0 kg 51 - < 61 ans 74.0 kg

≥ 61 ans 72.5 kg

3.2.5 Voies d’exposition (implémentées dans S-Risk©)

Les voies d’exposition implémentées dans le logiciel S-Risk©

et qui peuvent être prises en compte dans une évaluation du risque d’exposition des personnes sont définies ci-dessous :

pour la voie orale :

l’ingestion de particules de sol et de poussières (PM10) ;

la consommation d’eau (eau de boisson distribuée par canalisation en polyéthylène ou eau souterraine) ;

l’ingestion de légumes issus de productions locales ;

l’ingestion de viande ;

l’ingestion de lait ;

l’ingestion d’œufs ;

pour la voie respiratoire :

l’inhalation d’air et de poussières (PM10) à intérieur ;

l’inhalation d’air et de poussières (PM10) à l’extérieur ;

l’inhalation de vapeurs durant la prise de douches et de bains ;

pour le contact cutané :

l’absorption au départ du sol et des poussières ;

l’absorption via l’eau durant la prise de douches et de bains.

Les voies d’exposition prises en compte dans les scénarios standards d’exposition prédéfinis dans l’application II du logiciel S-Risk

© sont synthétisées au tableau suivant.





Tableau 4 : Voies d’exposition considérées dans les scénarios standards d’exposition prédéfinis dans le logiciel S-Risk©

(Source : Tableau 27 – S-Risk Technical Guidance Document, VITO, 2014).

Usage Agricole Résidentiel Récréatif Industriel

Scénario d’exposition standard

Résidentiel avec jardin

en zone agricole

Résidentiel avec jardin

potager Résidentiel avec jardin

Résidentiel sans jardin

Récréatif de jour avec activités à l’extérieur

Récréatif de séjour

Récréatif de jour avec activités à l’intérieur Industrie légère

Industrie lourde avec activités extérieures

(type II) (type IIIa) (type IIIb) (type IIIc) (type IVa) (IVb) (type IVc) (type Va) (type Vb)

voie orale

ingestion de particules de sol X X X X X X X X X

ingestion de poussières (PM10) X X X X X X X X

ingestion de légumes (productions locales)

X X

ingestion de viande et de lait (productions locales)

X

consommation d’eau (eau distribuée par canalisation ou eau souterraine) *

X X X X

X X X

contact cutané

absorption au départ du sol X X X X X X X X X

absorption au départ des poussières

X X X X

X X X X

l’absorption via l’eau durant la prise de douches et de bains

X X X X

X

voie respiratoire

inhalation d’air et de poussières (PM10) à l’extérieur

X X X X X X X X X

inhalation d’air et de poussières (PM10) à intérieur

X X X X

X X X X

inhalation de vapeurs durant la prise de douches et de bains

X X X X

X

* Dans les scénarios standards la consommation d’eau correspond à l’eau distribuée par canalisation ; la concentration en eau souterraine est utilisée pour l’exposition des animaux.



3.3 Risque potentiel pour les personnes pour un usage standard

3.3.1 Sélection des scénarios d’exposition standards sur base de la classe de sensibilité et du PRAS

A l’examen du Plan Régional d’Affectation du Sol (PRAS), l’expert en pollution du sol sélectionne la/les classes de sensibilité associée(s) à la/aux parcelle(s) à étudier. La classe de sensibilité détermine la norme d’intervention à retenir au stade de l’étude détaillée pour l’interprétation des concentrations (représentatives) en polluants et l’usage standard. Pour rappel, les normes d’intervention pour le sol définies pour les trois classes de sensibilité correspondent respectivement aux normes d’assainissement du sol fixées à l’Annexe IV de l’Arrêté du Gouvernement flamand fixant le règlement flamand relatif à l’assainissement du sol et à la protection du sol pour les usages standards de type II (agriculture), de type III (zone d’habitat) et de type V (zone industrielle). Dans l’hypothèse où la norme d’intervention est dépassée pour un polluant, l’expert en pollution du sol doit évaluer les risques potentiels d’exposition des personnes par référence au(x) scénario(s) d’exposition standard(s) pré-existants dans le logiciel S-Risk

© correspondant le plus à la classe de sensibilité. Afin de justifier

son choix, l’expert en pollution du sol se réfèrera au tableau suivant qui donne la correspondance entre les classes de sensibilité (d’après l’annexe 1 de l’Arrêté du 8/10/2015 du Gouvernement de la Région de Bruxelles-Capitale déterminant les normes d’intervention et les normes d’assainissement) ainsi que les zones du PRAS qui leurs sont rattachées (d’après l’annexe 3 du même arrêté), les usages standards et les scénarios d’exposition standards à retenir pour l’évaluation des risques potentiels. Tableau 5 : Correspondance entre les classes de sensibilité, les usages standards, les zones du Plan Régional

d’Affectation du Sol (PRAS) et les scénarios d’exposition standards à retenir pour l’évaluation des risques potentiels d’exposition des personnes.

Classes de sensibilité

(Annexe 1 de l’Arrêté du 8/10/2015 du

Gouvernement de la Région de Bruxelles-

Capitale)

Usage standard (Annexe IV de l'Arrêté du Gouvernement flamand

fixant le règlement flamand relatif à

l'assainissement du sol et à la protection du sol)

Zones du PRAS (Annexe 3 de l’Arrêté du 8/10/2015 du

Gouvernement de la Région de Bruxelles-Capitale)


(1)

zone particulière Usage standard de type II (agriculture)

zones agricoles Résidentiel avec jardin en zone agricole (type II)

zones vertes

zones vertes à haute valeur biologique

zones de parc

zones forestières

zones de servitude au pourtour des bois et forêts

zones de cimetière

Récréatif de jour avec des activités à l’extérieur (type IVa)

zone d’habitat Usage standard de type III (zone d’habitat)

zones d’habitation à prédominance résidentielle

zones d’habitation

zones mixtes

zones de forte mixité

Zone d'Entreprises en Milieu Urbain (ZEMU)

Zone d'équipements d'intérêt collectif ou de service public

Zones administratives

Résidentiel avec jardin potager (type IIIa)

zones de sport ou de loisir en plein air Récréatif de jour avec des activités à l’extérieur (type IVa)

zone industrielle Usage standard de type zones d’industries urbaines Industrie légère



V (zone industrielle) (type Va)

zones d’activités portuaires et de transport

zones de chemin de fer

Industrie lourde avec activités extérieures (type Vb)

(1) Par référence aux 6 scénarios d’exposition implémentés dans l’Application I de S-Risk©

.

L’expert en pollution du sol motive son/ses choix et décrit le(s) Modèle(s) Conceptuel(s) de Site standard correspondant à chacun des scénarios d’exposition standard retenu par référence aux informations disponibles sur le site Internet de S-Risk

© (Technical Guidance Document – Annex IV, https://s-risk.be/documents).

3.3.2 Evaluation du risque potentiel d’exposition des personnes

L’expert en pollution du sol procède à l’évaluation des risques potentiels d’exposition des personnes :.

en sélectionnant le(s) scénario(s) d’exposition standard dans l’application II du logiciel S-Risk© ;

en sélectionnant ou en introduisant les paramètres modifiables par l’expert : o le nombre d’horizons distincts constituant le sol ; o les propriétés de chacun des horizons en sélectionnant le type de sol correspondant le mieux à

la situation locale et en modifiant – si nécessaire – ses propriétés (en cas de manque d’information le sol standard implémenté dans le logiciel est choisi (Tableau 6))

o la/les concentration(s) représentative(s) en polluant (cf. section 3.2.3 de la Partie B ) o et la/les profondeur(s) auxquelles la/les pollution(s) ont été mises en évidence.

Tableau 6: Propriétés du sol standard implémenté dans le logiciel S-Risk©.

Paramètre (terminologie S-Risk©

) Unités Valeur

OM Teneur en matière organique % 2

ρs Densité apparente à l'état sec kg/m³ 1480

θw Fraction de la porosité remplie d'eau dans le sol (teneur volumétrique d’eau dans le sol)

m³eau/m³sol 0,2

θa Fraction de la porosité remplie d’air dans le sol (teneur volumétrique d’air dans le sol)

m³air/m³sol 0,23

θs Porosité totale m³solide/m³sol 0,43

CL Taux d’argile % 10

CEC Capacité d’échange cationique méq/100 g 10,8

pH-KCL pH-KCL - 5

Θw,cz Fraction de porosité remplie d’eau dans zone capillaire - 0,24

Lcz Hauteur zone capillaire m 0,5

Kv Perméabilité (air du sol) m² 6,6E-13

Al Contenu en Al mg/kg 1025

Fe Contenu en Fe mg/kg 2000

Ptot Contenu en P total mg/kg 1250




3.4 Risque actuel pour les personnes pour un usage concret actuel

3.4.1 Définition du Modèle Conceptuel de Site correspondant à l’usage concret actuel

L’expert en pollution du sol décrit le modèle conceptuel correspondant à l’usage (ou aux usages) concret(s) actuel(s) de la ou des parcelle(s) à étudier. Lorsque cela s’avère pertinent, le MCS distinguera également les différentes zones cible qu’il y a lieu de distinguer (cf. section 2.9) en précisant pour chacune d’elles :

les sources de pollution dans le sol et/ou l’eau souterraine considérées, caractérisées par leurs concentrations représentatives (cf. section 3.2.3 de la Partie B) et leurs profondeurs respectives ;

les cibles pertinentes : o par défaut, toutes les catégories d’âge (cf. section 3.2.4) – et les propriétés y afférentes – sont à

considérer pour l’évaluation des risques d’exposition des personnes ; o dans le cas particulier d’un usage concret actuel de type industriel, seules les classes d’âge

caractérisant l’adulte – et les propriétés y afférentes – sont prises en compte ; o dans la mesure où les temps d’exposition des cibles pertinentes diffèreraient de manière

significative des temps d’exposition considérés par défaut dans le logiciel, l’expert le mentionnera clairement ;

les voies d’exposition les plus pertinentes en tenant compte de l’usage concret actuel du terrain ; le choix des voies d’exposition les plus pertinentes s’opère parmi celles définies au point 3.2.5 susmentionné ;

la configuration du bâtiment et de ses abords : o s’il s’agit d’un bâtiment sur cave (configuration par défaut), d’un bâtiment sur vide ventilé ou

construit sur dalle en béton ; en présence d’une dalle de béton, sa qualité (en termes de perméabilité à l’air et de porosité) et son épaisseur doivent être décrits ;

o la hauteur des pièces (au minimum la hauteur de la cave ou du vide ventilé si présents et la hauteur des pièces du rez-de-chaussée) nécessaires à l’évaluation des volumes respectifs et à l’estimation des taux de ventilation.

3.4.2 Evaluation du risque actuel d’exposition des personnes

L’expert en pollution du sol procède à l’évaluation des risques actuels d’exposition des personnes :

en sélectionnant le(s) scénario(s) d’exposition standards retenu(s) pour l’évaluation des risques potentiels dans l’application II du logiciel S-Risk© et en y apportant les modifications nécessaires afin de refléter les particularités du site décrites dans le MCS ; si l’usage actuel est trop différent de l’usage standard, l’expert doit choisir l’usage qui correspond le mieux ;

en précisant et en justifiant les propriétés du sol retenues pour chacun des horizons considérés par l’expert ;

en sélectionnant dans S-Risk© les polluants pertinents pour lesquels la/les concentration(s) représentative(s) en polluant et la/les profondeur(s) auxquelles la/les pollution(s) ont été mises en évidence sont précisées.

Lorsque cela s’avère pertinent, les risques actuels seront évalués pour chaque zone cible identifiée et décrite dans le MCS.

Toute modification apportée au scénario standard d’exposition par référence aux informations disponibles sur le site Internet de S-Risk

© (Technical Guidance Document – Annex IV, https://s-risk.be/documents) – que celle-ci

concerne les cibles (catégories d’âge et les paramètres d’exposition y afférents), les voies d’exposition, la configuration du bâtiment ou la présence d’un recouvrement à l’extérieur du bâtiment, sera clairement décrite par l’expert et dûment justifiée.

Il est à noter que dans le logiciel S-Risk©

, la présence à l’extérieur du bâtiment d’un recouvrement de type béton ou asphalte (non prévue dans les scénarios d’exposition standards) peut être gérée par l’expert en




ajoutant une couche dont les propriétés (principalement la porosité) sont celles d’un recouvrement en béton ou asphalte

36. Pour plus d’informations, veuillez-consulter les FAQ sur le site de S-Risk.

3.5 Risque futur pour les personnes pour un usage projeté

3.5.1 Définition du Modèle Conceptuel de Site correspondant à l’usage futur

L’expert en pollution du sol définit le modèle conceptuel correspondant à l’utilisatio n concrète projetée de la ou des parcelle(s) à étudier selon les modalités décrites supra (cf. section3.4.1), sachant qu’une utilisation concrète projetée est l’usage qui sera fait de la ou des parcelle(s) étudiée(s) sur base d’un certificat, d’un permis de lotir, permis d’urbanisme ou permis d’environnement valides.

3.5.2 Evaluation du risque futur d’exposition des personnes

L’expert en pollution du sol procède à l’évaluation des risques futurs d’exposition des personnes pour l’utilisation concrète projetée.

en sélectionnant dans l’application II du logiciel S-Risk© le(s) scénario(s) d’exposition standard(s) retenu(s) correspondant le plus à la situation future et en y apportant les modifications nécessaires afin de refléter les particularités de l’utilisation projetée du site décrites dans le MCS ;

en précisant et en justifiant les propriétés du sol retenues pour chacun des horizons considérés par l’expert ;

en sélectionnant dans S-Risk© les polluants pertinents pour lesquels la/les concentration(s) représentative(s) en polluant (cf. section 3.2.3 de la Partie B) et la/les profondeur(s) auxquelles la/les pollution(s) ont été mises en évidence sont précisées.

Toute modification apportée au scénario standard d’exposition par référence aux informations disponibles sur le site Internet de S-Risk© (Technical Guidance Document – Annex IV, https://s-risk.be/documents) – sera clairement décrite par l’expert et dûment justifiée.

_________________________ 36

Le programme S-Risk©

ne propose pas de valeurs par défaut pour la porosité de ces matériaux.




4. Présentation et interprétation des résultats de l’évaluation du risque d’exposition des personnes

4.1 Présentation des résultats de l’évaluation du risque d’exposition des personnes

Les résultats de l’évaluation du risque d’exposition des personnes sont présentés, sous la forme de tableaux et/ou de graphiques, parcelle par parcelle pour l’usage standard, l’usage concret actuel et, le cas échéant, l’utilisation concrète projetée. Cette présentation comprend – pour l’ensemble des polluants retenus et cibles pertinentes (enfant, adulte ou vie entière) – au minimum les informations suivantes :

pour les polluants à effets à seuil, o la somme des Indices de Risque (RI) calculés pour chacune des voies d’administration s’il s’agit

d’effets systémiques ; o les RI calculés pour chacune des voies d’administration s’il s’agit d’effets locaux ;

pour les polluants à effets sans seuil, o la somme des risques additionnels de cancer (ExCRs) calculés pour chacune des voies

d’administration s’il s’agit d’effets systémiques ; o les ExCRs calculés pour chacune des voies d’administration s’il s’agit d’effets locaux ;

pour les polluants à effets à pseudo-seuil, o la somme des indices de risque pour les effets à pseudo-seuil (pRI) calculés pour chacune des voies

d’administration s’il s’agit d’effets systémiques ; o les pRIs calculés pour chacune des voies d’administration s’il s’agit d’effets locaux ;

les Indices de Concentration (CI) associés à l’eau des canalisations, à l’air ambiant, à l’air intérieur, aux productions animales et végétales en fonction de leur disponibilité et de leur pertinence.

4.2 Interprétation des résultats de l’évaluation du risque d’exposition des personnes

L’expert en pollution du sol doit se prononcer - par référence aux principes d’acceptabilité des risques énoncés au point 1.4. de la Partie B et rappelés supra - pour chaque parcelle étudiée, sur le caractère tolérable ou non du risque d’exposition des personnes engendré par la/les pollution(s) :

pour l’usage standard ;

pour l’usage concret actuel ;

pour l’usage futur (ou l’utilisation concrète projetée) (le cas échéant).

En outre, l’expert procède à une analyse qualitative des incertitudes. Il s’agit

d’une part de ré-analyser l’ensemble des choix – plutôt conservateurs ou réalistes – que l’expert a opéré pour l’évaluation des risques d’exposition des personnes et à évaluer les incertitudes principales que l’expert estime être associées aux résultats ; les incertitudes peuvent concerner (cf. Tableau 7)

o la qualité de certaines données ; o le choix des concentrations représentatives ; o les valeurs paramétriques considérées pour certains des paramètres sensibles de la

modélisation ; o le MCS retenu (et les hypothèses sous-jacentes portant sur la sélection ou non de certaines

voies d’exposition) pour l’évaluation des risques actuels ou futurs ;

d’autre part de la réduction des incertitudes qui peut être obtenue par le remplacement de certaines valeurs critiques des expositions estimées par les modèles (concentrations dans l’eau, dans l’air, dans les légumes, dans les poussières de sol) par des résultats de mesures directes (dont la représentativité et les incertitudes associées doivent être évaluées également).



Tableau 7 : Exemple d’illustration en vue d’évaluer l’influence des hypothèses retenues pour l’évaluation des

risques d’exposition des personnes.

Paramètre Hypothèse retenue Influence sur les résultats des calculs de risque

Concentrations dans les sols Valeurs maximales mesurées Surestimation

Concentrations dans les eaux Valeurs maximales mesurées Surestimation

Données relatives au bâti Paramètres standards retenus Surestimation

Données sur les milieux sol et eau (type de sol, profondeur)

Paramètres standards retenus (granulométrie, foc...)

Surestimation

Modèles de transfert des vapeurs Equations de S-Risk©

Surestimation généralement (source de pollution infinie, équilibre immédiat...)

Biodisponibilité/bioaccessibilité Non prise en compte Surestimation

L’expert en pollution du sol évalue les résultats issus de la modélisation de façon critique en tenant compte notamment :

des critères ayant conduit à conclure au caractère tolérable ou non du risque d’exposition des personnes ; si l’expert conclut au caractère non tolérable des risques sur base d’un dépassement d’une Concentration Limite (CL), les conclusions de l’expert pourront être modulées en tenant compte des conditions sur site (consommation d’eau/de légumes/de viande limitée ou inexistante, valeur légale ou non de la valeur attribuée à la LIMi

37, recours ou non à des concentrations estimées ou des mesures

représentatives sur la/les parcelle(s) étudiées) ;

des résultats de l’analyse des incertitudes ;

du pourcentage du risque lié à l’exposition de fond.

Selon les résultats de la modélisation ainsi que de l’analyse globale des incertitudes, l’expert se prononce, tenant compte notamment de la sensibilité des paramètres dans le modèle, des caractéristiques générales du site et contexte de l’étude, sur la pertinence et les intérêts d’approfondir éventuellement l’analyse par le recours à des données de terrain additionnelles (décision pour engager un palier 3). Tenant compte de l’analyse critique, l’expert conclut finalement, par référence aux directives générales énoncées dans la partie A, section 6 :

sur la nécessité ou non de réaliser un projet de gestion du risque ou éventuellement un projet d'assainissement ;

sur l’urgence ou non du projet de gestion du risque d’exposition des personnes ; la gestion du risque d’exposition des personnes est considérée comme urgente si le risque d’exposition des personnes sur base de l’usage concret actuel est non tolérable et des mesures d’urgence sont nécessaires. Dans ce cas, la gestion du risque doit démarrer au plus tard dans les 6 mois et se terminer dans les plus brefs délais

_________________________ 37

Pour les zones d’industrie, les Concentrations Limites pour l’air ambient et l’air à l’intérieur (TCL) peuvent être remplacées par les normes de l’arrêté royal modifiant l’arrêté royal du 11 mars 2002 relatif à la protection de la santé et de la sécurité des travailleurs contre les risques liés à des agents chimiques sur le lieu de travail (9 MARS 2014). Pour les polluants qui ne sont pas repris dans cet arrêté, l’expert peut estimer la Concentration Limite sur base du TCL et en tenant comp te du temps d’exposition d’une zone d’industrie.



avec un maximum de 4 ans, à dater de la déclaration de conformité par l’Institut de l’étude de risque. L’expert en pollution du sol pourra néanmoins proposer, sur base d’une justification dûment motivée, d’autres délais pour approbation,

la nécessité et la nature des mesures d’urgence et/ou de suivi à prendre, avec le cas échéant, les prescriptions recommandées pour leur mise en œuvre.



ANNEXE B–1 : Procédure pour la mesure de la qualité de l’air



PREAMBULE

Le contenu de la présente annexe est reprise de l’ « Annexe B10 : Protocole d’échantillonnage de l’air dans le cadre de l’évaluation des risques liés à l’inhalation - Prélèvements et analyses - directives générales » du Guide de Référence pour l’Etude de Risques – GRER (version 02)). Certaines références, notamment celles portant sur les propriétés physico-chimiques et/ou toxicologiques, ont été adaptées au contexte bruxellois.



Table des matières

B1-1 Normes de prélèvement et d’analyse pour l’air intérieur ou extérieur .................................. 64 B1-1.1. En mode actif (par pompage) ..................................................................................... . ..... 64 B1-1.2. En mode passif (par diffusion)....................................................................................... . ....64 B1-1.3. Normes de qualité de l’air........................................................................................... .. ......65

B1-2 Normes de prélèvement et d’analyse pour l’air du sol ........................................................... 65 B1-3 Prélèvements d’air - règles générales .................................................................................. 65

B1-3.1. Implantation, nombre et localisation des prélèvements d’air intérieur/extérieur ............. 67 B1-3.2. Implantation, nombre et localisation des prélèvements d’air du sol ................................ 67 B1-3.3. Règles relatives au type et à la fréquence d'analyses ....................................................... 68

B1-3.3.1. Sol et/ou eau souterraine pollués à plus de 1,5 m de profondeur avec ou sans présence d’une couche surnageante.. .................................................................. 68

B1-3.3.2. Sol et/ou eau souterraine pollués à moins de 1,5 m de profondeur. ............... . 68 B1-3.3.3. Sol et/ou eau souterraine pollués à moins de 1,5 m de profondeur avec

présence d’une couche surnageante. .................................................................. . 69 B1-3.4. Stratégies dérogatoires ...................................................................................................... 69

B1-4 Références ......................................................................................................................... 69 B1-5 Schéma de principe d’un piézair et recommandations pratiques .......................................... 70



Deux types de prélèvement d’air sont concernés par ce protocole : le prélèvement et analyse de l’air intérieur ou extérieur et le prélèvement et analyse de l’air du sol. Le prélèvement et analyse de l’air intérieur ou extérieur constitue une mesure directe et vise spécifiquement la quantification de l’exposition des cibles déterminées dans l’étude des risques. Le prélèvement et analyse de l’air du sol constitue une mesure indirecte pour la détermination de la qualité de l’air intérieur et vise à affiner le modèle et plus spécifiquement le processus de volatilisation des polluants dans le sol.

B1-1 Normes de prélèvement et d’analyse pour l’air intérieur ou extérieur Deux modes de prélèvements sont à prendre en compte : le mode actif par pompage dans lequel on force l’air à passer sur le système de prélèvement et le mode passif sans pompage dans lequel seule la diffusion conduit le polluant au système de prélèvement. Pour les prélèvements de type sorption sur support (comme le charbon actif), deux modes de désorption pour analyse sont envisageables : la désorption thermique et la désorption par solvant.

B1-1.1. En mode actif (par pompage) Les normes à suivre sont :

NBN-EN-ISO 16017-1:2000 Air intérieur, air ambiant et air des lieux de travail – Echantillonnage et analyse des composés organiques volatils par tube à adsorption/désorption thermique/chromatographie en phase gazeuse sur capillaire – Partie 1 : Echantillonnage par pompage.

NBN-EN-ISO 16200-1:2001 Qualité de l'air des lieux de travail -- Échantillonnage et analyse des composés organiques volatils par désorption au solvant/chromatographie en phase gazeuse – Partie 1 : Méthode d'échantillonnage par pompage.

Remarque importante : la méthodologie et les étalons utilisés pour quantifier notamment les différentes fractions d’huiles minérales (pour l’évaluation des risques) doivent être détaillés dans le certificat du laboratoire.

B1-1.2. En mode passif (par diffusion)

ISO 16017-2:2003 Air intérieur, air ambiant et air des lieux de travail – Echantillonnage et analyse des composés organiques volatils par tube à adsorption/désorption thermique/chromatographie en phase gazeuse sur capillaire – Partie 2 : Echantillonnage par diffusion.

ISO 16200-2:2000 Qualité de l'air des lieux de travail -- Échantillonnage et analyse des composés organiques volatils par désorption au solvant/chromatographie en phase gazeuse – Partie 2: Méthode d'échantillonnage par diffusion.

Remarque importante : la méthodologie et les étalons utilisés pour quantifier notamment les différentes fractions d’huiles minérales (pour l’évaluation des risques) doivent être détaillés dans le certificat du laboratoire.



B1-1.3. Normes de qualité de l’air

A défaut de précision actuelle sur les normes à respecter pour la qualité de l’air, il y a lieu de se référer aux

propriétés physico-chimiques et toxicologiques disponibles sur la plateforme S-Risk©

(Substance data sheets, https://s-risk.be/documents).

B1-2 Normes de prélèvement et d’analyse pour l’air du sol Pour le prélèvement d’air du sol avec pompage, il est conseillé de suivre les lignes directrices de la norme ISO 10381-7:2005. (Qualité du sol -- Échantillonnage -- Partie 7: Lignes directrices pour l'échantillonnage des gaz du sol

38) tout en tenant compte des recommandations pratiques qui sont fournies en B1-5.

Pour le prélèvement par diffusion, il est conseillé de suivre les méthodologies des normes présentées ci-avant au point B10-1.2. Pour l’analyse de l’air du sol sur support ayant fixé l’analyte, il est conseillé de suivre les méthodologies des normes présentées ci-avant aux points B1-1.1. et B1-1.2. D’autres types de prélèvement (que la fixation sur charbon actif) existent (canister, sac Tedlar) et sont envisageables pour autant qu’ils permettent d’atteindre des niveaux de concentrations par polluant de l’ordre de grandeur de la VTR.

B1-3 Prélèvements d’air - règles générales Le prélèvement et analyse de l’air intérieur ou extérieur constitue une mesure directe et vise spécifiquement la quantification de l’exposition des cibles déterminées dans l’étude des risques. De manière générale, il convient d’éviter les zones de la pièce largement exposées à des courants d'air, comme les zones proches de portes et fenêtres ainsi que les zones proches des sources de chaleur. De même, il convient d'éviter les zones proches de sources de pollution de l’environnement intérieur connues (activités de peinture, stockage de produits de nettoyage, etc.) des substances recherchées au sein même de la pièce. Une attention particulière sera portée sur le choix de l’emplacement du point de prélèvement en cas de présence de voies privilégiées de transfert au sein même de la pièce (lavabos, éviers, gaines électriques, tuyaux de chauffage …). Ces emplacements de prélèvements ne seront pas privilégiés dans un premier temps, pour une caractérisation globale de la qualité de l’air respiré (sauf en cas de présence prolongée des occupants à proximité). La variation au cours du temps des concentrations de substances à l’intérieur des bâtiments en raison de l’évolution temporelle de nombreux facteurs (chauffage, ventilation, activités dans le local, conditions climatiques, etc.) conduit à choisir la période de prélèvement avec beaucoup de précautions en fonction des influences potentielles connues de ces derniers mais également pressenties lors de la visite. De manière à apprécier les concentrations dans l’air intérieur potentiellement pollué par des gaz issus du sol/ou de la nappe, les prélèvements seront réalisés autant que possible dans des conditions usuelles d’occupation, et à défaut, par prudence, dans les conditions les moins favorables. Ces conditions de mesures sont à documenter, pendant le prélèvement. Elles concernent notamment les conditions de ventilation et de chauffage des bâtiments, la température à l’intérieur et à l’extérieur des bâtiments, la vitesse et la direction du

_________________________ 38

La norme ISO 10381-7:2005 ne traite pas du mesurage des gaz du sol entrant dans l'atmosphère, ni de l'échantillonnage des gaz atmosphériques ou encore des modes opératoires d'échantillonnage passif.




vent, l’évolution de la pression barométrique et le niveau de la nappe, etc. Ces facteurs influent sur la différence de pression entre le sol et les bâtiments, qui jouent un rôle potentiellement déterminant dans le transfert des gaz du sol vers l’air intérieur (gaz du sol aspirés ou non). Une dépression du bâtiment vis-à-vis du sol, et donc le transfert de vapeur vers l’air intérieur, sont favorisés par :

le chauffage et une température intérieure supérieure à la température extérieure (« effet de cheminée » ; Waitz et al., 1996, US EPA, 2004) ;

une mise en dépression par une ventilation de type Ventilation Mécanique Contrôlée (VMC) ;

le vent (Waitz et al., 1996, US EPA, 2004) ;

une baisse de la pression barométrique (au passage d’une dépression ; INERIS,2006) ;

une remontée du niveau de la nappe, conduisant au transfert de l’air du sol vers la surface. En conséquence, afin d’évaluer le transfert des gaz du sol vers l’air intérieur, il est recommandé de réaliser a minima deux campagnes de mesures par an : une en condition hivernale (avec chauffage) et une en condition estivale ; Si les prélèvements ne sont pas réalisés en conditions usuelles d’occupation des locaux (par exemple pour des raisons d'organisation), il est alors recommandé de s’en rapprocher, notamment au niveau des habitudes d'aération (ouvertures usuelles des portes, des fenêtres (re-simulation de mouvements d'air) et de chauffage. Il est préférable de veiller à ce qu'aucune activité potentiellement co-contributrice (activités des populations telles que bricolage, tabagisme, etc.) ne soit effectuée en parallèle du prélèvement, et le cas échéant, cela doit être renseigné. La réalisation de prélèvement en période de surpression barométrique sera à éviter. Les données météorologiques sont à acquérir de façon privilégiée à partir d’une ou plusieurs stations météorologiques mobiles situées sur et/ou à proximité du site considéré. Les fluctuations du suivi de la nappe sont également à renseigner, plus particulièrement en cas de pollution de cette dernière, ou si son niveau statique est proche de la « source sol ». Un formulaire de prélèvement reprenant les conditions du terrain durant le prélèvement est à remplir pour chaque campagne. Le prélèvement et analyse de l’air du sol constitue une mesure indirecte pour la détermination de la qualité de l’air intérieur et vise à affiner le modèle et plus spécifiquement le processus de volatilisation des polluants dans le sol. Il y a lieu pour la méthodologie de prélèvement de se référer aux lignes directrices proposées ci-dessous

39.

L’analyse d’air du sol est également utilise pour affiner l’évaluation des risques en situation projetée lorsque la cible n’est pas encore présente (habitation projetée).

Directives pratiques :

1) Dans un souci de validation des résultats et de la représentativité des calculs du modèle, il est recommandé de réaliser en parallèle les mesures d’air du sol et les mesures d’air intérieur et/ou extérieur.

2) La mesure d’air extérieur dans ce protocole n’est mise en œuvre que lorsque cette voie d’exposition est déterminée problématique par le modèle (concentration calculée dans l’air extérieur supérieure à la VTR).

3) Les mesures d’air du sol ne sont pas strictement imposées dans ce protocole. En effet, il peut arriver que la réalisation de ces mesures soit délicate selon la configuration du terrain. Ces mesures peuvent

_________________________ 39

Il est à noter que le Code de Bonnes Pratiques N°3 relatif à l’échantillonnage disponible sur le site internet de l’Institut comporte également à sa section 3.4 des directives pour l’échantillonnage de l’air du sol.

http://195.244.174.34/uploadedFiles/Contenu_du_site/Professionnels/Themes/Sol/02_Identification_et_traitement/01Procédures/3_CdBP_échantillonnage_FR(1).pdf



ne pas être réalisées pour autant que les mesures d’air intérieur ou extérieur puissent être jugées représentatives de la situation modélisée.

4) Lorsqu’une cave ou un vide ventilé est présent, il est recommandé de prélever dans la cave (qualifié d’air dans les caves ou vides ventilés selon les logiciels d’évaluation) et dans l’espace de vie (qualifié d’air intérieur).

5) Une mesure « blanc » située hors de l’emprise de la pollution doit être réalisée par campagne de mesure et uniquement pour l’air ambiant (le plus souvent à l’extérieur). Un prélèvement actif et un prélèvement passif sont recommandés pour ce blanc.

6) Un formulaire de prélèvement reprenant les conditions du terrain durant le prélèvement est à remplir pour chaque campagne.

B1-3.1. Implantation, nombre et localisation des prélèvements d’air intérieur/extérieur Etant donné la variabilité de l’air intérieur dans le temps et l’espace, deux méthodes de prélèvements sont recommandées, le prélèvement actif (avec pompage) et le prélèvement passif (sans pompage). Le prélèvement actif permet une analyse quantitative alors que le prélèvement passif par son temps d’exposition plus long permet un lissage/une moyenne des mesures pour éviter les variations ponctuelles. En fonction des concentrations attendues, la durée du prélèvement peut varier de quelques heures à plusieurs jours. Elle doit être suffisante pour garantir que les limites de détection des méthodes d’analyses utilisées soient inférieures aux normes de qualité de l’air (cf. Substance data sheets, https://s-risk.be/documents) et que l’échantillon soit bien représentatif de la situation visée (air de la cave, du vide ventilé ou air intérieur). Précisons à cet égard, qu’il est fait l’hypothèse dans le logiciel S-Risk

© que l’air intérieur est renouvelé 1 fois par

heure pour les usages de type agricole, résidentiel et récréatif et 2 fois par heure pour un usage de type industriel. Le lieu de l’échantillonnage doit être situé le plus proche possible de la cible (à hauteur d’homme, à 1,80 m) et au droit de la zone la plus polluée. Lorsqu’une cave ou un vide ventilé est présent, il est recommandé de prélever dans la cave (qualifié d’air dans les caves ou vides ventilés selon les logiciels d’évaluation) et dans l’espace de vie (qualifié d’air intérieur). Afin de tenir compte des phénomènes d’échelle, le présent protocole recommande :

pour l’air intérieur, un prélèvement sur tube passif et un prélèvement sur tube actif par 50 m² de bâti où la pollution est sous-jacente ;

pour l’air extérieur, un prélèvement sur tube passif et un prélèvement sur tube actif par 100 m² où la pollution est sous-jacente.

En outre, un prélèvement actif et un prélèvement passif situés hors de l’emprise de la pollution (le plus souvent à l’extérieur) doivent être réalisés afin de tenir compte du bruit de fond ou d’éventuelles variations locales.

B1-3.2. Implantation, nombre et localisation des prélèvements d’air du sol Le prélèvement peut se faire par pompage dans un piézair (ouvrage permanent) ou dans une canne temporaire enfoncée dans le sol ou par diffusion. Un schéma de principe d’un piézair est fourni en B1-5. Le débit de pompage doit être connu, constant et faible. L’air est pompé dans un sac ou à travers un tube à charbon actif. Au préalable, on aura pris soin de pomper une quantité d’air (purge) au moins égale au volume de l’ouvrage concerné (intégrant le volume d’air dans le massif filtrant). Le prélèvement peut également être effectué (via un Canister) pour autant que le niveau de concentration requis déterminé ci-après soit atteint.




Le lieu de l’échantillonnage doit être situé le plus proche possible de la zone la plus polluée. Les paramètres d’échantillonnage doivent être adaptés et permettre d’atteindre des niveaux de concentrations par polluant de l’ordre de grandeur de la VTR. Afin de tenir compte des phénomènes d’échelle, le présent protocole recommande :

pour la mesure d’air du sol destinée à calibrer le modèle pour l’air intérieur, un prélèvement par 50 m² de bâti où la pollution est sous-jacente ;

pour la mesure d’air sol destinée à calibrer le modèle pour l’air extérieur, un prélèvement (passif ou actif) par 100 m² où la pollution est présente.

B1-3.3. Règles relatives au type et à la fréquence d'analyses Afin de ne pas imposer des monitorings excessifs, 3 cas de pollution sont à distinguer avec prescriptions différentes en fonction de la profondeur de la pollution, du type/nature de phase présente et de la configuration :

1) Cas où le sol et/ou l’eau souterraine sont pollués à plus de 1,5 m de profondeur (avec ou sans présence d’une couche surnageante).

2) Cas où le sol et/ou l’eau souterraine sont pollués à moins de 1,5 m de profondeur. 3) Cas où le sol et/ou l’eau souterraine sont pollués à moins de 1,5 m de profondeur (avec présence

d’une couche surnageante).

B1-3.3.1. Sol et/ou eau souterraine pollués à plus de 1,5 m de profondeur avec ou sans présence d’une couche surnageante. Il y a lieu de réaliser au minimum deux phases de prélèvements à fréquence semestrielle comme décrit ci-dessous. L’expert réalise des mesures d’air du sol et d’air intérieur (TA : Tube en mode actif et TP : Tube en mode Passif) selon les modalités précisées dans le présent protocole. Tableau B-1 : Fréquence de monitoring recommandée lorsque le sol et/ou l’eau souterraine sont pollués à plus

de 1,5 m de profondeur.

Initial Final (6 mois)

Air du sol X X

Air intérieur (TA et TP) X X

B1-3.3.2. Sol et/ou eau souterraine pollués à moins de 1,5 m de profondeur. Il y a lieu de démarrer un monitoring d’une durée minimum d’un an et avec des prélèvements tous les 6 mois comme décrit ci-dessous, donc 3 phases au minimum. L’expert réalise des mesures d’air du sol et d’air intérieur (TA et TP) selon les modalités précisées dans le présent protocole.

Tableau B-2 : Fréquence de monitoring recommandée lorsque le sol et/ou l’eau souterraine sont pollués à

moins de 1,5 m de profondeur.

Initial 6 mois Final (après 1 an)

Air du sol X X X

Air intérieur (TA et TP) X X X



B1-3.3.3. Sol et/ou eau souterraine pollués à moins de 1,5 m de profondeur avec présence d’une couche surnageante. Il y a lieu de démarrer un monitoring d’une durée minimum d’un an et avec des prélèvements tous les 4 mois comme décrit ci-dessous, donc 4 phases au minimum. L’expert réalise des mesures d’air du sol et d’air intérieur (TA et TP) selon les modalités précisées dans le présent protocole.

Tableau B-3 : Fréquence de monitoring recommandée lorsque le sol et/ou l’eau souterraine sont pollués à

moins de 1,5 m de profondeur avec présence d’une couche surnageante.

Initial 4 8 mois Final (après 1 an)

Air du sol X X X X

Air intérieur (TA et TP) X X X X

B1-3.4. Stratégies dérogatoires L’expert peut définir une stratégie dérogatoire adaptée aux spécificités du terrain étudié. Sur base de son expertise et son jugement professionnel, l’expert justifie sa « dérogation » en argumentant sur la qualité et l’équivalence de sa démarche. Rappelons dans cette partie dédiée aux stratégies dérogatoires que bien que recommandées pour le calibrage du modèle (ou pour détecter des impacts parasites intérieurs non liés à la pollution), les mesures d’air du sol ne sont pas strictement imposées dans ce protocole. En effet, il peut arriver que la réalisation de ces mesures soit délicate selon la configuration du terrain. Ces mesures peuvent ne pas être réalisées pour autant que les mesures d’air intérieur ou extérieur soient jugées représentatives de la situation modélisée.

B1-4 Références

Bour, O., Mode Opératoire - Apports et limitations de l’analyse des gaz du sol, Janvier 2013, Étude réalisée pour le compte de l’ADEME (INERIS).

Gobel, H., Uitdamping en bodemverontreiniging – Deel 1: Bodemlucht- en binnenluchtmetingen: veldwerk en analyses, juin 2004 (OVAM).

Gobel, H., Uitdamping en bodemverontreiniging – Deel 3: Code van goede praktijk voor bepaling van binnenluchtkwaliteit bij bodemverontreiniging, juin 2004 (OVAM)

Otte, P.F., Richtlijn voor luchmetingen voor de risicobeoordeling van bodemverontreiniging – rapport 711701048/2007(RIVM).

OVAM : http://www.ovam.be/bodemverontreiniging-en-binnenluchtkwaliteit

Marchand C., Caractérisation de la qualité de l’air ambiant intérieur en relation avec une éventuelle pollution des sols par des substances chimiques volatiles et semi-volatiles, N° DRC-10-109454-02386B, 25 juin 2010 (INERIS).

http://www.ovam.be/bodemverontreiniging-en-binnenluchtkwaliteit



B1-5 Schéma de principe d’un piézair et recommandations pratiques

Figure B-1 : Schéma de principe d’un piézair.

Placement du piézair : o La partie crépinée/gravillonnée doit impérativement être isolée de la surface par un bouchon

étanche (bentonite). Piézomètre crépiné dans la zone non saturée. o Le tube à charbon actif peut être placé directement dans le piézair (de préférence) ou en

sortie du tuyau avant la pompe.

Débit : o un débit trop important induira des interférences liées à la pression dans le tube. o Il est donc recommandé de ne pas dépasser un débit de 200 ml/mn

Volume pompé : o Avant d’effectuer le prélèvement proprement dit, le volume présent dans le tuyau de

polyéthylène doit être prépompé à faible débit. Ce débit sera maintenu pour l’échantillonnage proprement dit.

o Plus le volume pompé est élevé, plus l'inclusion d'air ambiant est probable, notamment lorsque l'échantillonnage est effectué à proximité de la surface.

o Dans ce cas, des faibles volumes sont plus particulièrement conseillés (attention, le volume est également fonction de la limite de détection voulue).

Profondeur d’échantillonnage : o Lors de l'échantillonnage des gaz du sol à proximité de la surface, l'effet de la pénétration de

l'air ambiant doit être pris en compte. o Une profondeur minimale de 0.75 m est généralement recommandée.


PARTIE C. RISQUE DE DISSEMINATION






1. Définitions et concepts spécifiques pour l’évaluation du risque de dissémination

1.1 Risque de dissémination (lessivage et transport latéral) non tolérable

Le risque de dissémination – comprenant le risque d’atteinte des eaux souterraines par lessivage et le transport latéral dans l’eau souterraine – engendré par une pollution est jugé non tolérable lorsque :

le polluant est présent dans la zone non saturée en quantité et sous une forme telles que, sous l’effet du transport vertical, les objectifs de qualité (normes d’intervention définies dans l’Arrêté du Gouvernement de la région de Bruxelles-Capitale du 17 décembre 2009 déterminant les normes d’intervention et les normes d’assainissement) fixés pour l’eau souterraine

40 au droit de la pollution

risquent d’être compromis endéans les 100 années ;

le polluant est présent dans la zone saturée (ou bien, sous l’effet du lessivage depuis la zone non saturée, il y sera probablement présent endéans les 100 ans) et s’y trouve en quantité et sous une forme telles que :

o sous l’effet du transport latéral, il existe un risque que les polluants puissent atteindre endéans les 15 ans une des cibles suivantes : une eau de surface, une eau souterraine, un captage d’eau potable public, un captage industriel ou particulier, terrain voisin ou parcelle voisine non encore affecté(e) par le polluant concerné, un écosystème particulier (zone NATURA 2000, zone à haute valeur biologique, etc) ;

o ou bien une extension du volume des eaux polluées est à craindre qui aura pour effet un accroissement important des moyens à mettre en œuvre pour l’assainissement ou la gestion du risque

41.

Remarque : Il est à noter qu’un impact avéré sur les eaux souterraines - au sens d’un dépassement des normes d’intervention définies pour l’eau souterraine, objectivé au droit de la pollution ou en limite aval de la parcelle étudiée - ne constitue pas en soi un risque de dissémination. Par convention, le risque de dissémination vise le transport de la pollution (vertical et/ou latéral) qui aboutirait à compromettre de nouvelles ressources.

1.2 Valeur de risque de lessivage

La valeur de risque de lessivage correspond à une concentration en polluant dans le sol, calculée42

sur base d’hypothèses simplificatrices précautionneuses, éventuellement ajustée aux spécificités du terrain étudié, et qui permet d’assurer – à long terme – le respect de l’objectif de qualité fixé pour l’eau souterraine au droit de la source de pollution. Le dépassement de la valeur de risque de lessivage doit être interprété comme un risque possible de lessivage (sans constituer pour autant un risque non tolérable).

1.3 Noyau de pollution

Dans le contexte de l’évaluation du risque de dissémination, le noyau est défini par la présence :

_________________________ 40

Y compris une nappe des remblais dont certaines sont exploitées en région de Bruxelles-Capitale. 41

Correspond au principe de « non-aggravation » de la qualité de l’eau, soit la démonstration d’une augmentation non significative de masse dissoute en ce compris celle issue de processus de dégradation/atténuation. 42

Par exemple avec le scénario de base (lessivage) de F-Leach.



soit d'un produit pur en phase libre dans le sol ou d'une couche surnageante ou plongeante dans l'eau souterraine ;

soit d'une pollution dans le sol ou dans l'eau souterraine en lien direct avec une activité ou un événement présent ou passé sur la (ou les) parcelle(s) étudiée(s) qui continuent à alimenter (p.e. « smeerzone », citerne défectueuse avec du produit, …) .

2. Déroulement de l’évaluation du risque de dissémination (lessivage et transport latéral) et conditions générales

De façon générale, la méthodologie est décrite pour les deux processus généraux pouvant conduire à un impact sur la qualité de l’eau souterraine : le lessivage et le transport latéral. Les deux processus sont évalués séparément pour les raisons suivantes :

ils font appel à des outils différents ;

en vertu du principe de préservation de la qualité des eaux souterraines, des objectifs de qualité spécifiques aux eaux souterraines en tant que cible sont pris en compte dans le cadre de l’évaluation du lessivage ; l’idée sous-jacente étant de prévenir, si possible, un lessivage à la source plutôt que d’intervenir en aval pour protéger une cible;

la mise en évidence de la contribution du lessivage au transport latéral des polluants fournit une information importante dans le cadre de la prise de décision concernant la gestion du risque pour la zone non-saturée et/ou saturée.

L’expert doit évaluer les risques de dissémination pour l’usage concret actuel et l’utilisation concrète future43

. L’évaluation du risque de dissémination suit les étapes générales 1 à 3 définies à la section 4 de la partie A. Les outils pour le calcul des risques sont également distingués pour le volet lessivage et le transport latéral. Dans les sections suivantes sont brièvement décrits les outils de palier 1 – utilisables dès les premières étapes de l’étude de risques – ou de palier 2, voire 3 avec leur modalité d’utilisation. Selon l’avis de l’expert et en fonction du bien-fondé d’engager des investigations et une modélisation plus détaillée, des outils de palier 3 pourront

éventuellement être mis en œuvre. Les lignes directrices pour l’interprétation des résultats (étape 3) sont données à la section 4 de la Partie C.

3. Calcul du risque de dissémination (lessivage et transport latéral) des polluants

3.1 Définition du Modèle Conceptuel de Site

L’expert en pollution du sol décrit le modèle conceptuel correspondant au terrain à étudier, en distinguant éventuellement, si cela s’avère nécessaire, chacune des parcelles à étudier. Les informations à prendre en compte concernent :

le contexte hydrogéologique ;

les propriétés physico-chimiques des zones non saturées (pH, Eh, teneur en argile, teneur en matière organique, ...) et saturées (pH, Eh, ...) ;

les sources de pollution pertinentes dans le sol et/ou l’eau souterraine considérées représentatives (cf. 3.1.2 ci-dessous), caractérisées par leurs propriétés physico-chimiques (cf. section 3.1.3 ci-dessous), leurs concentrations et leur distribution (tache ou pas par tache ; extension verticale de pollution) ;

_________________________ 43

Dans le cas d’un projet futur, il s’agit de se prononcer sur l’impact des travaux projetés (par exemple suite à l’excavation du noyau de pollution, suite à la modification de la configuration du terrain ; suite au retrait de surfaces étanches considérées pour l’évaluation des risques pour un usage concret actuel).



les cibles pertinentes et les objectifs de qualité y afférents (cf. section 3.1.5 ci-dessous) ;

les voies de transfert pertinentes (cf. section 3.1.6 ci-dessous) : o pour le processus de lessivage : de la zone non saturée vers les eaux souterraines ; o pour le processus de transport latéral : des eaux souterraines vers les eaux de surface/eaux

souterraines ; o pour le processus ruissellement : de la zone polluée vers des eaux de surface/eaux

souterraines. L’expert en pollution du sol justifiera chacun de ses choix en veillant à retenir les valeurs les plus défavorables à la dissémination des polluants (approche précautionneuse). L’expert pourra revenir sur ses choix dans le cadre de l’analyse des incertitudes.

3.1.1 Contexte hydrogéologique

L’expert en pollution du sol décrit le contexte hydrogéologique en précisant :

le type de nappe ;

les paramètres hydrologiques de l’aquifère, plus précisément : o épaisseur de l’aquifère, o épaisseur de la zone de mélange (calculée au départ de l’épaisseur de l’aquifère, soit fixée à

la valeur par défaut de 2 m) ; o conductivité hydraulique saturée, o gradient hydraulique, o porosité effective, o densité apparente à l’état sec de l’aquifère.

Le gradient hydraulique et la conductivité hydraulique seront mesurés sur le terrain ou évalués sur base de la carte géotechnique et/ou de la littérature. La porosité efficace sera évaluée sur base de valeurs fournies dans la littérature pour le type de nappe rencontrée au droit du terrain.

3.1.2 Identification des sources de pollution dans le sol et/ou l’eau souterraine

L’expert identifie l’ensemble des sources de pollution dans le sol et/ou l’eau souterraine. Seront considérés comme polluants pertinents et retenus dans le cadre de l’évaluation des risques de dispersion, tous les polluants quantifiés dans les sols et les eaux souterraines dont les concentrations dans les sols et/ou les eaux souterraines dépassent la norme d’intervention définie à l’Annexe 1 de l’Arrêté du 8/10/2015 du Gouvernement de la Région de Bruxelles-Capitale déterminant les normes d’intervention et les normes d’assainissement. Il précise également comment la pollution se distribue dans la zone non saturée et saturée (distribution par tache ou non ; extension verticale de la /des pollution(s)). Pour les sources présentes dans la zone non saturée, il y a lieu de préciser au minimum :

l’épaisseur de la zone non saturée,

la densité apparente à l’état sec44

,

la teneur en eau volumique de la zone non saturée45

,

la longueur de la source de pollution (dans le sens présumé de l’écoulement).

_________________________ 44

Peut être estimée à partir de la texture / classe texturale du sol. 45

Peut être estimée à partir de la texture / classe texturale du sol.



Pour les sources présentes dans la zone saturée, il y a lieu de préciser au minimum une hauteur représentative de la source de pollution et une largeur représentative déterminée perpendiculairement au sens présumé de l’écoulement.

3.1.3 Propriétés physico-chimiques des polluants pertinents et concentration de fond

Des propriétés physico-chimiques sont implémentées par défaut dans le logiciel F-Leach.

Pour rappel, les propriétés physico-chimiques des polluants et les concentrations de fond associées :

aux métaux lourds et métalloïdes (As, Cd, CrIII

, CrVI

, Cu, Hg inorganique, méthyl-Hg, Hg élémentaire, Pb, Ni et Zn) ;

aux hydrocarbures aromatiques monocycliques (HAM), plus particulièrement le benzène, le toluène, l’éthylbenzène et les xylènes ;

aux hydrocarbures aromatiques chlorés (chlorophénols, chlorobenzènes) ;

aux hydrocarbures aliphatiques chlorés (dichlorométhane, tétrachlorométhane, tétrachloroethène, trichloroethène, 1,1,1-trichloroéthane, 1,1,2-trichloroéthane, 1,1-dichloroéthane, 1,2-Dichloroéthane, cis-1,2-Dichloroéthène, trans-1,2-Dichloréthène, chlorure de vinyle, trichlorométhane),

aux hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) ;

aux alcanes et cyanure ;

aux fractions d’hydrocarbures pétroliers

sont disponibles sur la plateforme S-Risk©

(Substance data sheets, https://s-risk.be/documents). Tout changement de l’une ou l’autre de ces valeurs de paramètres doit être motivé de manière claire et précise par l’expert en pollution du sol.

Les propriétés les plus importantes pour l’évaluation du risque de dissémination sont :

la solubilité,

la constant d’Henry,

le coefficient de partition sol-eau (Kd pour les métaux lourds ; Kp pour les polluants organiques),

le coefficient de diffusion dans l’air (calculé).

Si l’expert est confronté à un polluant pour lequel il n’y a pas de valeurs fixées sur la plateforme S-Risk©

, une proposition de valeurs doit être présentée par l’expert.

3.1.4 Détermination des concentrations représentatives pour les pollutions dans le sol et les eaux souterraines

Lorsque la pollution est distribuée par tache, qu’elle soit dans le sol ou l’eau souterraine, la concentration représentative sera fixée par défaut à la concentration maximale observée dans la tache ou dans le panache. La prise en compte d’un autre descripteur statistique (par exemple, une concentration moyenne, ou une concentration moyenne pondérée en fonction de la surface ou des volumes déduite d’un travail d’interpolation géostatistique (lorsque les taches ou les panaches font état de gradients de concentration) ou la prise en considération de plusieurs valeurs (par exemple une valeur pour un choix réaliste et une valeur pour un choix




conservateur) sont d’autres options possibles46

. Si une autre option que la concentration maximale est retenue, elle sera justifiée par l’expert. Lorsque la pollution n’est pas distribuée par taches, la concentration représentative sera fixée à (cf. Tableau 1 ):



Dans tous les cas, l’expert justifie son choix et le qualifie de « choix réaliste » ou de « choix conservateur », ce choix étant appelé à être considéré au final, dans le cadre du travail d’interprétation générale des résultats, pour la prise de décision finale en matière de risques de dissémination des polluants.

3.1.5 Identification des cibles pertinentes

L’expert en pollution du sol identifie l’ensemble des cibles pertinentes :

eau de surface ;

eau souterraine ;

captage d’eau potable public ;

captage industriel ou particulier ;

terrain voisin ou une parcelle voisine non encore affecté par le polluant concerné ;

écosystèmes particuliers (zones à haute valeur biologique, zone NATURA 2000, etc).

Pour chacune des cibles identifiées comme pertinentes, l’expert précise les objectifs de qualité à respecter et les distances séparant la source de pollution de la cible considérée. Ainsi les objectifs de qualité seront fixés :

pour les eaux souterraines, par référence aux normes d’intervention précisées à l'Annexe 1 de l'Arrêté du Gouvernement de la Région de Bruxelles-Capitale du 17 décembre 2009 déterminant les normes d'intervention et les normes d'assainissement ;

pour les eaux de surface : o par référence à l’Arrêté royal du 4 novembre 1987 fixant des normes de qualité de base pour

les eaux du réseau hydrographique public (M.B. du 21/11/1987),

Remarque :

Cet arrêté s’applique à toutes les eaux de surface du réseau hydrographique public (eaux des voies navigables, des cours d’eau non navigables et des voies d’écoulement à débit permanent ou intermittent ainsi que les eaux courantes et stagnantes du domaine public). Les normes de qualité de base définies dans l’arrêté doivent assurer le rétablissement d'un développement équilibré de la vie biologique dans les eaux concernées, ou son maintien là où ce développement est conservé. Il s’agit de valeurs médianes, calculées sur base d’un échantillon minimal de 5 mesures effectuées par année. (Source : IGEAT (2006). Tome I : la qualité chimique des eaux de surface en Région de Bruxelles-Capitale – Public averti – étude réalisée pour l’IBGE et disponible en suivant ce lien)

_________________________ 46

Ce sera notamment le cas dans la situation d'une dispersion avérée sur plusieurs parcelles et où l'expert doit se prononcer sur l'existence d'un risque de transport latéral de la pollution en tenant compte des concentrations (maximales) mesurées à hauteur du noyau de pollution et des concentrations représentatives du panache de pollution.

http://documentation.bruxellesenvironnement.be/documents/Eau_base_Synthese_2001-2004.PDF



o par référence à l’Arrêté du Gouvernement de la Région de Bruxelles-Capitale du 20 septembre 2001 relatif à la protection des eaux de surface contre la pollution causée par certaines substances dangereuses (M.B. du 28/09/2001),

Remarque : Cet arrêté est la transposition de plusieurs directives européennes dont la directive 76/464/CEE qui constitue le principal instrument communautaire de lutte contre les rejets de sources ponctuelles et diffuses de substances danger. Il fixe des normes de base qui doivent assurer la qualité du milieu aquatique et qui s’appliquent à toutes les eaux de surface.

L’Arrêté du 20 septembre 2001 reprend les substances issues de la liste I (concerne les substances dont la pollution causée par les rejets doit être éliminée) et de la liste II (reprend les produits dont la pollution qu’ils produisent doit être réduite) de la directive européenne 76/464/CEE et précise, pour certaines de ces dernières – dites « substances pertinentes » –, des objectifs de qualité.

Ces normes complètent celles qui sont en vigueur en vertu de l’AR du 4 novembre 1987. (Source : IGEAT (2006). Tome I : La qualité chimique des eaux de surface en Région de Bruxelles-Capitale – Public averti – étude réalisée pour l’IBGE et disponible en suivant ce lien)

pour les eaux piscicoles, par référence à l’annexe de l’Arrêté de l’Exécutif de la Région de Bruxelles-Capitale du 18 juin 1992 établissant le classement des eaux de surface. Moniteur Belge du 17/07/1992.

Remarque : Pour les eaux cyprinicoles, cet arrêté transpose la directive européenne du 18 juillet 1978 concernant la qualité des eaux douces ayant besoin d’être protégées ou améliorées pour être aptes à la vie des poissons (78/659/CEE). (Source : IGEAT (2006). Tome III : La qualité chimique et physico-chimique des eaux piscicoles en Région de Bruxelles-Capitale – Public averti – étude réalisée pour l’IBGE et disponible en suivant ce lien)

3.1.6 Détermination des voies de transfert pertinentes

La détermination des voies de transfert pertinentes conditionne notamment l’outil que l’expert retiendra pour l’évaluation des risques de dissémination des polluants. L’expert peut examiner les aspects suivants (liste non exhaustive) :

l’existence ou non de corrélations entre les polluants analysés et quantifiés au niveau du sol et des eaux souterraines ; en l’absence de corrélation, il y a lieu d’identifier si la pollution observée au niveau des eaux souterraines est originaire de l’amont du terrain étudié ou de la partie de terrain étudiée ;

la présence de panaches et de gradients de concentrations au niveau des eaux souterraines. La taille et la forme d’un panache ainsi que le gradient de concentration peuvent fournir des indications au sujet du transport latéral de la pollution. L’expert doit vérifier si la direction de migration suggérée par ce gradient est cohérente ou non avec la direction (présumée) de l’écoulement de l’eau indiquée par la piézométrie. S’il y a cohérence, le modèle conceptuel est simple, sinon il faut trouver une explication pour la divergence : impact d’un captage intermittent, présence d’une couche dense migrant par gravité (suivant éventuellement un pendage non concomitant avec la direction

http://documentation.bruxellesenvironnement.be/documents/Eau_base_Synthese_2001-2004.PDF

http://documentation.bruxellesenvironnement.be/documents/Eau_piscicole_Synthese_2001-2004.PDF



d’écoulement des eaux souterraines), présence d’une voie d’écoulement préférentielle localisée, données insuffisantes, etc.) ;

les conditions géochimiques de la nappe (pH, potentiel Redox, accepteurs d’électron, …) et de la présence de produits de biodégradation. Ces éléments peuvent fournir des indications quant à l’importance de processus de dégradation biotique ou abiotique ;

la présence de produit pur en phase libre dans le sol ou d’une phase liquide non aqueuse sous forme de couche surnageante ou plongeante dans les eaux souterraines (cf. Annexe A-1). Pour rappel et

conformément à la section 6.2 de la Partie A, les risques sont considérés – par défaut 47 – comme non tolérables en présence de produits purs à l’état mobile et en des quantités dépassant les capacités physiques de rétention du sol (« produits libres ») dans le sol et /ou dans l’eau souterraine en surface (couche flottante, LNAPL) ou en profondeur (couche plongeante, DNAPL) ;

les relations nappes-rivières, ainsi que les relations entre aquifères (par exemple phénomène de drainance) devront être spécifiées selon les niveaux piézométriques et les types de nappes rencontrées.

3.2 Outils pour l’évaluation du risque de dissémination (lessivage et transport latéral) des contaminants

Le Tableau 8 fournit une synthèse de l’ensemble des outils applicables que l’expert peut sélectionner selon le palier de l’évaluation et selon que l’évaluation porte sur :

les risques de lessivage (cf. section 3.2.1) ;

les risques de lessivage et de transport latéral (cf. section 3.2.3) ;

ou exclusivement les risques de transport latéral (cf. section 3.2.2).

En Région de Bruxelles-Capitale, l’expert utilisera par défaut – dans la mesure de son applicabilité - l’outil F-Leach selon les modalités décrites au document « Handleiding bij de rekentool F-LEACH » disponible sur le site de l’OVAM. Les situations suivantes peuvent conduire l’expert à sélectionner et à justifier un autre outil que F-Leach :

la présence d’une pollution exclusivement présente dans les eaux souterraines ;

la présence de produit pur en phase libre dans le sol (cf. Annexe A-1) ;

la présence d’une couche surnageante ou d’une couche plongeante dans l’eau souterraine (cf. Annexe A-1) ;

la présence d’une pollution par des cyanures complexes (la méthode implémentée dans F-Leach étant applicable aux cyanures libres).

Dans le cas particulier d’une pollution par des hydrocarbures pétroliers, F-Leach propose une procédure particulière. Le passage des outils de palier 1 aux outils de palier 2 est conditionné par un avis d’expert en pollution du sol et peut notamment se fonder sur l’intérêt économique et environnemental de recourir à des outils plus complexes. L’expert devra en effet apprécier si les coûts associés à la mise en œuvre de moyens techniques spécifiques supplémentaires (outils de palier 3) requis pour l’évaluation des risques associés au transport latéral des polluants (tests de traçage, modélisation plus complexe, etc.) sont justifiés ou non.

_________________________ 47

Les risques ne pouvant pas être calculés sur base des outils proposés, l’expert peut toujours recourir à d’autres outils spécifiquement dédiés à la modélisation multi-phasique, moyennant justification, pour démontrer l’acceptabilité des risques de dissémination associés à la présence de produits purs en phase libre dans le sol ou d’une phase liquide non aqueuse sous forme de couche surnageante ou plongeante.



Tableau 8 : Aperçu des outils (liste non exhaustive) recommandés en Région de Bruxelles-Capitale pour l’évaluation des risques de dissémination des polluants.

Processus

Lessivage exclusivement Lessivage et transport latéral Transport latéral uniquement

Pal

ier

1

Problématique remblais pollués par métaux lourds et HAPs

Valeurs de risque standard pour les eaux souterraines par lessivage (VRS-N) (Annexe E)

Calcul du temps de parcours pour atteindre la cible au droit de la source de pollution (recours à F-leach)

Pour les pollutions dont l’âge est bien connue, l'expert peut évaluer sur base des observations de terrain (concentrations sol et eau, vitesse de dispersion calculée sur base de la dispersion avérée,...) le risque de lessivage sans devoir faire appel à F-leach.


(lessivage avéré)

la distance de dispersion standard (Dstandard) est comparée à la distances entre le point de contrôle (piézomètre) encore pollué le plus proche de chacune des cibles telles qu'identifiées supra (cf. section 3.1.5) (Dcible)


la distance de dispersion standard (Dstandard) est comparée à la distances entre le point de contrôle (piézomètre) encore pollué le plus proche de chacune des cibles telles qu'identifiées supra (cf. section 3.1.5) (Dcible)

Problématique remblais (polluants autres que métaux lourds et HAPs) ou absence de remblais

Recours à F-Leach (scénario de base 1 – 1ère étape :

lessivage)(1) :

o Calcul de valeurs de risques pour les eaux souterraines spécifiques au terrain

o Calcul du temps de parcours pour atteindre la cible au droit de la source de pollution

Pour les pollutions dont l’âge est bien connue, l'expert peut évaluer sur base des observations de terrain (concentrations sol et eau, vitesse de dispersion calculée sur base de la dispersion avérée,...) le risque de lessivage sans devoir faire appel à F-leach.

(lessivage avéré) Calcul de la vitesse du

polluant

Calcul du temps de parcours dans l’eau souterraine pour atteindre la cible

Calcul de la vitesse du polluant selon Darcy

Calcul du temps de parcours dans l’eau souterraine pour atteindre la cible

logiciel BIOSCREEN (sans biodégradation)

Pal

ier

2

Recours à F-Leach (scénario de base 1 – 2ème

étape : lessivage)

Tests de lixiviation (4)

Recours à F-Leach (scénario de base 2 : lessivage et transport latéral)

(2)

Tests de lixiviation

logiciel BIOSCREEN avec biodégradation

logiciel Biochlor Natural Attenuation Decision Support System (version 2.2 - 2000)

(3) avec biodégradation

(déchloration réductrice) (solvants chlorés uniquement)

Pal

ier

3

Modèles numériques pour le transport de polluants en zone non saturée Modélisation hydrogéologique

Tests de traçage

(1) Correspond au calcul d’une valeur de risque appelée « Toetsingwaarde » à l’aide du scénario intitulé « Basisscenario 1 : bodemverontreiniging » de F-Leach. ». L’expert peut se référer au document « Handleiding bij de rekentool F-LEACH » disponible sur le site de l’OVAM

(2) Via la sélection dans F-Leach du scénario intitulé « Basisscenario 2 : bodem- en grondwaterverontreiniging ». L’expert peut se référer au document « Handleiding bij de rekentool F-LEACH » disponible sur le site de l’OVAM (3) Logiciel mis gratuitement à disposition sur le site du US EPA (lien) et issu de la collaboration entre l’US EPA (Subsurface Protection and Remediation Division, National Risk Management Research Laboratory, Environemnetal

Research Center, Ada, Oklahoma – RSKERC) et l’US Air Force (US Air Force Center for Environmental Excellence, Brooks Air Force Base, Texas) (4) Tests en batch EN 12457-1 (Test de lixiviation avec un rapport liquide – solide de 2 L/kg et une granularité inférieure à 4 mm) ou à défaut EN 12457-2 (Test de lixiviation avec un rapport liquide – solide de 10 L/kg et une

granularité inférieure à 4 mm ; l’expert peut se référer au document suivant : CMA/2/II/A.19 Uitloging van anorganische componenten uit uitgegraven bodem met de enkelvoudige schudproef disponible sur le situe du VITO)

Source

Sol non saturé

Cible = nappe au droit de la source

Lessivage

Cible

Source (sol)

Sol non saturé

Lessivage

Source (eau) Dcible

Transport latéral

Cible

Sol non saturé

Source (eau) D

cible

Transport latéral

http://www2.epa.gov/water-research/biochlor-natural-attenuation-decision-support-system



3.2.1 Outils pour l’évaluation du risque de lessivage

3.2.1.1 Outils de palier 1

Afin d’évaluer les risques d’atteinte des eaux souterraines par lessivage dès les premiers stades de l’étude des risques, l’expert dispose des outils décrits brièvement ci-dessous. En l’absence de remblais ou en présence de remblais pollués par des polluants autres que les métaux lourds et HAPs, l’expert peut recourir à F-Leach en sélectionnant le scénario de base 1 – 1

ère étape : lessivage ; l’outil

permet à l’expert de calculer d’une part une valeur de risque pour les eaux souterraines spécifique au terrain et pour le polluant sélectionné et, d’autre part, le temps de parcours pour que le polluant atteigne la cible au droit de la source de pollution ; si celui-ci ne dépasse pas les 100 ans, l’expert poursuivra avec les outils de palier 2.

En présence de remblais pollués par des métaux lourds et HAPs, l’expert doit utiliser des valeurs de risque pré-calculées – désignées valeurs de risque standard (VRS) pour les eaux souterraines par lessivage (VRS-N) – et assorties de conditions d’utilisation. Les valeurs et le Modèle Conceptuel de site standard décrivant les hypothèses sous-jacentes à leur obtention sont précisées à l’Annexe E. Dans la mesure où les concentrations représentatives dépassent la valeur de risque standard de lessivage, l’expert vérifie si le polluant est susceptible d’atteindre les eaux souterraines endéans les 100 ans selon les mêmes modalités que celles décrites supra (recours à F-Leach en sélectionnant le scénario de base 1 – 1

ère

étape : lessivage).


Le recours aux outils de palier 2 a pour objectif de confirmer ou d’infirmer le risque de lessivage en recourant à de la modélisation et/ou des tests de lixiviation (avec une préférence pour les tests en batch EN 12457-1

48 ou à

défaut EN 12457-249

) afin de consolider les résultats de modélisation. L’expert peut ainsi décider de poursuivre avec le logiciel F-Leach (scénario de base 1 – 2

ème étape : lessivage)

selon les modalités décrites dans le document « Handleiding bij de rekentool F-LEACH » disponible sur le site de l’OVAM. Le logiciel fournit ainsi à l’expert :

soit l’évolution en fonction du temps des concentrations en polluants dans l’eau souterraine au droit de la source de pollution et le délai endéans duquel l’objectif de qualité d’application pour l’eau souterraine est dépassé ;

soit l’évolution des profils de concentrations en polluants dans le sol en fonction du temps et le % de charge polluante lixiviée.

L’expert peut également recourir à des tests de lixiviation dont les résultats seront utilisés comme une approximation d’un coefficient de partition sol-eau (Kd). Pour les modalités d’exploitation des résultats des tests de lessivage pour en déduire le Kd ainsi que pour la mise en œuvre d’autres méthodes alternatives d’estimation du Kd l’expert peut se référer à l’annexe C-3.1 du GRER v02 – partie C.

_________________________ 48

Test de lixiviation avec un rapport liquide – solide de 2 L/kg et une granularité inférieure à 4 mm. 49

Test de lixiviation avec un rapport liquide – solide de 10 L/kg et une granularité inférieure à 4 mm ; l’expert peut se référer au document suivant : CMA/2/II/A.19 Uitloging van anorganische componenten uit uitgegraven bodem met de enkelvoudige schudproef disponible sur le situe du VITO)

http://dps.environnement.wallonie.be/files/Document/CWBP/V02/GRER/PARTIE_C/ANNEXES/GRER_Annexe-C-3.1-V02.pdf




En fonction des résultats obtenus avec les outils de palier 2, l’expert peut décider d’approfondir son évaluation des risques en fonction du degré de complexité du site étudié et des enjeux qui y sont liés, dans le respect du principe de proportionnalité entre les moyens mis en œuvre et les problèmes à résoudre. Il pourra ainsi le cas échéant recourir à des modèles numériques pour la modélisation du transport de polluants en zone non saturée.

3.2.2 Outils pour l’évaluation des risques de transport latéral


Afin d’évaluer les risques de transport latéral des polluants dans l’eau souterraine dès les premiers stades de l’étude des risques, l’expert dispose des outils décrits brièvement ci-dessous

50.

L’expert peut utiliser des équations simples qui permettent, compte tenu d’un ensemble d’hypothèses simplificatrices conservatoires, d’appréhender le temps de transfert du polluant dans les eaux souterraines et d’évaluer si le polluant risque de compromettre l’objectif de qualité d’une cible endéans les 15 ans.

Le risque de transport latéral est estimé sur base de la vitesse de transport d’un polluant. Cette dernière est calculée sur base de la vitesse (horizontale) d’écoulement de l’eau souterraine (Vd) et du facteur de retard (R) selon la relation suivante :

𝑉𝑑 = −𝐾 ∇𝐻

Où Vd est la vitesse horizontale d’écoulement de l’eau souterraine [m/jour] ; K est la conductivité hydraulique saturée de l’aquifère [m/jour] ; ∇𝐻 est le gradient hydraulique [-].

Le gradient hydraulique et la conductivité hydraulique doivent être déterminés par des mesures sur le terrain ou évalués sur base de cartes géotechniques et/ou de la littérature. Les valeurs de conductivité hydraulique et de gradient les plus favorables à la migration de la pollution (scénario worst-case) doivent être retenues pour le calcul de la vitesse horizontale d’écoulement de l’eau souterraine.

La vitesse horizontale réelle d’écoulement (Vr) est calculée en tenant compte de la porosité effective de l’aquifère (ne), cette dernière étant estimée sur base des données de littérature :

𝑉𝑟 =𝑉𝑑

𝑛𝑒

La vitesse de transport du polluant est calculée en divisant la vitesse horizontale réelle d’écoulement de l’eau souterraine par le facteur de retard spécifique au polluant :

𝑉𝑝 =𝑉𝑟

𝑅

Avec Vp la vitesse de transport du polluant [m/jour] ;

R le facteur de retard du polluant défini par la relation [-] :

𝑅 = 1 +𝐾𝑑 × 𝜌𝑏

𝜃𝑣

Avec Kd le coefficient de partition sol/eau [L/kg] ; ρb la densité apparente [kg/dm³] fixée à 1,8 kg/dm³ ; θv la teneur en eau volumique moyenne de la zone saturée [-] fixée à 0,4 ou à la porosité totale de l’aquifère.

_________________________ 50

Le logiciel F-Leach n’est pas applicable à ce cas de figure.



Les valeurs pour les coefficients de partition sol-eau sont disponibles sur la plateforme S-Risk

© (Substance

data sheets, https://s-risk.be/documents). Pour les polluants organiques, le coefficient de partition sol-eau est calculé comme suit :

ococd fKK

où ocK est le coefficient de partition eau-carbone organique ;

foc est la fraction de carbone organique fixée à 0,001 ou 0,1 % 51

. L’expert calcule ensuite la distance susceptible d’être parcourue par le polluant endéans les 15 ans. Cette distance estimée (Destimée) est comparée à la distance entre le point de contrôle (piézomètre) encore pollué le plus proche et chacune des cibles telles qu'identifiées supra (cf. section 3.1.5 – Partie C) (Dcible), tenant compte du sens présumé d’écoulement. Dans la mesure où Destimée est supérieure à Dcible, l’expert conclut à un risque de migration de la pollution. Dans le cas où le calcul susmentionné révèle un risque de transport latéral, l’expert en pollution du sol pourra affiner ce calcul en recourant au logiciel BIOSCREEN. Celui-ci fournit – au départ d’une source de pollution caractérisée par une hauteur, une largeur et une concentration représentatives – une estimation de la concentration attendue en polluant au droit de la cible endéans les 15 ans sur base d’un ensemble d’hypothèses simplificatrices conservatoires telles que l’absence de biodégradation des polluants

52. L’expert se

prononce sur l’existence d’un risque de transport latéral non tolérable si la concentration attendue dépasse l’objectif de qualité fixé pour la cible. En présence de remblais pollués par des métaux lourds et HAPs, l’expert doit utiliser les distances de dispersion standard (Dstandard). Les valeurs et le Modèle Conceptuel de site standard décrivant les hypothèses sous-jacentes à leur obtention sont précisées à l’Annexe E. Dans la mesure où les distances de dispersion standard (Dstandard) dépassent les distances entre le point de contrôle (piézomètre) encore pollué le plus proche de chacune des cibles telles qu'identifiées supra (cf. section 3.1.5) (Dcible), l’expert vérifie si le polluant est susceptible d’atteindre les cibles définies selon les mêmes modalités que celles décrites supra (cf. section 3.2.2 ).


En fonction des résultats obtenus avec les outils de palier 1, l’expert peut décider de poursuivre l’évaluation des risques en tenant compte des processus de biodégradation. L’expert peut décider :

de poursuivre avec BIOSCREEN avec biodégradation (pour des pollutions autres que les solvants chlorés) ;

de recourir à Biochlor Natural Attenuation Decision Support System (version 2.2 - 2000)53

; ce logiciel permet d’évaluer les risques associés à la présence simultanée de plusieurs solvants chlorés en considérant les mécanismes de déchloration réductrice.

_________________________ 51

La relation Kd-Foc reste linéaire jusqu’à des fractions de carbone organique valant 0,001. (Source : Piwoni and Banerjee, (1989); Schwarzenbach and Westall, (1981) cités dans Environmental Protection Agency (EPA). (1996). Soil Screening Guidance: Technical Background Document. Second Edition, EPA/540/R95/128, USA.) 52

L’expert peut utilement se référer aux modalités décrites dans la partie C du GRER (v02) et utiliser l’application mise à disposition sur le site de l’administration. Les valeurs par défaut à considérer pour les coefficients de dispersion (longitudinal, latéral et vertical) y sont implémentées. 53

Logiciel mis gratuitement à disposition sur le site du US EPA et issu de la collaboration entre l’US EPA (Subsurface Protection and Remediation Division, National Risk Management Research Laboratory, Environemnetal Research Center, Ada, Oklahoma – RSKERC) et l’US Air Force (US Air Force Center for Environmental Excellence, Brooks Air Force Base, Texas).




Le recours à ces outils de palier 2 se limite cependant aux cas particulier de pollutions aux solvants chlorés ou aux autres polluants biodégradables moyennant un monitoring conséquent démontrant le bien-fondé des hypothèses de biodégradation. L’expert justifie également toutes les valeurs retenues pour les constantes de biodégradation.


En fonction des résultats obtenus avec les outils de palier 2, l’expert peut décider d’approfondir son évaluation des risques – en recourant par exemple à de la modélisation hydrogéologique ou à des tests de traçage – en fonction du degré de complexité du site étudié et des enjeux qui y sont liés, dans le respect du principe de proportionnalité entre les moyens mis en œuvre et les problèmes à résoudre.

La modélisation hydrogéologique peut ainsi être considérée comme pertinente :

si la/les parcelle(s) polluée(s) comporte(nt) ou se situe(nt) à proximité d’un captage d’eau public ou privé ;

si des eaux de surface risquent d’être affectées par une éventuelle pollution ;

si des zones vertes de grande valeur biologique risquent d'être polluées ;

si la pollution de l’eau souterraine a un caractère semi-permanent (exemple : décharges).

Dans le respect de proportionnalité mentionné supra, le recours à la modélisation hydrogéologique n’a de sens que si les conditions suivantes sont réunies :

superficie de la ou des parcelle(s) étudiée(s) supérieure à 250 m2 ;

connaissance précise des caractéristiques géologiques, hydrogéologiques et hydrodynamiques de la ou des parcelle(s) étudiée(s) ;

caractérisation complète tant spatiale que quantitative et qualitative de la pollution des eaux souterraines ;

disponibilité de données permettant la construction et le contrôle du modèle hydrogéologique. La modélisation hydrogéologique se fait au moyen des modèles les plus appropriés et reconnus en Région de Bruxelles-Capitale ou, à défaut, en Régions wallonne ou flamande.

3.2.3 Outils pour l’évaluation des risques de dissémination (lessivage et transport latéral)


Le lessivage étant avéré, l’expert calcule seulement la distance susceptible d’être parcourue par le polluant endéans les 15 ans selon les modalités décrites supra (cf. section 3.2.1.1). Cette distance estimée (Destimée) est comparée à la distance entre le point de contrôle (piézomètre) encore pollué le plus proche de chacune des cibles telles qu'identifiées supra (cf. section 3.1.5) (Dcible), tenant compte du sens présumé d’écoulement. Dans la mesure où Destimée est supérieure à Dcible, l’expert conclut à un risque de migration de la pollution. En présence de remblais pollués par des métaux lourds et HAPs, la distance de dispersion standard (Dstandard) est comparée à la distances (Dcible). Dans la mesure où la distance de dispersion standard (Dstandard) dépasse la distance entre le point de contrôle (piézomètre) encore pollué le plus proche de chacune des cibles telles qu'identifiées supra (cf. section 3.1.5) (Dcible), l’expert vérifie si le polluant est susceptible d’atteindre les cibles définies selon les mêmes modalités que celles décrites supra (cf. section 3.2.2 ).


En fonction des résultats obtenus avec les outils de palier 1, l’expert peut décider de poursuivre avec le logiciel F-Leach (scénario de base 2 : lessivage et transport latéral) selon les modalités décrites dans le document « Handleiding bij de rekentool F-LEACH » disponible sur le site de l’OVAM. Ce module permet la prise en considération de la biodégradation dans la zone non saturée et saturée ainsi que la volatilisation à partir du sol non saturé. L’expert justifiera les options retenues pour l’évaluation des risques de dissémination. Le logiciel fournit ainsi à l’expert :



soit l’évolution en fonction du temps de la concentration en polluant dans l’eau souterraine à hauteur de la cible placée à une distance spécifiée par l’expert (représentation graphique) ; F-Leach fournit également (sous la forme d’un tableau) l’évolution de la concentration maximale au cours du temps – celle-ci pouvant être calculée en tenant compte du lessivage et sans qu’il en soit tenu compte – et le délai endéans duquel la norme d’application pour l’eau souterraine est dépassée ;

soit l’évolution en fonction du temps des profils de concentrations en polluant dans le sol ; F-Leach donne également (sous la forme d’un tableau) l’évolution de la concentration en polluant dans le sol non saturé et la comparaison de celle-ci à la norme d’application

54 ainsi que le pourcentage de la

charge polluante lixivié ;

soit l’évolution en fonction du temps des concentrations en polluants dans l’eau souterraine entre la source de pollution et la cible et le délai endéans duquel l’objectif de qualité d’application pour l’eau souterraine est dépassé.

L’expert peut également recourir à des tests de lixiviation dont les résultats seront exploités en vue de déterminer un coefficient de partition sol-eau (Kd).


En fonction des résultats obtenus avec les outils de palier 2, l’expert peut décider d’approfondir son évaluation des risques de migration de la pollution en fonction du degré de complexité du site étudié et des enjeux qui y sont liés, dans le respect du principe de proportionnalité entre les moyens mis en œuvre et les problèmes à résoudre. Il pourra ainsi par exemple recourir à de la modélisation hydrogéologique et/ou à des tests de traçage.

4. Interprétation des résultats de l’évaluation du risque de dissémination

L’expert doit évaluer les risques de dissémination pour l’usage concret actuel et l’utilisation concrète future55

. Conformément à la section 6.2 de la Partie A, les risques sont considérés – par défaut

56 – comme non

tolérables en présence de produits purs à l’état mobile et en des quantités dépassant les capacités physiques de rétention du sol (« produits libres ») dans le sol et /ou dans l’eau souterraine en surface (couche flottante, LNAPL) ou en profondeur (couche plongeante, DNAPL) (cf. Annexe A-1). L’interprétation des résultats tient compte des incertitudes associées au calcul du risque, lequel est d’une façon générale fonction du palier et du degré de détail de l’évaluation. Pour les évaluations seulement conduites au palier 1, les sources d’incertitude majeures sont :

l’incertitude associée à l’estimation des concentrations représentatives ;

l’incertitude associée au coefficient de partition sol-eau ;

l’incertitude associée au calcul de l’infiltration nette ;

les incertitudes associées aux paramètres hydrogéologiques de l’aquifère (plus particulièrement la conductivité hydraulique saturée, le gradient hydraulique porosité effective, épaisseur de l’aquifère)

Pour les évaluations conduites au palier 2 (ou 3), les incertitudes doivent faire l’objet d’un inventaire et d’une analyse d’ensemble.

_________________________ 54

Il s’agit de la Bodemsaneringsnorm d’application en Flandre. 55

Dans le cas d’un projet futur, il s’agit de se prononcer sur l’impact des travaux projetés (par exemple su ite à

l’excavation du noyau de pollution, suite à la modification de la configuration du terrain ; suite au retrait de surfaces étanches considérées pour l’évaluation des risques pour un usage concret actuel). 56

Les risques ne pouvant pas être calculés sur base des outils proposés, l’expert peut toujours recourir à d’autres outils

spécifiquement dédiés à la modélisation multi-phasique, moyennant justification, pour démontrer l’acceptabilité des risques de dissémination associés à la présence de produits purs en phase libre dans le sol ou d’une phase liquide non aqueuse sous forme de couche surnageante ou plongeante. Si cette option est choisie, l’expert présentera également les résultats.



L’expert évalue si des incertitudes peuvent être réduites par le remplacement de certaines valeurs critiques par des résultats de mesures directes (dont la représentativité et les incertitudes associées doivent être évaluées également) et/ou par la réalisation de tests spécifiques (tests de lessivage, tests de traçage). Tenant compte de son analyse critique, l’expert évalue le risque de dissémination (lessivage et transport latéral) en répondant aux trois questions suivantes :

Question 1 : Est-ce que le(s) polluant(s) est (sont) présent(s) dans la zone non saturée en quantité et sous une forme telles que, sous l’effet du transport vert ical, les objectifs de qualité fixés pour l’eau souterraine (normes d’inteverntion) au droit de la pollution risquent d’être compromis endéans les 100 années ?

L’expert en pollution du sol se prononce – selon les modalités décrites supra (cf. section 3.2.1- Partie C) – sur le respect ou non des objectifs de qualité fixés pour l’eau souterraine au droit de la pollution et s’ils risquent d’être compromis endéans les 100 années.

Question 2 : Est-ce que le(s) polluant(s) est (sont) présent(s) dans la zone saturée et s’y trouve(nt)

en quantité et sous une forme telles que sous l’effet du transport latéral, il existe un risque que le(s) polluant(s) puisse(nt) atteindre endéans les 15 ans une des cibles ?

L’expert en pollution du sol se prononce – selon les modalités décrites supra (cf. section 3.2.2 et 3.2.3 - Partie C) – sur le respect ou non des objectifs de qualité d’application au droit de la cible et s’ils risquent d’être compromis endéans les 15 années.

Dans la situation d'une pollution avérée sur plusieurs parcelles, l'expert doit se prononcer sur l'existence d'un risque de transport latéral de la pollution en tenant compte des concentrations (maximales) mesurées à hauteur du noyau de pollution et des concentrations représentatives du panache de pollution. Il sera conclu à l’existence d’un risque non tolérable (risque de dissémination dans l’hypothèse d’un risque de lessivage et de transport latéral ou risque de migration de la pollution en l’absence de lessivage) si la concentration attendue au droit de la cible – calculée au départ des concentrations représentatives retenues – dépasse l’objectif de qualité fixé.

Dans le cas d’une pollution avérée sur plusieurs parcelles dont la délimitation est incomplète, l’expert peut répondre « qu’il ne dispose pas de suffisamment d’éléments pour tirer une conclusion » à la question susmentionnée.

Dans le cas d’une pollution avérée sur plusieurs parcelles, mais en l’absence d’un noyau de pollution, l’expert peut répondre « Non » à la question susmentionnée si les conditions suivantes sont remplies simultanément :

La pollution est présente uniquement dans l’eau souterraine ;

les concentrations des contaminants sur les différentes parcelles affectées ont des valeurs du même ordre de grandeur ;

aucun noyau de pollution n’est observé.

Question 3 : Est-ce que le(s) polluant(s) est (sont) présent(s) dans la zone saturée (ou bien, sous l’effet du lessivage depuis la zone non saturée, il y sera (seront) probablement présent endéans les 100 ans) et s’y trouve(nt) en quantité et sous une forme telles qu’une extension du volume des eaux polluées est à craindre ayant pour effet un accroissement important des moyens à mettre en œuvre pour l’assainissement ou la gestion du risque ?



L’expert argumente et se prononce sur une extension significative ou non du panache de pollution sur base des 7 critères suivants

57 :

Critère 1 : le volume d’eau souterraine pollué, le volume étant estimé sur base du dépassement de la norme d’intervention de l’Annexe 1 de l’Arrêté du 8/10/2015 du Gouvernement de la Région de Bruxelles-Capitale déterminant les normes d’intervention et les normes d’assainissement ; en présence de pollutions distribuées par taches, les volumes sont additionnés ;

Critère 2 : la vitesse de transport du polluant tenant compte de la vitesse horizontale réelle d’écoulement de l’eau souterraine et du facteur de retard spécifique au polluant (cf. section 3.2.1.1) ;

Critère 3 : la présence (présumée ou confirmée) d’un noyau de pollution (cf. section 1.3) ;

Critère 4 : la possibilité que la biodégradation ait lieu (ou non) endéans un délai raisonnable compte tenu des conditions physico-chimiques au droit du terrain ; la biodégradation incomplète du/des polluant(s) et/ou la formation de composés-filles plus toxiques étant à considérer comme un argument défavorable ;

Critère 5 : l’importance du dépassement de la norme d’intervention pour l’eau souterraine ;

Critère 6 : le fait qu’une nappe exploitable puisse être compromise ; dans son argumentation l’expert tiendra également compte :

o de la présence (ou non) de captages et/ou de zones de prévention de captages ; l’absence de captages ne peut pas être critère pour conclure au caractère non exploitable de la nappe ;

o de la présence (ou non) d’un couche de faible conductivité hydraulique protégeant la nappe exploitable (une couche de 10 m avec une conductivité hydraulique de 1.10

-6 m/s ou de 5 m avec une

conductivité hydraulique de 1.10-8

m/s) ;

Critère(s) additionnel(s) (liste non exhaustive) : o la délimitation complète (ou non) du panache de pollution ; o l’âge de la pollution (pollution récente ou présente depuis

longtemps) ; o des variations significatives de la pollution en fonction de la

profondeur ; o valeurs extrêmes pour certains paramètres (par exemple valeurs très

faibles ou très élevées pour le pH).

Dans le cas d’une pollution avérée sur plusieurs parcelles dont la délimitation est incomplète, l’expert peut répondre « qu’il ne dispose pas de suffisamment d’éléments pour tirer une conclusion » à la question susmentionnée.

Le risque de dissémination est considéré comme non tolérable si la réponse est « oui » pour au moins une des trois questions susmentionnées.

L’expert en pollution du sol se prononce ensuite, pour chaque parcelle étudiée et sur base de l’évaluation du risque de dissémination sur :

la nécessité ou non de réaliser un projet de gestion du risque ou éventuellement un projet d'assainissement et sur le délai de notification à l'Institut de tels projets. Ce délai tient notamment compte de l'urgence de la gestion du risque et de l'utilisation du terrain ;

_________________________ 57

La méthodologie est décrite à la section 6.2.7.2.4 du document « Standaardprocedure Beschrijvend Bodemonderzoek – septembre 2015 » disponible sur le site de l’OVAM.

http://ovam.be/sites/default/files/atoms/files/SP-BBO%20versie%20oktober%202014.pdf

http://ovam.be/sites/default/files/atoms/files/SP-BBO%20versie%20oktober%202014.pdf



l'urgence d'une gestion du risque ; la gestion du risque de dissémination sera considérée comme urgente si au moins l’une des deux conditions suivantes est remplie :

o il existe un risque, compte tenu des caractéristiques hydrogéologiques du terrain, que les polluants présents dans l’eau souterraine ou dans le sol peuvent atteindre, endéans les 4 ans à dater de la déclaration de conformité par l’Institut de l’étude de risque, une des cibles citées supra (cf. section 3.1.5) ;

o la présence de produits purs à l’état mobile et en des quantités dépassant les capacités physiques de rétention du sol (« produits libres ») a été objectivée dans le sol et /ou dans l’eau souterraine en surface (couche flottante, LNAPL) ou en profondeur (couche plongeante, DNAPL) (cf. Annexe A-1) ;

Dans ce cas, la gestion du risque doit démarrer au plus tard dans les 6 mois et se terminer dans les plus brefs délais avec un maximum de 4 ans, à dater de la déclaration de conformité par l’Institut de l’étude de risque ; l’expert en pollution du sol pourra néanmoins proposer, sur base d’une justification dûment motivée, d’autres délais pour approbation ;

la nécessité et la nature des mesures d’urgence ou de suivi à prendre, et pour ces dernières leur caractère permanent ou temporaire dans l’attente de la mise en œuvre des mesures de gestion du risque.

Dans le cas d’un projet futur, l’expert en pollution du sol devra se prononcer également sur l’impact des travaux projetés (par exemple suite à l’excavation du noyau de pollution) sur le risque de dissémination.


PARTIE D. RISQUE D’ATTEINTE AUX ECOSYSTEMES

PARTIE D. RISQUE D’ATTEINTE AUX

ECOSYSTEMES





1. Objectifs et champs d’application de l’étude du risque d’atteinte aux écosystèmes

Le risque d'atteinte aux écosystèmes est évalué exclusivement si la ou les parcelle(s) étudiée(s) s'est (se sont) vue(s) conférer le statut de zone Natura 2000, de réserve naturelle ou de zone à haute valeur biologique. Dans les autres cas, l’évaluation du risque d’atteinte aux écosystèmes n’est pas pertinente. L’étude du risque d’atteinte aux écosystèmes a pour objectif général d’évaluer si la pollution du sol est de nature à générer (ou avoir pu générer) un stress biologique. Cet objectif général, applicable à tout type de terrain, est assuré via la mise en œuvre des outils de palier 1. Dans la mesure où un stress biologique est présumé et que, par ailleurs, la (ou les) parcelle(s) étudiées présentent un enjeu écologique particulier, les outils de palier 2 sont alors éventuellement mis en œuvre avec pour objectifs :

de définir s’il existe bien un stress biologique avéré (usage concret actuel – risque actuel) ou vraisemblable pour le futur compte tenu de l’utilisation concrète projetée (le projet de développement écologique en tant que base pour la définition du risque futur) ;

de caractériser et quantifier, avec le minimum d’incertitudes, la nature et l’intensité du stress biologique : l’évaluation porte alors sur les différentes cibles biologiques, leurs conditions d’exposition et les sources de stress (en se limitant aux polluants du sol) du site considéré.

Par convention, les parcelles qui présentent un enjeu écologique particulier sont les parcelles classées, placées en liste de sauvegarde ou celles pour lesquelles on a (ou on projette de) conférer le statut de zone Natura 2000, de réserve naturelle ou de zone à haute valeur biologique (cf. portail cartographique de l’IBGE - http://geoportal.ibgebim.be/webgis/inventaire_sol_expert.phtml).

2. Définitions et concepts spécifiques pour l’étude du risque d’atteinte aux écosystèmes

2.1 Risque d’atteinte aux écosystèmes

Pour l’application de la présente méthodologie, on entend par risque d’atteinte aux écosystèmes une indication quant à l’existence d’un stress biologique pour les organismes biologiques du sol

58, les processus

biologiques associés (minéralisation, nitrification, etc), attestée par le dépassement des valeurs de risque standard pour les écosystèmes (VRS-E) applicables (cf. Annexe D-1). Les valeurs de risque standard pour les écosystèmes (VRS-E) applicables sont identiques, quelle que soit la classe de sensibilité du terrain, et correspondent à des seuils de concentration en polluant au-delà desquels 50 % des espèces animales ou végétales d’un écosystème pourraient (sur base des données de la littérature) subir un impact négatif

59.

Par convention et conformément à la section 6.4.2 de la Partie A, les risques d’atteinte aux écosystèmes sont considérés comme tolérables si les concentrations représentatives sont inférieures aux normes d'intervention spécifiées à l’annexe 1 de l’Arrêté du 8/10/2015 du Gouvernement de la Région de Bruxelles-Capitale déterminant les normes d’intervention et les normes d’assainissement pour une « zone particulière ».

2.2 Risque d’atteinte aux écosystèmes non tolérable

On entend par risque d’atteinte aux écosystèmes non tolérable l’existence d’un stress biologique significatif et avéré pour l’écosystème, objectivé par des inventaires floristique et faunistique in situ éventuellement couplés à des approches expérimentales et/ou par la modélisation.

_________________________ 58

Comprend les invertébrés du sol et les végétaux terrestres. 59

Hazardous Concentration 50 %

http://geoportal.ibgebim.be/webgis/inventaire_sol_expert.phtml



2.3 Valeurs de risque pour les écosystèmes

On entend par valeur de risque pour les écosystèmes la concentration en polluant du sol ou de l'eau, calculées par une étude de risque, au-delà desquelles le risque pour les écosystèmes est considéré comme non tolérable et des mesures de gestion du risque, de suivi et/ou d’urgence sont requises.

3. Déroulement de l’étude du risque d’atteinte aux écosystèmes

L’évaluation du risque d’atteinte aux écosystèmes suit les étapes générales 1 à 3 définies à la section 4 de la partie A. Les outils pour le calcul du risque de l’étape 2 sont des outils de palier 1 ou de palier 2. Ils sont définis, avec leurs modalités d’utilisation, respectivement aux sections 4.1 et 4.2 ci-dessous. Sauf le cas où elle serait engagée à titre volontaire, la mise en œuvre des outils de palier 2 n’est engagée qu’en cas d’indication de stress biologique déduit de l’utilisation des outils de palier 1 et pour les sites d’intérêt écologique énoncés à la section 1. Dans ces cas de figure, elle n’est encore à mettre en œuvre que dans le cas où l’expert recommanderait de procéder à une analyse de palier 2 plutôt que procéder directement à la rédaction d’un projet de gestion du risque. Le cas échéant, les analyses de palier 2 – ou certaines d’entre elles – s’inscrivent parmi les composantes du travail d’élaboration du projet de gestion du risque.

4. Calcul du risque d’atteinte aux écosystèmes

4.1 Outil de palier 1

En présence de remblais pollués par des métaux lourds et HAPs, l’expert peut utiliser des valeurs de risque pré-calculées – désignées valeurs de risque standard (VRS) pour les écosystèmes (VRS-E) – et assorties de conditions d’utilisation. Les valeurs sont précisées à l’Annexe E. En l’absence de remblais ou en présence de remblais pollués par des polluants autres que les métaux lourds et HAPs, l’expert recourt aux valeurs de risque standard pour les écosystèmes (VRS-E) repris au tableau de l’Annexe D-1. Comme mentionné supra (cf. section 2.1 – Partie D et section 6.4.2 de la Partie A), les risques d’atteinte aux écosystèmes sont considérés comme tolérables si les concentrations représentatives sont inférieures aux normes d'intervention spécifiées à l’annexe 1 de l’Arrêté du 8/10/2015 du Gouvernement de la Région de Bruxelles-Capitale déterminant les normes d’intervention et les normes d’assainissement pour une « zone particulière ». Ces valeurs apparaissent entre parenthèses à l’Annexe D-1. Pour évaluer si la pollution du sol présente un risque actuel d’atteinte aux écosystèmes (indication de stress biologique), la VRS-E associée à un polluant donné doit être comparée aux concentrations représentatives retenues :

pour la couche de surface (0-20 cm ou à défaut de valeur représentative caractéristique de cette couche : 0-1 m, principal siège de l’activité biologique du sol ;

pour les couches de profondeur (> 1 m) afin de déduire le risque potentiel (risque associé au retour en surface de couches de sol de profondeur, et la nécessité de convenir d’une mesure de suivi pour couvrir ce risque).

Lorsque la pollution est distribuée par tache, la concentration représentative à retenir pour l’évaluation des risques d’atteinte des écosystèmes sera fixée par défaut à la concentration maximale. Si une autre valeur est retenue le choix effectué est justifié par l’expert. Lorsque la pollution n’est pas distribuée par tache, la concentration représentative sera fixée à :



L’expert peut se référer au Tableau 1 afin de justifier son choix de descripteur statistique.



Pour les polluants non repris dans la liste du tableau de l’annexe D-1 ou pour lesquels le tableau de l’annexe D-1 ne propose pas de valeur, l’expert recherche dans la littérature une valeur à signification équivalente. A ce titre, il peut utilement se référer à la section 2.1. de l’annexe D2 de la partie D du Guide de Référence pour l’Etude de Risques de la Région wallonne (GRER, Code de Bonnes Pratiques version 02 disponible sur le site de la DPS) où une série de lignes directrices sont fournies, accompagnées d’une série de bases de données de référence. Lorsque plusieurs propositions de valeurs peuvent être formulées d’après la littérature, l’expert se réfère par défaut à la valeur la plus conservatoire. Si aucune valeur ne peut être retrouvée dans la littérature il est conclu que le risque ne peut être précisé par référence aux outils de palier 1. Si le terrain relève d’un enjeu écologique particulier, l’expert se concerte alors avec l’Institut pour décider des suites : arrêt de la procédure ou recommandation à mettre en œuvre les (ou certains des) outils de palier 2 sauf à mettre en œuvre directement des mesures de gestion des risques.

4.2 Outils de palier 2

La section 4 de la partie D du Guide de Référence pour l’Etude de Risques de la Région wallonne (GRER, Code de Bonnes Pratiques version 02) fournit un certain nombre d’options méthodologiques, d’outils et documents de référence pour le calcul et la caractérisation du risque d’atteinte aux écosystèmes au niveau « palier 2 ». Deux grandes approches sont distinguées, et qui peuvent être combinées : (1) l’approche par modélisation des expositions (méthode du quotient), et (2) les approches expérimentales (comprenant aussi les inventaires in situ). Le recours aux outils de palier 2, voire de palier 3 requiert de l’expert qu’il dresse l’inventaire des habitats, des espèces ou des éléments naturels (eau de surface par exemple) qui sont menacés par les polluants détectés sur la ou les parcelle(s) étudiée(s). L’expert détermine ensuite le comportement des différents polluants dans l’environnement et établit les interactions (voies de transfert) entre les habitats, espèces ou éléments naturels menacés et la pollution présente sur la ou les parcelle(s) étudiée(s).

4.2.1 Approche par modélisation

Cette approche procède de manière globalement analogue à celle de la modélisation des expositions pour les personnes (partie B, section 3) mais en s’adressant ici à l’exposition des différentes cibles biologiques, distingués entre les différents niveaux trophiques. L’exposition est estimée pour chaque cible considérée, de façon indépendante, à partir des concentrations de polluants dans les différents média d’exposition de la cible : particules de sol, eau de surface, nourriture, air. Elle peut être déterminée à partir de mesures directes, telle que l’analyse des concentrations en polluants dans les végétaux et les invertébrés du sol, ou par une modélisation de l’exposition. Ces modélisations font appel à un certain nombre d’équations allométriques ainsi qu’à des facteurs d’exposition spécifiques aux espèces retenues pour l’évaluation : régime alimentaire, taux d’ingestion d’eau, de sols, de nourriture, aire d’alimentation, etc. Le programme TerraSys

©60, ou équivalent, est recommandé pour la modélisation. Dans le cas général, on

gagnera – pour réduire les incertitudes – à alimenter le programme de données complémentaires de terrain : mesures directes telles qu’énoncées ci-dessus et/ou résultats de biotests (évaluation de palier 3).

4.2.2 Approches expérimentales

Les approches envisageables sont ici :

Les méthodes physico-chimiques : estimation des concentrations en polluants biodisponibles par des méthodes chimiques : différents extractants chimiques sont utilisés pour évaluer la fraction mobile et disponible du ou des polluants ;

Les bio-tests : réalisation de tests écotoxicologiques de laboratoire (encadré 3) ou in situ pour évaluer l’effet de la fraction biodisponible de tous les polluants présents dans le sol, en tenant compte

_________________________ 60

http://sanexen.com/terrasys/evaluation-des-risques/

http://dps.environnement.wallonie.be/home/liens--documents/le-coin-des-experts-et-des-laboratoires/guides-du-cwbp.html





d’éventuels effets d’additivité, de synergie et d’antagonisme. Les paramètres d’effets mesurés sont la croissance, la reproduction, la mortalité, la bioaccumulation, etc. ;

L’étude écologique sur le site : inventaires floristique et faunistique.

Ces approches gagneront à être engagées en parallèle (principe de l’approche TRIADE) et leurs résultats spécifiques intégrés dans une démarche générale du type « poids de la preuve ». La démarche générale à suivre est décrite dans les documents de référence suivants :

Ecological risk assessment of contaminated land - Decision support for site specific investigations61

. o J. Jensen & M. Mesman (2006). RIVM report number 711701047

Handreiking Triade 2011 - Locatiespecifiek ecologisch onderzoek in stap 3 van het Sanerings-criterium

62.

o M. Mesman, A.J. Schouten & M. Rutgers (2011). RIVM - Rapport 607711003

5. Interprétation des résultats

L’interprétation des résultats tient compte des incertitudes associées au calcul du risque, lequel est d’une façon générale fonction du palier et du degré de détail de l’évaluation. Pour les évaluations seulement conduites au palier 1, les sources d’incertitude majeures sont :

l’incertitude associée à l’estimation des concentrations représentatives,

l’incertitude associée aux Valeurs de risque standard (Annexe D-1) : cette incertitude est associée aux données d’écotoxicité utilisées (la biodisponibilité des polluants variable d’une étude à l’autre, effets de « vieillissement » d’une façon générale peu pris en compte) ainsi qu’aux modalités techniques retenues pour la procédure de détermination des valeurs (utilisation de données d’écotoxicité aquatique, utilisation de QSAR, non prise en compte des taux métaboliques pour les oiseaux et les mammifères, etc.).

Pour les évaluations conduites au palier 2 (ou 3), les incertitudes doivent faire l’objet d’un inventaire et d’une analyse d’ensemble

63.

Dans les situations d’indication de stress biologique (suite à l’utilisation des outils de palier 1) où il aurait été décidé de ne pas lever les incertitudes associées aux comparaisons effectuées à ce palier ou en cas de stress biologique significatif avéré pour l’écosystème (risque d’atteinte aux écosystèmes non tolérable), l’expert se prononce sur les objectifs à rencontrer par le projet de gestion du risque pour les écosystèmes. Ceux-ci peuvent être exprimés :

et en termes de valeurs de risque pour les différents polluants et cibles biologiques pertinents,

et, si cela s’impose, en termes de restauration et/ de compensation écologique.

La mise en œuvre du projet de gestion des risques sera par ailleurs d’office considérée comme urgente. La gestion du risque doit démarrer au plus tard dans les 6 mois et se terminer dans les plus brefs délais avec un maximum de 4 ans, à dater de la déclaration de conformité par l’Institut de l’étude de risque. L’expert en pollution du sol pourra néanmoins proposer, sur base d’une justification dûment motivée, d’autres délais pour approbation.

_________________________ 61

http://www.rivm.nl/en/Documents_and_publications/Scientific/Reports/2006/mei/Ecological_risk_assessment_of_contaminated_land_Decision_support_for_site_specific_investigations?sp=cml2bXE9ZmFsc2U7c2VhcmNoYmFzZT02NzMwMDtyaXZtcT1mYWxzZTs=&pagenr=6731 62

http://www.rivm.nl/dsresource?objectid=rivmp:48149&type=org&disposition=inline&ns_nc=1 63

Le GRER partie D, section 5, fournit à ce titre un certain nombre de références utiles.

http://www.rivm.nl/en/Documents_and_publications/Scientific/Reports/2006/mei/Ecological_risk_assessment_of_contaminated_land_Decision_support_for_site_specific_investigations?sp=cml2bXE9ZmFsc2U7c2VhcmNoYmFzZT02NzMwMDtyaXZtcT1mYWxzZTs=&pagenr=6731

http://www.rivm.nl/dsresource?objectid=rivmp:48149&type=org&disposition=inline&ns_nc=1








ANNEXE D–1 : Valeurs de risque standard pour les écosystèmes (VRS-E)





VRS-E Norme d'intervention pour le sol

1

zone particulière

(mg/kg matière sèche)

METAUX LOURDS ET METALLOÏDES

Arsenic 58 58

Cadmium 14 2

Chrome (III) 167 130

Cuivre 120 120

Mercure 18 2.9

Plomb 386 200

Nickel 211 93

Zinc 333 333

HYDROCARBURES MONOCYCLIQUES AROMATIQUES

Benzène 20 0.5

Toluène 12 4

Ethylbenzène 17 2

Xylènes (somme) 3 3

Styrène 14 0.8

HYDROCARBURES CHLORES

Dichlorométhane 5 0.13

Tétrachlorométhane 4.5 0.1

Tétrachloroethène 1.7 0.7

Trichloroethène 10 0.65

chlorobenzènes (somme) 30

monochlorobenzène 2.5

1,2-dichlorobenzène 35 ³

1,3-dichlorobenzène 40 ³

1,4-dichlorobenzène 4

Trichlorobenzène 0.5 4

Tétrachlorobenzène 0.1 4

Pentachlorobenzène 0.5

Hexachlorobenzène 0.1

1,1,1-trichloroéthane 10 10

1,1,2-trichloroéthane 5.4 0.2

1,1-dichloroéthane 40 2

Cis+trans-1,2-dichloroéthène 10 0.4

1,2-dichloroéthane 14 0.1

Chlorure de vinyle 27 0.1

Trichlorométhane 14 0.1

HYDROCARBURES AROMATIQUES POLYCYCLIQUES

Naphtalène 2.5 1.5

Benzo(a)pyrène 1.3 0.5

Phénanthrène 60 60

Fluoranthène 47 20

Benzo(a)anthracène 5 5

Chrysène 10 10

Benzo(b)fluoranthène 2 2

Benzo(k)fluoranthène 4.7 1

Benzo(ghi)pérylène 160 160

Indeno(1,2,3-cd)pyrène 1.5 1

Anthracène 3 3




1

zone particulière


Fluorène 45 45

Dibenzo(a,h)anthracène 1.4 0.5

Acénaphtène 9 9

Acénaphtylène 46 1

Pyrène 125 125

CYANURES

Cyanures libres 5 5

Cyanures non oxydables au chlore

5

PESTICIDES

DDT + DDE + DDD 4

Hexachlorocyclohexane (somme)

2

TRIMETHYLBENZENES

1,2,3-TMB 0.81

1,2,4-TMB 1.3

1,3,5-TMB 0.61

CHLOROPHENOLS

chlorophénols (somme) 10

2,4,6-trichlorophénol 0.64

2-chlorophénol 3.93

2,4-dichlorophénol 0.67

2,4,5-trichlorophénol 24

2,3,4,6-tétrachlorophénol 1.79

Pentachlorophénol 5 0.25

AUTRES COMPOSES ORGANIQUES

Hexane

Heptane

Octane

Huile Minérale (>C5-C8) 160 8



Méthyle tertiaire butyléther 11 2

Polychlorobiphenyls 5 1 0.24

AUTRES COMPOSES

Amiante 6 100

Nitrates

1. Par référence à l'Annexe 1 de l'Arrêté du Gouvernement de la Région de Bruxelles-Capitale du 17 décembre 2009 déterminant les normes d'intervention et les normes d'assainissement.

2. La règle suivante doit être respectée : (concentration en 1,2-DCB/norme d'intervention 1,2-DCB) + (concentration en 1,3-DCB/norme d'intervention 1,3-DCB) ≤ 1

3. Les normes d'intervention valent pour la somme des isomères. 4. Vaut pour la somme des PCBs. Les indicateurs PCB (congénères) sont le PCB 28, PCB 52, PCB 101, PCB 118, PCB 138,

PCB 153 et PCB 180. 5. La concentration en amiante serpentine augmentée avec 10 fois la concentration en amiante amphibolique.


PARTIE E. CAS PARTICULIER DES REMBLAIS






1. Introduction

Dans le cas particulier de remblais pollués par des métaux lourds et HAPs, l’expert dispose d’une procédure simplifiée, pour se prononcer rapidement sur l’existence ou non d’un risque d’exposition des personnes, d’un risque de dissémination et/ou d’un risque d’atteinte aux écosystèmes. La procédure simplifiée - représentée schématiquement à la figure suivante - consiste à comparer les concentrations représentatives aux valeurs de risque standard pré-calculées et fournies ci-dessous pour chacun des volets. Il est à noter que ces valeurs de risque standard ne sont pas ajustées aux spécificités du site.

Figure 6 : Représentation schématique de la procédure simplifiée applicable aux remblais pollués par des

métaux lourds et HAPs.



2. Application de la procédure simplifiée

2.1 Etape 0 : Vérification des conditions d’applicabilité de la procédure simplifiée

Pour l’application de la procédure simplifiée, l’expert doit préalablement démontrer et justifier - par le biais d’observations visuelles par exemple - que le matériau pollué concerne bien un remblai et non un sol naturel (le cas échéant, faire référence à la reconnaissance de l’état du sol ou l’étude détaillée qui comprends déjà ces informations). Dans l’hypothèse où l’expert serait confronté à l’une des situations suivantes :

soit à un sol naturel pollué par des HAPS et/ou métaux lourds ;

soit à un remblai pollué par des polluants autres que les HAPs et /ou métaux lourds,

soit à un remblai pollué par des HAPs et/ou des métaux lourds qui seraient distribués par tache (cas d’une pollution par tache qui viendrait se superposer à une pollution plus générale des remblais),

soit à un MCS significativement différent et moins précautionneux que le MCS standard utilisé pour l’établissement des valeurs de risque standard,

la procédure simplifiée n’est pas applicable et l’expert se réfèrera aux outils de palier 1, 2 et/ou proposés dans les parties B (risques d’exposition des personnes), C (risques de dissémination), D (risques pour les écosystèmes).

2.2 Etape 1 : Détermination des concentrations représentatives

De façon générale, les concentrations représentatives seront fixées à :



L’expert peut se référer au Tableau 1 afin de justifier son choix de descripteur statistique en fonction de la quantité de données disponibles. Dans tous les cas, l’expert justifie son choix et le qualifie de « choix réaliste » ou de « choix conservateur ».

2.3 Etape 2 : Comparaison des concentrations représentatives aux normes d’intervention

Conformément à la section 6.4.2 de la Partie A, par convention, les risques sont considérés comme tolérables pour une classe de sensibilité donnée si les concentrations représentatives sont inférieures ou égales aux normes d'intervention spécifiées à l’Annexe 1 de l’Arrêté du 8/10/2015 du Gouvernement de la Région de Bruxelles-Capitale déterminant les normes d’intervention et les normes d’assainissement.

2.4 Etape 3 : Sélection des valeurs de risque standard applicables

Pour les polluants (HAPs et/ou métaux lourds) dont les concentrations dépassent les normes d’intervention de l’Annexe 1 de l’Arrêté du 8/10/2015, l’expert procède à la sélection des valeurs de risque standard applicables et spécifiées ci-dessous pour chacun des volets.

2.4.1 Valeurs de risque standard d’exposition des personnes

2.4.1.1 Principes sous-jacents au calcul des valeurs de risque standard d’exposition des personnes

De façon générale, les valeurs de risque standard d’exposition des personnes (VRS-H) et (VRE-H) ont été calculées pour les scénarios d’exposition standard par référence aux 6 scénarios d'exposition implémentés dans



l'Application I de S-Risk©

et en considérant le sol standard (cf. Tableau 6). Deux scénarios standards supplémentaires ont été ajoutés, à savoir :

le résidentiel sans jardin et avec un revêtement (type IIId) ;

l’industrie lourde avec activités extérieures ET présence d'un revêtement extérieur (Vc).

Les VRS-H pour ces deux scénarios ont été calculées en recourant à l’Application III de S-Risk©

et les VRE-H en recourant à l’Application II de S-Risk

©.

Les valeurs attribuées à l’ensemble des paramètres pour chacun de ces scénarios d’exposition sont disponibles sur le site Internet de S-Risk

© (Technical Guidance Document – Annex IV, https://s-risk.be/documents).

Les valeurs de risques standard d’exposition des personnes (VRS-H) et (VRE-H)sont précisées au Tableau 9 pour les métaux lourds et les HAPs. Conformément à la section 6.4.2 de la Partie A, par convention, si les VRS-H /(VRE-

H) sont inférieures aux normes d'intervention64

il y a lieu de retenir la norme d’intervention pour la classe de sensibilité donnée comme VRS-H/(VRE-H). Ces valeurs sont clairement identifiées dans le tableau. .

_________________________ 64

spécifiées à l’annexe 1 de l’Arrêté du 8/10/2015 du Gouvernement de la Région de Bruxelles-Capitale déterminant les normes d’intervention et les normes d’assainissement




Tableau 9 : Proposition de valeurs de risque standards d’exposition des personnes) (VRS-H) et (VRE-H) applicables aux remblais pollués par des métaux lourds et HAPs.

VRS-H*

Norme d'intervention pour le sol


Agricole Résidentiel Récréatif Industriel

Résidentiel avec jardin potager en zone agricole

(1)

Résidentiel avec jardin potager

(1)

Résidentiel sans jardin ET présence d'un

revêtement extérieur (2)


(1)

Récréatif de séjour (1)

Industrie légère (1)


(1)


ET présence d'un revêtement extérieur

(2)

zone particulière Zone d 'habitat Zone Industrielle

(type II) (type IIIa) (type IIId) (type IVa) (IVb) (type Va) (type Vb) (type Vc)


Arsenic 19 40 NL 292 241 1505 1157 NL 58 103 267 Cadmium 8.80 22 NL 973 604 646 528 NL 2 6 30 Chrome (III) 101 145 NL 1538 1359 20490 7946 NL 130 240 880 Cuivre 1454 2359 NL 91980 81270 > 1 kg/kg sol 448300 NL 120 197 500 Mercure 3.89 3.89 3.91 20130 26 45 1638 NL 2.9 4.8 11 Plomb 247 282 NL 1729 1527 26230 10170 NL 200 560 1250 Nickel 127 151 NL 1624 1180 3434 3253 NL 93 95 530 Zinc 835 4099 NL 159400 140900 > 1 kg/kg sol > 1 kg/kg sol NL 333 333 1250


Naphtalène 1.62 1.69 1.85 1290 12 73 483 491 1.5 5 160 Benzo(a)pyrène 0.36 4.86 NL 38 29 95 57 NL 0.5 3.6 7.2 Phénanthrène 225 236 267 29810 11630 22920 26940 NL 60 65 1650 Fluoranthène 112 195 NL 2982 1860 3156 2796 NL 20 30 270 Benzo(a)anthracène 11 33 NL 298 205 339 282 NL 5 10.5 30 Chrysène 33 375 NL 2983 2172 3548 2843 NL 10 180 320 Benzo(b)fluoranthène 4.92 37 NL 298 217 355 284 NL 2 7 30 Benzo(k)fluoranthène 3.18 37 NL 298 217 355 284 NL 1 11.5 30 Benzo(ghi)pérylène 279 2445 NL 13700 10990 206900 89620 NL 160 3920 4690 Indeno(1,2,3-cd)pyrène 3.27 37 NL 298 217 355 284 NL 1 20 30 Anthracène 17450 24420 NL 137000 109900 > 1 kg/kg sol 896300 NL 3 70 4690 Fluorène 1776 2616 NL 18270 14620 275500 119400 NL 45 3950 4690 Dibenzo(a,h)anthracène 0.34 4.45 NL 35 27 63 44 NL 0.5 2.9 3.6 Acénaphtène 29 30 30 27390 183 239 14430 NL 9 14 210 Acénaphtylène 9.85 11 13 2877 75 99 535 660 1 1 40 Pyrène 1001 2387 NL 13700 10990 35190 28400 NL 125 395 3150

* Les valeurs de risques standard d'exposition des personnes (VRS-H) mises en couleur sont inférieures aux normes d'intervention spécifiées à l’annexe 1 de l’Arrêté du 8/10/2015 du Gouvernement de la Région de Bruxelles-Capitale déterminant les normes d’intervention et les normes d’assainissement pour cette classe de sensibilité.

NL - Non Limité - le logiciel S-Risk fournit une concentration de 0 mg/kg avec une justification mentionnant "que la concentration n'a aucune influence sur le résultat de calcul de l'IR". En réalité la concentration peut être illimité et les risques sont gérés par la présence du recouvrement.

(1) Scénarios standards d'exposition par référence aux 6 scénarios d'exposition implémentés dans l'Application I de S-Risk et utilisation du sol standard.

(2) Scénarios additionnels considérés pour les remblais. Valeurs calculées avec l'Application III et le sol standard.

Légende couleur :

VRS-N < norme d'intervention pour une "zone particulière", "zone d'habitat" ET "zone industrielle

VRS-N < norme d'intervention pour une "zone d'habitat" ET zone industrielle"

VRS-N < norme d'intervention pour une "zone industrielle

VRS-N > norme d'intervention quelle que soit la classe de sensibilité



VRE-H* Norme d'intervention pour l’eau souterraine

(g/l)

(g/l)

Agricole Résidentiel Récréatif Industriel

Résidentiel avec jardin potager en zone agricole

(1)

Résidentiel avec jardin potager

(1)

Résidentiel sans jardin ET présence d'un

revêtement extérieur (2)


(1)

Récréatif de séjour (1)

Industrie légère (1)


(1)


ET présence d'un revêtement extérieur

(2)

Toutes zones

(type II) (type IIIa) (type IIId) (type IVa) (IVb) (type Va) (type Vb) (type Vc)


Arsenic 750 NL NL NL NL NL NL NL 20 Cadmium 35000 NL NL NL NL NL NL NL 5 Chrome (III) 4700 NL NL NL NL NL NL NL 50 Cuivre 1020000 NL NL NL NL NL NL NL 100 Mercure 1,063 1,06 2,34 10 1,77 3,55 3,55 7,84 1 Plomb 31000 NL NL NL NL NL NL NL 20 Nickel 73000 NL NL NL NL NL NL NL 40 Zinc 280000 NL NL NL NL NL NL NL 500


Naphtalène 164 165 320 134000 1125 3543 3543 6780 60 Benzo(a)pyrène 2,28 265 297 13970 493,5 987,2 987,2 1070 0,7 Phénanthrène 839,6 839,6 1072 71930 839,4 1679 1679 2140 120 Fluoranthène 382 434,8 473 34200 434,7 869,6 869,6 946 4 Benzo(a)anthracène 31,95 41,47 45,27 3347 41,47 82,94 82,94 90,5 7 Chrysène 194,5 4104 4434 143400 4103 8206 8206 8870 1,5 Benzo(b)fluoranthène 33,3 422,7 456,5 15000 422,9 846 846 913 1,2 Benzo(k)fluoranthène 19,5 432,7 467,2 15120 432,5 865,1 865,1 934 0,76 Benzo(ghi)pérylène 1945 5843000 38400000 1580000000 59210000 118500000 118500000 128800000 0,26 Indeno(1,2,3-cd)pyrène 19,8 636 692 17700 636,7 1274 1274 1380 0,1 Anthracène 180000 245100 508000 35990000 410200 820300 820300 1690000 75 Fluorène 96580 227100 347500 32920000 381500 763400 763400 1160000 120 Dibenzo(a,h)anthracène 2,06 538,4 594 6213 538,3 1076 1076 1185 0,5 Acénaphtène 217,5 217,5 359 18660 217,6 435,2 435,2 719 180 Acénaphtylène 260 260 290 20680 260,1 520,3 520,3 580 70 Pyrène 2890 3003 3335 245700 3003 6006 6006 6670 90

* Certaines valeurs de risques standard d'exposition des personnes (VRE-H) dépassent la solubilité maximale. NL - Non Limité (1) Scénarios standards d'exposition par référence aux 6 scénarios d'exposition implémentés dans l'Application I de S-Risk et utilisation du sol standard. (2) Scénarios additionnels considérés pour les remblais. Valeurs calculées avec l'Application III et le sol standard.



2.4.1.2 Sélection des valeurs de risque standard d’exposition des personnes

En vue de l’évaluation des risques potentiels d’exposition des personnes, l’expert sélectionne la VRS-H / VRE-H applicable associée au scénario d’exposition standard

correspondant le plus à la classe de sensibilité. Afin de

justifier son choix, l’expert en pollution du sol se réfèrera au tableau 5 rappelé ci-dessous qui donne la correspondance entre les classes de sensibilité (d’après l’annexe 1 de l’Arrêté du 8/10/2015 du Gouvernement de la Région de Bruxelles-Capitale déterminant les normes d’intervention et les normes d’assainissement) ainsi que les zones du PRAS qui leurs sont rattachées (d’après l’annexe 3 du même arrêté), les usages standards et les scénarios d’exposition standards à retenir pour l’évaluation des risques potentiels. Tableau 5 : Correspondance entre les classes de sensibilité, les usages standards, les zones du Plan Régional

d’Affectation du Sol (PRAS) et les scénarios d’exposition standards à retenir pour l’évaluation des risques potentiels d’exposition des personnes.

Classes de sensibilité

(Annexe 1 de l’Arrêté du 8/10/2015 du

Gouvernement de la Région de Bruxelles-

Capitale)

Usage standard (Annexe IV de l'Arrêté du Gouvernement flamand

fixant le règlement flamand relatif à

l'assainissement du sol et à la protection du sol)

Zones du PRAS (Annexe 3 de l’Arrêté du 8/10/2015 du

Gouvernement de la Région de Bruxelles-Capitale)


(1)

zone particulière Usage standard de type II (agriculture)

zones agricoles Résidentiel avec jardin en zone agricole (type II)

zones vertes

zones vertes à haute valeur biologique

zones de parc

zones forestières

zones de servitude au pourtour des bois et forêts

zones de cimetière


zone d’habitat Usage standard de type III (zone d’habitat)

zones d’habitation à prédominance résidentielle

zones d’habitation

zones mixtes

zones de forte mixité

Zone d'Entreprises en Milieu Urbain (ZEMU)

Zone d'équipements d'intérêt collectif ou de service public

Zones administratives

Résidentiel avec jardin potager (type IIIa)

zones de sport ou de loisir en plein air


zone industrielle Usage standard de type V (zone industrielle)

zones d’industries urbaines Industrie légère (type Va)

zones d’activités portuaires et de transport

zones de chemin de fer

Industrie lourde avec activités extérieures (type Vb)

(2) Par référence aux 6 scénarios d’exposition implémentés dans l’Application I de S-Risk©

.

En vue de l’évaluation des risques actuels pour les personnes pour un usage concret actuel ou des risques futurs pour un usage projeté, l’expert sélectionne la VRS-H / VRE-H applicable associée au scénario d’exposition standard

correspondant le plus à l’usage concret et / à l’usage projeté parmi les 8 scénarios standards

d’exposition disponibles.



2.4.2 Valeurs de risque standard de lessivage

2.4.2.1 Principes sous-jacents au calcul des valeurs de risque standard pour le lessivage

De façon générale, les valeurs de risque standard de lessivage (VRS-N) correspondent à des concentrations en polluants dans le sol qui permettent de garantir – à long terme – le respect de la valeur d’intervention de l’Arrêté du 17 décembre 2009 (égale à la Bodemsaneringsnorm du Vlarebo). Pour les polluants les moins solubles, les valeurs ont été limitées par leur solubilité. Les hypothèses retenues et les procédures de calcul sous-jacentes à leur obtention sont décrites dans le document « Bepaling van risico’s door uitloging en beschrijving evolutie van de bodemkwaliteit – Deel 1 (methodiek) » disponible sur le site de l’OVAM. Les conditions standard sont brièvement rappelées dans l’encadré.

Conditions standard pour l’obtention des valeurs de risque standard pour les eaux souterraines Les VRN-S ont été calculées sur base de la relation suivante :

𝑉𝑅𝑁−𝑆 = 𝐶𝑔𝑤 × 𝐷𝐹 × (𝐾𝑑 +𝜃𝑤 + 𝐻′ × 𝜃𝑎

𝜌𝑏

)

Où Cgw est l’objectif de qualité pour l’eau souterraine (fixée à la Bodemsaneringsnorm du Vlarebo) DF est le facteur de dilution standard fixé à 2.3 compte tenu des paramètres standard retenus pour son

calcul, Kd est le coefficient de partition sol-eau spécifique du polluant, 𝜃𝑤 est la teneur volumétrique en eau du sol standard, 𝜃𝑎 est la teneur volumétrique en air du sol standard, H’ la constante d’Henry adimensionnelle spécifique au polluant, 𝜌𝑏 est la densité apparente à l’état sec du sol standard. Le scénario standard sous-jacent comprend (cf. section 5.4 du document « Bepaling van risico’s door uitloging en beschrijving evolutie van de bodemkwaliteit – Deel 1 (methodiek) » :

un terrain standard dont les paramètres sont les suivants : o teneur en matière organique de 2 % ou une fraction de carbone organique de 0.0116, o taux d’argile de 10 % o pH égal à 6 o capacité d’échange cationique de 10.8 meq/100 g o densité apparente à l'état sec de 1,5 kg/dm³, o fraction de la porosité remplie d'eau dans le sol (teneur volumétrique d’eau dans le sol) de

0.2, o fraction de la porosité remplie d’air dans le sol (teneur volumétrique d’air dans le sol) de

0.23, o longueur du terrain de 50 m o épaisseur de la zone non saturée de 2 m, o ruissellement de 0.115 m/an, o infiltration de 0.265 m/an (= précipitations – ruissellement – évapotranspiration)

un climat standard dont les caractéristiques sont les suivantes : o température de 283 K, o précipitations de 0.780 m/an, o évapotranspiration de 0.400 m/an, o une nappe standard gradient hydraulique de 0.001 m/m, o épaisseur de la nappe phréatique de 30 m,

http://www.ovam.be/sites/default/files/Bepaling%20van%20risico%27s%20door%20uitloging%20en%20beschrijving%20van%20de%20bodemkwaliteit%20-%20Deel%201%20-%20Opstellen%20methodiek.pdf





o conductivité hydraulique de 365 m/an.

Les valeurs de risques standard de lessivage pour les eaux souterraines (VRS-N) sont précisées au Tableau 10 pour les métaux lourds et les HAPs. Conformément à la section 6.4.2 de la Partie A, par convention, si les VRS-N sont inférieures aux normes d'intervention

65 il y a lieu de retenir la norme d’intervention pour la classe de

sensibilité donnée comme VRS-N. Ces valeurs sont clairement identifiées dans le tableau.

Tableau 10 : Proposition de valeurs de risques standards pour le lessivage (VRS-N) applicables aux remblais pollués par des métaux lourds et HAPs.

VRS-N ²

Norme d'intervention pour le sol 1

zone particulière Zone d 'habitat Zone Industrielle



Arsenic 27 58 103 267 Cadmium 2.9 2 6 30

Chrome (III) 673 130 240 880

Cuivre 108 120 197 500

Mercure 9.9 2.9 4.8 11

Plomb 537 200 560 1250

Nickel 40 93 95 530

Zinc 305 333 333 1250


Naphtalène 1.8 1.5 5 160 Benzo(a)pyrène 29 0.5 3.6 7.2

Phénanthrène 98 60 65 1650

Fluoranthène 13 20 30 270

Benzo(a)anthracène 89 5 10.5 30

Chrysène 9.2 (S) 10 180 320

Benzo(b)fluoranthène 7.6 (S) 2 7 30

Benzo(k)fluoranthène 4 (S) 1 11.5 30

Benzo(ghi)pérylène 1.2 (S) 160 3920 4690

Indeno(1,2,3-cd)pyrène 13 (S) 1 20 30

Anthracène 339 (S) 3 70 4690

Fluorène 59 45 3950 4690

Dibenzo(a,h)anthracène 12 (S) 0.5 2.9 3.6

Acénaphtène 64 9 14 210

Acénaphtylène 8.7 1 1 40

Pyrène 79 125 395 3150

Légende couleur :

VRS-N < norme d'intervention pour une "zone particulière", "zone d'habitat" ET "zone industrielle

VRS-N < norme d'intervention pour une "zone d'habitat" ET zone industrielle"

VRS-N < norme d'intervention pour une "zone industrielle

VRS-N > norme d'intervention quelle que soit la classe de sensibilité

(S) Valeurs limitées par la solubilité du polluant

1. Par référence à l'Annexe 1 de l'Arrêté du Gouvernement de la Région de Bruxelles-Capitale du 17 décembre 2009 déterminant les normes d'intervention et les normes d'assainissement. 2. Les valeurs de risques standard pour le lessivage (VRS-N) mises en couleur sont inférieures aux normes d'intervention spécifiées à l’annexe 1 de l’Arrêté du 8/10/2015 du Gouvernement de la Région de Bruxelles-Capitale déterminant les normes d’intervention et les normes d’assainissement pour la classe de sensibilité spécifiée. _________________________

65 spécifiées à l’annexe 1 de l’Arrêté du 8/10/2015 du Gouvernement de la Région de Bruxelles-Capitale

déterminant les normes d’intervention et les normes d’assainissement



2.4.2.2 Sélection des valeurs de risque standard pour le lessivage

En vue de l’évaluation des risques pour les eaux souterraines (par lessivage), l’expert retiendra les VRS-N des polluants (HAPs et/ou métaux lourds) dont les valeurs sont supérieures aux normes d’intervention spécifiées à l’Annexe 1 de l’Arrêté du 8/10/2015 pour la classe de sensibilité donnée.

2.4.3 Distances de dispersion latérale standard pour les eaux souterraines

2.4.3.1 Principes sous-jacents au calcul des distances de dispersion standard pour les eaux souterraines

les distances de dispersion standard pour les eaux souterraines (Dstandard) pour les métaux lourds et les HAP, correspondent aux distances parcourues par ces polluants endéans les 15 ans dans les conditions du scénario standard susmentionné. Ces distances sont calculées à l’aide des outils pour l’évaluation des risques de transport latéral supra (cf. section 3.2.2.1) avec les mêmes hypothèses retenues pour le calcul des valeurs de risque standard pour les eaux souterraines (VRS-N).

Tableau 11a : Proposition des distances de dispersion standard pour les eaux souterraines (Dstandard) applicables aux remblais pollués par des métaux lourds et HAPs. Dstandard

(en m) METAUX LOURDS ET METALLOÏDES

Arsenic 0,007 Cadmium 0,016

Chrome (III) 0,001

Cuivre 0,009

Mercure 0,001

Plomb 0,000

Nickel 0,009

Zinc 0,016


Naphtalène 3,576 Benzo(a)pyrène 0,003

Phénanthrène 0,149

Fluoranthène 0,037

Benzo(a)anthracène 0,006

Chrysène 0,012

Benzo(b)fluoranthène 0,011

Benzo(k)fluoranthène 0,013

Benzo(ghi)pérylène 0,015

Indeno(1,2,3-cd)pyrène 0,001

Anthracène 0,155

Fluorène 0,246

Dibenzo(a,h)anthracène 0,003

Acénaphtène 0,338

Acénaphtylène 0,952

Pyrène 0,080

Etant donné que les distances de dispersion standard pour l’souterraine (Dstandard) applicables aux remblais pollués par des métaux lourds et HAPs sont négligeables pour les métaux lourds et les HAP à l’exception du naphtalène, il est proposé de ne tenir compte de ce critère que pour le naphtalène.



2.4.4 Valeurs de risque standard pour les écosystèmes

2.4.4.1 Principes sous-jacents au calcul des valeurs de risque standard pour les écosystèmes

Par convention (cf. Partie D), les valeurs de risque standard pour les écosystèmes (VRS-E) s’appliquent aux parcelles qui présentent un enjeu écologique particulier : parcelles classées, placées en liste de sauvegarde ou celles pour lesquelles on a (ou on projette de) conférer le statut de zone Natura 2000, de réserve naturelle ou de zone à haute valeur biologique. Les VRS-E assurent 50 % de protection des espèces (invertébrés du sol et végétaux terrestres) et des processus biologiques (par exemple la nitrification, la minéralisation). Les hypothèses retenues et les procédures de calcul sous-jacentes à leur obtention sont décrites à l’Annexe D2 du Guide de Référence pour l’étude de Risque (GRER v02). Les valeurs de risques standard pour les écosystèmes (VRS-E) sont précisées au Tableau 12 pour les métaux lourds et les HAPs. Conformément à la section 6.4.2 de la Partie A, par convention, si les VRS-E sont inférieures aux normes d'intervention pour une « zone particulière »

66 il y a lieu de retenir la norme d’intervention pour

la zone « particulière » comme VRS-E. Ces valeurs sont clairement identifiées dans le tableau.

2.4.4.2 Sélection des valeurs de risque standard pour les écosystèmes

En vue de l’évaluation des risques pour les écosytèmes pour des parcelles présentant un enjeu écologique particulier, l’expert retiendra les VRS-E des polluants (HAPs et/ou métaux lourds) dont les valeurs sont supérieures aux normes d’intervention spécifiées à l’Annexe 1 de l’Arrêté du 8/10/2015 pour une « zone particulière ».

_________________________ 66

spécifiées à l’annexe 1 de l’Arrêté du 8/10/2015 du Gouvernement de la Région de Bruxelles-Capitale déterminant les normes d’intervention et les normes d’assainissement



Tableau 12 : Proposition de valeurs de risques standards pour les écosystèmes (VRS-E) applicables aux remblais pollués par des métaux lourds et HAPs.


1

zone particulière



Arsenic 58 58

Cadmium 14 2

Chrome (III) 167 130

Cuivre 120 120

Mercure 18 2.9

Plomb 386 200

Nickel 211 93

Zinc 333 333


Naphtalène 2.5 1.5

Benzo(a)pyrène 1.3 0.5

Phénanthrène 60 60

Fluoranthène 47 20

Benzo(a)anthracène 5 5

Chrysène 10 10

Benzo(b)fluoranthène 2 2

Benzo(k)fluoranthène 4.7 1

Benzo(ghi)pérylène 160 160

Indeno(1,2,3-cd)pyrène 1.5 1

Anthracène 3 3

Fluorène 45 45

Dibenzo(a,h)anthracène 1.4 0.5

Acénaphtène 9 9

Acénaphtylène 46 1

Pyrène 125 125

1. Par référence à l’annexe 1 de l’Arrêté du 8/10/2015 du Gouvernement de la Région de Bruxelles-Capitale déterminant les normes d’intervention et les normes d’assainissement

2.5 Etape 4 : Comparaison des concentrations représentatives aux valeurs de risques standard et comparaison des distances de dispersion standard aux distances par rapport aux cibles

Pour les polluants (HAPs et/ou métaux lourds) dont les concentrations dépassent les normes d’intervention de l’Annexe 1 de l’Arrêté du 8/10/2015, l’expert procède à la comparaison des concentrations représentatives avec les valeurs de risque standard applicables et pour le naphtalène la distance de dispersion standard (Dstandard) est comparée aux distances entre le point de contrôle (piézomètre) encore pollué le plus proche de chacune des cibles telles qu'identifiées supra (cf. section 3.1.5) (Dcible)

Pour les polluants dont les concentrations représentatives sont supérieures aux normes d’intervention, l’expert peut conclure à :

l’absence de risque d’exposition des personnes, de dissémination (lessivage), pour les écosystèmes si les concentrations représentatives sont inférieures ou égales à la valeur minimale de VRS-H, VRE-H, VRS-N

et VRS-E.



l’absence de risque de dissémination latéral si la distance Dstandard est inférieure aux distances Dcible

pour le naphtalène

Concernant le risque de dissémination et dans le cas où la valeur de risque standard pour le lessivage est dépassée, l’expert doit tenir compte des observations de terrain pour se prononcer sur la nécessité de passer aux outils de palier 2. Pour les pollutions dont l’âge est bien connue, l'expert peut évaluer sur base des observations de terrain (concentrations sol et eau, vitesse de dispersion calculée sur base de la dispersion avérée,...) le risque de lessivage sans devoir faire appel à F-leach. Dans les autres cas de figure, le risque d’exposition des personnes et/ou le risque de dissémination (lessivage) et/ou pour les écosystèmes ne peuvent pas être exclus et l’expert poursuit avec la méthodologie décrite respectivement dans les parties B (cf. section 3 – Outil de palier 2 et recours à S-Risk

©), C (cf. section 3.2 – Outil

de palier 1 avec le calcul du temps de lessivage et si nécessaire de palier 2 et 3) et D (cf. section 4 – Outil de palier 2).

3. FIN