INB 105. PIECE 7 - Drome

Etude d'impact Pièce 7

DEMANDE DE MISE A L'ARRET DEFINITIF ET DE DEMANTELEMENT DE L'INB 105 Chapitre 7, page 1/91

INB 105. PIECE 7 ETUDE D'IMPACT

1. Introduction de l’étude d’impact

2. Description du projet de démantèlement de l’INB 105 et origine des effets

3. Analyse de l’état initial de l’environnement

4. Analyse des effets négatifs et positifs, direct et indirects, temporaires et permanents du projet de démantèlement de l’INB 105 sur l’environnement

5. Raisons pour lesquelles le projet de démantèleme nt de l’INB 105 a été retenu

6. Mesures envisagées pour supprimer, limiter ou compenser les inconvénients du projet de démantèlement de l’INB 105

7. Méthodes utilisées pour évaluer l’état initial d e l’environnement, les effets du projet et difficulté s techniques rencontrées pour la réalisation de l’étu de d’impact

8. Conclusion de l’étude d’impact

9. Annexes

Pièce 7 Etude d'impact

Chapitre 7, page 2/91 DEMANDE DE MISE A L'ARRET DEFINITIF ET DE DEMANTELEMENT DE L'INB 105

Sommaire

7. Méthodes utilisées pour évaluer l’état initial de l’environnement, les effets du projet et difficulté s techniques rencontrées pour la réalisation de l’étu de d’impact .......................................... ............................................... 4

7.1 Méthode d’établissement de l’état initial des écosy stèmes .................... 4

7.1.1 Méthodologie ...................................... ............................................................................. 5

7.1.2 Difficultés techniques et scientifiques et incertit udes associées à l’établissement de l’état initial des écosystèmes . ...................................................... 29

7.1.3 Bilan des incertitudes ............................ ....................................................................... 35

7.2 Méthode d’établissement de l’état initial physico-c himique et radiologique de l’environnement ................... ......................................... 36

7.2.1 Réseau de surveillance de l’environnement ......... ...................................................... 36

7.2.2 Diagnostic du sol et du sous-sol au droit du projet ................................................... 37

7.3 Méthode d’établissement de l’état initial du bruit dans l’environnement.................................... .................................................... 41

7.3.1 Matériel et méthode ............................... ........................................................................ 41

7.3.2 Analyses statistiques (arrondis à 0,5 dB près confo rmément à la norme NFS 31 010) .................................................................................................................... 41

7.3.3 Bilan des incertitudes liées à la mesure .......... ............................................................ 42

7.4 Méthode d’établissement du terme source ........... ................................. 42

7.5 Méthode d’évaluation de l’impact sanitaire des reje ts radioactifs ....... 43

7.5.1 Compléments méthodologiques ....................... ........................................................... 43

7.5.2 Incertitudes associées à l’évaluation de l’impact d osimétrique ............................... 45

7.5.3 Influence de l’évolution des paramètres de transfer t sur l’étude d’impact .............. 50

7.5.4 Analyse de sensibilité ............................ ....................................................................... 51

7.6 Méthode d’évaluation de l’impact sanitaire des reje ts chimiques ........ 53


7.6.2 Incertitudes associées à l’évaluation des risques s anitaires .................................... 63



7.7 Méthode d’évaluation de l’impact environnemental de s rejets radioactifs ....................................... .......................................................... 67

7.7.1 Analyse des méthodes .............................. .................................................................... 68

7.7.2 Incertitudes associées à l’évaluation des impacts e nvironnementaux radiologiques ..................................... ........................................................................... 75

7.8 Méthode d’évaluation de l’impact environnemental de s rejets chimiques ......................................... ........................................................ 76


7.8.2 Incertitudes associées à l’évaluation des impacts e nvironnementaux .................... 79

7.9 Méthode d’évaluation de l’impact sonore ........... ................................... 81

7.9.1 Présentation du logiciel et utilisation ........... ............................................................... 81

7.9.2 Incertitudes ...................................... .............................................................................. 86

7.10 Comparaison des modèles de dispersion utilisés pour la modélisation des rejets gazeux .................... ........................................... 86

7.10.1 Méthodologie de comparaison ....................... .............................................................. 86

7.10.2 Comparaison des deux logiciels .................... .............................................................. 87

7.11 Synthèse des incertitudes et de leurs impacts sur l a quantification des risques ....................................... ........................................................ 88



7. Méthodes utilisées pour évaluer l’état initial d e l’environnement, les effets du projet et difficulté s techniques rencontrées pour la réalisation de l’étude d’impact

Rappel de la réglementation - Extrait Code de l’Env ironnement Article R.122-5 :

« 8° Une présentation des méthodes utilisées pour établir l’état initial visé au 2° et évaluer les effets du projet sur l’environnement et, lorsque plusieurs méthodes sont disponibles, une explication des raisons ayant conduit au choix opéré.

9° Une description des difficultés éventuelles, de nature technique ou scientifique, rencontrées par le maître d’ouvrage pour réaliser cette étude ».

Cette partie vise à présenter les méthodes utilisées pour évaluer les impacts des installations de la Direction de la conversion d’AREVA NC Pierrelatte, tout en étant transparent sur leurs incertitudes. L’objectif est de montrer que les « meilleures méthodes disponibles » ont été mises en œuvre. Conformément à l’Article R.122-5 du Code de l’Environnement, les méthodes présentées sont celles mises en œuvre pour :

� établir l’état initial,

� évaluer les effets du projet.

7.1 Méthode d’établissement de l’état initial des é cosystèmes

Le paragraphe présente :

� la méthodologie d’établissement de l’état initial des écosystèmes,

� les limites techniques et scientifiques rencontrées.

Les méthodes ont été choisies en fonction des milieux ciblés.



7.1.1 Méthodologie

7.1.1.1 Méthodologie générale

La méthodologie consiste à réaliser un diagnostic écologique. Ce diagnostic est effectué pour l’ensemble des installations de la plate-forme AREVA du Tricastin, et non pas seulement pour les installations situées sur le périmètre de l’INB 105.

L’objectif du diagnostic écologique du site industriel du Tricastin est entre autre d’établir un état « zéro » des écosystèmes dans un périmètre de 10 km autour du site industriel du Tricastin.

Afin de répondre à cet objectif, trois périmètres emboîtés sont définis :

� le périmètre élargi d’environ de 31 415 ha, correspondant à un cercle de rayon égal à 10 km centré sur la plate-forme AREVA du Tricastin,

� le périmètre rapproché d’environ 1 350 ha, comprenant la plate-forme AREVA du Tricastin et l’ensemble des terrains compris dans un rayon de 500 m autour de la plate-forme, il est étendu à 1 km au Sud de façon à intégrer la confluence de la Gaffière avec la Mayre-Girarde, le Lauzon et les plans d’eau voisins,

� le périmètre de la plate-forme AREVA du Tricastin d’environ 480 ha (hors CNPE d’EDF) subdivisé en sous-périmètres pour chacune des unités de production (AREVA NC, EURODIF Production, SOCATRI…).



Figure 1 : Périmètres d'étude des écosystèmes à pro ximité de la plate-forme AREVA du

Tricastin (ECOSPHERE 2010)

Les groupes inventoriés sont les suivants :

� flore terrestre et flore aquatique des habitats,

� lichens,

� oiseaux,

� mammifères,

� amphibiens,

� reptiles,

� poissons,

� papillons diurnes,

� libellules,

� orthoptères (criquets, grillons, sauterelles),

� macro-invertébrés aquatiques.



La réalisation du diagnostic écologique dans le périmètre élargi est effectuée à partie d’une analyse bibliographique, complétée par une prospection de terrain uniquement pour les lichens.

Le diagnostic écologique dans le périmètre rapproché et sur la plate-forme AREVA du Tricastin est basé sur une analyse bibliographique suivie d’un inventaire de terrain de chaque groupe identifié ci-dessus. Cet inventaire a été réalisé entre juillet 2009 et septembre 2010.

Trois sociétés se sont associées dans le cadre du diagnostic écologique :

� la société ECOSPHERE pour la coordination du diagnostic écologique et l’étude faune/flore,

� la société ASCONIT pour les études hydrobiologique et piscicole,

� la société EVINERUDE pour l’étude lichénologique.

7.1.1.2 Analyse du périmètre élargi

7.1.1.2.1 Méthodologie globale du diagnostic écolog ique

Le diagnostic écologique sur le périmètre élargi consiste à récolter et synthétiser l’ensemble des données bibliographiques afin de :

� présenter les espaces d’intérêt patrimonial : tous les sites reconnus pour leur intérêt écologique font l’objet d’une fiche synthétique,

� définir les enjeux écologiques des sites reconnus (intérêt floristique, faunistique, piscicole, géologique…),

� définir les sites les plus sensibles à l’activité industrielle du site industriel du Tricastin.

Les paragraphes suivants détaillent les sources bibliographiques utilisées pour la réalisation du contexte :

� écologique micro-régional (espaces remarquables et données faunistiques),

� hydrobiologique et piscicole,

� lichénologique.

7.1.1.2.2 Espaces remarquables et données faunistiq ues

La réalisation du diagnostic écologique autour du site industriel du Tricastin effectuée par ECOSPHERE s’appuie sur l’analyse des fiches descriptives des sites internet reconnus pour leur intérêt écologique tels que les sites des DREAL et du Ministère de l’Ecologie, de l’Energie, du développement durable et de la Mer.

En complément, une enquête est menée auprès des organismes et principales associations de protection de la nature impliqués dans le secteur d’étude (périmètre élargi).

Peu de réponses ont été reçues suite aux demandes de données faunistiques, à l’exception de l’ONCFS, gestionnaire de la Réserve de Chasse et de Faune Sauvage (RCFS) de Donzère-Mondragon, qui a transmis de nombreux travaux scientifiques. Néanmoins, de nombreuses données communales sont mises en ligne par le CORA Faune Sauvage (Drôme, Ardèche) et la Ligue pour la Protection des Oiseaux (LPO) Vaucluse, l’ensemble de ces données a été consulté.



Enfin, en dehors des espaces naturels reconnus, il peut exister des secteurs d’intérêt écologique présentant des espèces protégées qui ne sont alors pas mis en avant. Les éléments d’intérêt écologique connus (notamment, les stations d’espèces végétales remarquables…) sont néanmoins référencés (localisation, auteur, année de l’observation…).

7.1.1.2.3 Contexte hydrobiologique et piscicole

Réseau hydrographique

Concernant les enjeux liés au réseau hydrographique, une recherche bibliographique spécifique a été menée par la société ASCONIT.

Seuls les cours d’eau les plus significatifs du secteur sont retenus et peuvent être considérés comme pertinents/prioritaires dans le cadre d’un suivi : Rhône, Lauzon, Lez, Berre, Ardèche, Echavarelles, Roubine. Les autres sont essentiellement des cours d’eau temporaires ou de petits ruisseaux sur lesquels il n’existe a priori pas de données hydrobiologiques et probablement peu d’enjeux liés aux peuplements aquatiques.

Les lônes, du fait de leurs caractéristiques « naturelles » et de la diversité des habitats qu’elles recèlent, présentent probablement des peuplements plus diversifiés mais elles n’ont pas fait, a priori, l’objet d’études spécifiques. La seule exception concerne les lônes incluses dans les lots de pêche de l’AAPPMA de la Gaule Pierrelattine sur lesquelles quelques informations issues des pêcheurs ont été collectées.

Contexte piscicole

L’objectif de l’enquête bibliographique est de dresser une liste des espèces d’intérêt patrimonial les plus sensibles au fonctionnement des installations AREVA.

Cette recherche cible donc essentiellement les espèces de poissons. L’élaboration de cette base de données a nécessité l’implication de l’ensemble des acteurs du secteur d’étude, voire du bassin versant susceptibles de détenir des informations sur les peuplements piscicoles.

Les interviews des structures contactées ont fait l’objet d’un compte-rendu. L’étude bibliographique a également nécessité la consultation de données en lignes.

7.1.1.2.4 Contexte lichénologique

Les Lichens sont un groupe difficile à appréhender (détermination nécessitant un spécialiste) et sont peu inventoriés par les naturalistes amateurs. Il en résulte que peu de données sont disponibles. Aucun travail antérieur n'est référencé sur le site même.

Il existe néanmoins une source de données bibliographiques départementales, le « Catalogue des lichens de France » (Claude Roux, Version 6 non publiée), consulté pour les départements de la Drôme et du Vaucluse.

Aucune indication n’existe sur le statut de rareté des espèces.

A noter toutefois que l’étude des lichens a nécessité des prélèvements dans le périmètre élargi.



7.1.1.3 Analyse du périmètre rapproché et de la pla te-forme AREVA du Tricastin

7.1.1.3.1 Méthodologie globale de l’inventaire faun e/flore

L’inventaire faune/flore sur le périmètre rapproché a été réalisé par échantillonnage en raison des importantes surfaces à prospecter (plus de 1 000 ha pour le périmètre rapproché) : un inventaire approfondi de l’ensemble du périmètre rapproché aurait demandé de nombreuses journées de terrain. Des inventaires plus précis ont néanmoins complété le travail lorsque des habitats à fort enjeu ont été détectés (par exemple : la Prairie mésohygrophile méso-oligotrophile au sud, la Pelouse pionnière oligotrophile temporairement humide de la zone des « Etangs Ouest »…).

La chronologie des études phytoécologique et faunistique est la même. Elle se décompose selon les 5 phases suivantes :

� phase 1 : recherche bibliographique et enquête : contact de l’ensemble des organismes concernés par le périmètre et disposant de données naturalistes (collectivités territoriales, association de protection de la nature, organismes privés). A noter que peu de données sur la faune terrestre ont été transmises. Néanmoins de nombreuses données ont pu être récoltées sur les bases de données mises en ligne par le CORA Faune sauvage et la LPO,

� phase 2 : analyse des documents cartographiques et photographiques : préalablement aux inventaires de la faune et de la flore terrestres, consultation des cartes et des photographies aériennes, en vue d’un repérage des secteurs les plus intéressants en préalable à la réalisation des prospections,

� phase 3 : prospections de terrain dans les limites du périmètre rapproché (excepté pour les lichens),

� phase 4 : traitement et analyse des données recueillies,

� phase 5 : évaluation des enjeux écologiques et réglementaires.

Les paragraphes suivants détaillent la méthode utilisée pour chaque groupe inventorié :

� le contexte hydrobiologique du périmètre rapproché comprenant le périmètre de la plate-forme AREVA du Tricastin,

� les inventaires des groupes inventoriés au sein de la faune et de la flore.



7.1.1.3.2 Contexte hydrobiologique dans le périmètr e rapproché

Sur ce périmètre, l’objectif est de dégager une liste d’espèces patrimoniales ou protégées mais également de synthétiser l’ensemble des données disponibles, notamment les études menées par la société ARALEP (Application de la Recherche A L'Expertise des Pollutions) depuis 2005. Cette dernière a réalisé trois inventaires dans les milieux aquatiques sur la zone d’étude, en 2005, 2007 et 2009. L’ensemble des milieux aquatiques recensés dans le périmètre rapproché a au moins été échantillonné une fois.

Ainsi, l’ensemble des compartiments (chimique, biologique) est suivi.

Cette analyse bibliographique est nécessaire, préalablement aux investigations de terrain, afin de déterminer les sites écologiques les plus pertinents à retenir pour 2010.

7.1.1.3.3 Etude de la végétation aquatique

Il s’agit d’évaluer la qualité biologique des eaux libres par le biais des macrophytes aquatiques.

Onze stations ont été échantillonnées sur l’ensemble du réseau hydrique.

Seules les espèces vasculaires ont été relevées. La méthode adoptée est celle de l’école zurichomontpéliéraine de Braun-Blanquet aussi appelée méthode « sigmatiste ». Elle consiste à noter, sur une station floristiquement homogène, la totalité des espèces végétales présentes. Pour chaque espèce, un coefficient semi-quantitatif d’abondance-dominance est attribué selon l’échelle suivante :

� 5 : recouvrement de l’espèce compris entre 75 et 100 %,





� + : recouvrement de l’espèce inférieur à 5 %,

� r : espèce à très faible recouvrement présente avec moins de 3 pieds,

� i : un seul pied de la plante observé.

Les relevés ont été effectués la 2ème quinzaine de juin 2010, période de l’année où la plupart des herbiers est bien développée notamment dans ce secteur très thermophile de la vallée du Rhône.

L’interprétation écologique des relevés s’est basée d’une part sur les indications phytosociologiques données dans la littérature (Julve, baseflor, Version 2010), d’autre part sur l’autoécologie des espèces par le biais de valeurs écologiques indicatrices développées par différents auteurs (Ellenberg, Landolt…) et notamment de la cote spécifique d’oligotrophie (allant de 0 à 20) utilisée dans la détermination de l’Indice Biologique Macrophytique des Rivières (IBMR).



Oligotrophe Se dit d’une plante ou d’une végétation qui affecti onne les milieux pauvres en éléments nutritifs assimilables.

Indice Biologique Macrophytique des Rivières (IBMR) Cet indice est fondé sur l’examen des macrophytes ( observation in situ) pour déterminer le statut trophique des riviè res (degré d’eutrophisation lié aux teneurs d’azote et de phos phore dans l’eau), applicable aux parties continentales des co urs d’eau naturels ou artificialisés, selon une norme AFNOR validée en 2003. La notation va de 0 à 20, 14 représentant une très bon ne qualité de la rivière. Sur la base d'une mesure de l'abondance de certains macrophytes, et sur le principe de l’écart à la référence, l’IBM R traduit essentiellement le degré de trophie lié à des teneu rs en ammonium et orthophosphates, ainsi qu’aux pollutions organiq ues les plus flagrantes. Indépendamment du degré trophique que présente le c ours d’eau, la note obtenue par le calcul de l’IBMR peut varier ég alement selon certaines caractéristiques physiques du milieu comm e l’intensité de l’éclairement et des écoulements. Cet indice est particulièrement opérationnel pour l e suivi des masses d'eau, dont le bon état n’est pas atteint en raison d’un niveau trophique trop élevé (eutrophisation), et qu i ne répondent pas aux critères de surveillance.

7.1.1.3.4 Etude des lichens

Pour mémoire, les lichens sont des indicateurs de pollution de l’air utilisés pour la bio-surveillance. Ils constituent un matériel de choix dans l’évaluation de la qualité de l’air. Ils concentrent notamment les métaux lourds tels que le plomb et le fluor, ainsi que certains radioéléments ou acides dissous dans l’humidité atmosphérique, ce qui peut entraîner leur mort.

Les espèces de lichens colonisent la majorité des substrats (sol, roche, arbre…) et la plupart atteignent à l'état mature des tailles dépassant rarement le centimètre. On ne peut donc pas prétendre à l'exhaustivité sans un travail en conséquence. Aussi, il était important de cibler l'intérêt d'une telle étude afin de définir sur quel périmètre et sur quel substrat les lichens allaient être observés.

Dans le cas de la présente étude, l’objectif est de connaître la flore lichénique « globale » avec comme vision à plus long terme, une étude de surveillance de la qualité de l'air par bio-surveillance. Les lichens corticoles, c'est-à-dire poussant sur les arbres, se sont avérés les plus propices à un tel travail. Des observations ont donc été réalisées sur ces substrats, dans et autour du site industriel du Tricastin. Le principe d'observation était simple : choisir des milieux soit proches d'habitations et/ou d'infrastructures, et d'autres un peu plus éloignés. Une fois sur place, une visite aléatoire sur les arbres présents permettait la récolte et l'identification de différentes espèces.



Les stations d’observations sélectionnées à l’intérieur et à l’extérieur du site industriel du Tricastin sont localisées sur la figure ci-après :

� 3 à l’intérieur du site,

� 7 à l’extérieur : 4 en amont du site, 3 en aval,

� une dernière choisie un peu à l’écart, pour servir de référence et de comparaison avec les autres.

Station servant de réfé rence et de comparaison

Périmètre sécurisé

Inventaires

Extérieur

Intérieur

Témoin

Figure 2 : Localisation des stations d’observation de la flore lichénique (ECOSPHERE 2010)



7.1.1.3.5 Etude de la faune

Elle porte essentiellement sur :

� les oiseaux (étude réalisée par ECOSPHERE),

� les mammifères, y compris les chiroptères (ECOSPHERE),

� les amphibiens et reptiles (ECOSPHERE),

� les odonates ou libellules (ECOSPHERE),

� les lépidoptères rhopalocères ou papillons diurnes (ECOSPHERE),

� les orthoptères ou criquets, grillons et sauterelles (ECOSPHERE),

� les poissons (étude réalisée par ASCONIT),

� les macro-invertébrés aquatiques (ASCONIT).

Ces groupes comprennent certaines espèces qui représentent de bons indicateurs de la valeur écologique et de bons supports pour la prise en compte des enjeux faunistiques. Ceci tient à leur sensibilité vis-à-vis des activités humaines.

Les dates de prospections faunistiques sont précisées dans le tableau ci-dessous.

Juillet Aout Septembre Octobre Novembre Décembre Janvier Février Mars Avril Mai Juin Juillet Août SeptembreECOPSHERE 23 28, 29, 30 30, 31 30 & 31 11 & 12 29 & 30 13 & 20 29ASCONIT 15 & 16 (1) 30 & 31 (2) 1 (2)

(1) Faune benthique(2) Poissons

2009 2010

Figure 3 : Dates des prospections faunistiques (ECO SPHERE - 2010)

La méthodologie pour chaque groupe étudié est détaillée dans les paragraphes suivants.

7.1.1.3.5.1 Avifaune

Les recherches de terrain (observations directes) en période de migration postnuptiale et prénuptiale ont permis d'établir un inventaire qualitatif des oiseaux nicheurs fréquentant le périmètre rapproché en distinguant les oiseaux nicheurs sur les différentes unités prospectées : AREVA NC, EURODIF Production, Etangs Ouest, hors usine dans les limites du périmètre élargi.

Méthodologie pour l’inventaire des oiseaux nicheurs

Plusieurs méthodologies ont été mises en place :

� Méthode des IPA (Indice Ponctuel d’Abondance – prospections diurnes au levé du soleil) : elle vise notamment à quantifier par l’écoute les oiseaux, notamment les passereaux et pics, par la réalisation de points d’écoute (20 mn) reproduits deux fois. Deux passages (1 premier pour les nicheurs précoces, 1 second pour les nicheurs tardifs) doivent être réalisés sur la même station (P1 < 25 avril < P2). Si le premier passage a pu être réalisé, les conditions météorologiques n’ont pas permis la réalisation du second passage. Par ailleurs, la présence de nombreux passereaux en halte



migratoire a fortement biaisé le premier relevé (difficulté à différencier les nicheurs locaux des oiseaux en migration).



� Parcours : la méthode des IPA ne permettant pas de réaliser un inventaire qualitatif

exhaustif, notamment sur un site de grande superficie et hétérogène, l’aire d’étude a été échantillonnée, en complément, par la réalisation de parcours.

� Prospections nocturnes (à l’aide de la technique de la repasse, si nécessaire) notamment pour la recherche :

− de l’Œdicnème criard, tout particulièrement sur les zones de grandes cultures aux abords du site industriel,

− des rapaces nocturnes (cChouettes chevêche et effraie, Hiboux petit-duc et moyen-duc) au droit des bâtisses et dans les secteurs où sont maintenus de vieux arbres.

L’identification des oiseaux a été effectuée soit par observation visuelle, à l'aide de matériel optique adapté (jumelles, longue-vue), soit par l’écoute des cris et des chants (qui permettent de distinguer la majorité des espèces).

Méthodologie de suivi en période de migration

L’objectif du travail n’était pas de réaliser une synthèse complète de la migration au droit de la zone d’étude, néanmoins une analyse succincte de la situation du site vis-à-vis de la migration a été réalisée.

Cette analyse est basée sur :

� des données récoltées lors de 3 sorties effectuées en période de migration (2 en migration postnuptiale, 1 en migration prénuptiale). Ces investigations ont notamment été réalisées afin d’apprécier le comportement des oiseaux migrateurs face au site industriel du Tricastin et plus particulièrement face au réseau électrique aérien très dense dans la zone d’étude. Les suivis ont été réalisés depuis deux points d’observation, le site troglodyte de Bollène (2009) et la digue droite du canal de Donzère-Mondragon (2010). Les observations ont été réalisées à l’aide d’une paire de jumelles et d’une longue-vue,

� une synthèse des résultats obtenus sur les points suivis régulièrement par les ornithologues locaux, soit principalement les suivis de migration (prénuptiale) réalisés par le Collectif Escrinet Col Libre (2007) au col de l’Escrinet (commune de Saint-Etienne de Boulogne située à une vingtaine de kms du site industriel). Secondairement, cette analyse est complétée par quelques données du suivi de migration pré et postnuptiale en vallée du Rhône, sur Meysse (commune localisée à environ 10 kms au nord du site industriel) et Andance (une centaine de kms au nord du site industriel) par le réseau Migraction1.

1http : //www.migraction.net



7.1.1.3.5.2 Mammifères

Chiroptères

Les données prises en compte pour l’étude des chauves-souris sur le périmètre rapproché sont :

� les prospections réalisées en 2009 et 2010 par Ecosphère,

� le suivi de l’activité des chiroptères sur le projet de parc éolien de Bollène (Biotope, 2005),

� l’inventaire des chiroptères de la partie Vaucluse de la réserve de chasse et de faune sauvage de Donzère-Mondragon (GCP & ONCFS, 2008).

Afin de hiérarchiser les enjeux liés aux chiroptères, les inventaires se sont attachés à identifier les différentes zones importantes pour l’activité biologique des chauves-souris (terrains de chasse, routes de vol, gîtes de reproduction et d’hivernage) et leurs connexions. Une grande importance a été accordée aux éléments structurants du paysage (haies, alignements d’arbres, cours d’eau…), théoriquement utilisés par les chiroptères entre leur gîte et leur zone de chasse.

En période estivale (avril à septembre), la réalisation des prospections « chiroptères » se fait au détecteur d’ultrasons. Cette technique, fondée sur l’analyse des émissions acoustiques des chauves-souris, permet la réalisation d’inventaires et le repérage des territoires de chasse. Elle peut également permettre, dans certains cas, de caractériser les principaux axes de déplacement. Cette méthode ne permet toutefois pas de disposer d’une approche exhaustive. La distance de détectabilité est très variable selon les espèces et le milieu utilisé. Elle n’excède jamais 100 mètres (5 à 20 m en moyenne).

Deux modèles de détecteur ont été utilisés :

� Pettersson Elektronik D240x : les prospections sont réalisées par échantillonnage des milieux lors d’itinéraires à pied et points d’écoute fixes, focalisés sur les corridors potentiels (haies, lisières, réseau hydrique…) et les plans d’eau. Sur les zones d’écoute échantillonnées, les séquences d’écoute ont généralement duré 20 à 30 minutes. Le nombre de zones d’écoute a varié en fonction de la surface à échantillonner. Globalement, les prospections ont démarré à la tombée de la nuit et se sont poursuivies jusqu’à 2 heures du matin.

� Anabat : si les possibilités d’identification sont plus faibles, il présente l’avantage de fonctionner en continu sur une ou plusieurs nuits sans nécessiter la présence humaine. Il a été utilisé sur des points fixes en complément des prospections par échantillonnage. Une station d’enregistrement a également été disposée durant 2,5 mois en bordure de la Gaffière au Sud de la plate-forme AREVA du Tricastin.

En raison de l’absence de protocole d’inventaire et de localisation des données, la liste d’espèces de chiroptères mentionnée par Eco-Med (2009) sur la partie nord du site industriel n’a pas été prise en compte. Aucune prospection hivernale n’a été réalisée. En été, dans la mesure du possible, les bâtiments abandonnés ou libres d’accès ont été visités à la recherche de gîtes estivaux.



Autres mammifères terrestres

Les mammifères, généralement difficiles à observer, ont surtout été recherchés par leurs indices de présence (poils, crottes, empreintes, arbres taillés pour le Castor, épreintes pour la Loutre…).

Des observations directes ont été effectuées de manière aléatoire. Certains micromammifères ont été identifiés sur la base de l’analyse de leur crâne contenus dans des pelotes de réjection de Chouette effraie récoltées dans une bâtisse au lieu-dit « Les Tomples ». Enfin, une partie des informations provient de discussions avec des personnes circulant toute l’année sur le site industriel.

7.1.1.3.5.3 Etude batrachologique et herpétologique

Les recherches d’amphibiens ont eu lieu majoritairement en mars, mai et juin 2010. Plusieurs méthodes ont été mises en œuvre :

� pratique d’écoutes nocturnes (avec éventuellement utilisation de la technique de la « repasse », consistant à diffuser le chant de l’espèce en espérant une réponse) pour les espèces telles que le Crapaud calamite,

� recherche nocturne à la lampe des adultes sur les sites de reproduction identifiés de jour et à leurs abords,

� sondages diurne et nocturne au troubleau des sites potentiels de reproduction (notamment pour la recherche des larves et des têtards).

Pour les reptiles, les prospections ont consisté à arpenter les milieux favorables en matinée et en fin d’après-midi. Il s’agissait de prospecter les lisières, le pied des murets, des haies, bords de chemins..., exposés à l’ensoleillement, ainsi que les abris habituels des reptiles comme les tas de pierres, de bûches, de branches, les amas de feuilles ou d’herbages divers, le dessous des matériaux abandonnés (tôles, planches, bâches...).

Par ailleurs, pour augmenter les probabilités des observations, des plaques attractives ont été posées en début d’étude (plaques plastiques noires constituant des abris et des points d’accumulation de la chaleur), et contrôlés à chaque passage. Vingt-et-une plaques reptiles ont été positionnées (15 à l’intérieur du site industriel et 6 aux abords ouest).



7.1.1.3.5.4 Etude entomologique

Lépidoptères Rhopalocères (papillons diurnes)

Avec 5 120 espèces environ en France, soit 14,5 % du règne des insectes, les lépidoptères forment un groupe trop important pour être analysé dans le détail. Les recherches ont donc été ciblées et le champ d'investigation a été restreint aux rhopalocères, qui sont des espèces diurnes.

L'approche de terrain a consisté pour l'essentiel en une recherche et une identification à vue des individus adultes (imagos). Les prospections se sont réalisées par échantillonnage dans différents types d’habitats en mettant l’accent sur les milieux présentant de fortes potentialités (digues du Rhône, pelouses calcicoles du site EURODIF Production, prairies, lisières des haies, bermes des chemins…).

Seuls les genres ou les espèces pouvant prêter à confusion ont été capturés au filet (avec identification sur place puis relâchés) ou photographiés (pour détermination ultérieure). Par ailleurs, étant donné la présence de la Diane (papillon protégé au titre des individus et des habitats) dans la zone d’étude, une recherche de la chenille de cette espèce a été effectuée (facilement identifiable) sur sa plante-hôte (Aristolochia rotunda principalement).

Odonates (libellules)

La méthodologie est basée sur l’échantillonnage. Onze stations réparties sur l’ensemble du réseau hydrique (notamment pour l’évaluation de la qualité des cours d’eau) ont été échantillonnées. En complément, des investigations ont été menées sur d’autres habitats de reproduction (plans d’eau), ainsi que les habitats terrestres de maturation avoisinants (lisières, haies, prairies, friches…). Les campagnes de prospection se sont déroulées en juillet et septembre 2009 ainsi qu’entre mai et septembre 2010.

L'approche de terrain a consisté pour l'essentiel en une recherche et une identification à vue des individus adultes et immatures (imagos). L’identification s’est faite à vue, à l’aide de jumelles à mise au point rapprochée. Le cas échéant, les animaux ont été capturés au filet puis relâchés immédiatement après la détermination. C’est notamment le cas pour les agrions, du fait de la présence, dans la zone d’étude, de l’Agrion de Mercure (espèce protégée au titre des individus), libellule qui nécessite une prise en main pour une détermination sûre.

Orthoptères (sauterelles, grillons et criquets)

Les données bibliographiques concernant les orthoptères sont issues des fiches ZNIEFF et de l’atlas des orthoptères de France (Voisin, 2003) dont les données communales sont disponibles sur le site de l’INPN.

Les relevés d'espèces sur le terrain ont été effectués par observations visuelles in natura ou après captures. L’identification a également été réalisée sur la base des stridulations diurnes (criquets) et nocturnes (sauterelles), dans ce dernier cas, avec l’appui d’un détecteur d’ultra-sons (cf. plus haut méthodologie de l’étude chiroptère).



Stridulation Il s’agit du principal mécanisme de communication a coustique chez les insectes. Il permet d'émettre un signal sonore via l'utilisation des élytres de l'animal. Notamment chez les Orthoptères , les Ensifères et les Grylloidae, la stridulation permet d'émettre une large gamme de signaux sonores (sélection sexuelle, territorial ité...).

Les relevés de terrain ont donc été effectués en période diurne et nocturne par prospection des milieux herbacés et des lisières. Ponctuellement, le battage des buissons, pour la recherche des espèces arboricoles, et le filet-fauchoir, pour la recherche des espèces prairiales, ont été utilisés.

L’identification des larves étant impossible, les prospections se sont déroulées durant le pic de présence des imagos, soit en septembre 2009 et entre juin et septembre 2010. Les espèces à phénologie précoce ont été recherchées dès le mois de mai.

7.1.1.3.5.5 Macro-invertébrés aquatiques

Deux méthodes (IBGN et IBGA) ont été mises en pratique pour l’analyse des macro-invertébrés.

7.1.1.3.5.5.1 Principe méthodologique

L’étude des invertébrés benthiques porte généralement sur les invertébrés colonisant la surface et les premiers centimètres des sédiments immergés de la rivière (benthos) et dont la taille est supérieure ou égale à 500 µm (macro-invertébrés).

Le peuplement benthique étant particulièrement sensible aux perturbations physico-chimique ou biologique d'origine naturelle ou anthropique, son analyse fournit des indications précises permettant d'évaluer la capacité d'accueil réelle du milieu (aptitude biogène).

Constituant d'autre part un maillon essentiel de la chaîne trophique de l'écosystème aquatique (consommateurs primaires ou secondaires) et intervenant dans le régime alimentaire de la plupart des espèces de poissons, une variation importante de l’effectif de ces invertébrés aura donc inévitablement des répercussions sur le peuplement piscicole et le fonctionnement écologique du cours d’eau.

Cette méthode peut être appliquée sur tous les types de cours d’eau dans la mesure où l’échantillonnage peut être pratiqué selon la technique proposée par la Norme AFNOR XP-T 90-333 de septembre 2009 (IBGN DCE) et le Protocole expérimental de décembre 2009 (IBGA).



7.1.1.3.5.5.2 Echantillonnage

Le principe de l'échantillonnage est de prélever la macrofaune benthique dont les dimensions sont supérieures à 500 µm dans différents types d’habitats du cours d’eau, définis de manière générale par la nature du support, la vitesse d’écoulement et la hauteur d’eau.

L'ensemble des prélèvements doit donner une vision de la diversité des habitats de la station.

Avant tout prélèvement, la station est parcourue à pied en prenant soin de ne pas endommager les « placettes » (couples substrat - vitesse) qui seront échantillonnées. La diversité de ces méso-habitats est appréciée et la station est ainsi cartographiée avec précision. Les substrats à prospecter sont recherchés et déterminés dans l’ordre de leur capacité biogène et selon la classe de vitesse dans laquelle ils sont le mieux représentés en termes de surface sur la station.

Il est procédé ensuite, au niveau de chaque station :

� au prélèvement de la macrofaune selon le protocole décrit précédemment en respectant strictement la Norme AFNOR XP-T 90-333 de septembre 2009 (IBGN DCE) et le Protocole expérimental de décembre 2009 (IBGA).Les prélèvements sont immédiatement fixés par addition de formol tamponné (solution 10 % v/v + carbonate de calcium) en attendant leur traitement, afin d’éviter tout phénomène de décomposition et/ou de prédation,

� à un remplissage de feuilles de terrain : nom du cours d'eau, date de prélèvement, référence et le code de la station, ainsi que sa localisation précise (relevé des coordonnées G.P.S.), hauteur d'eau, estimation du pourcentage de recouvrement des différents supports, descriptif de l'habitat dominant (support, vitesse du courant, hauteur moyenne de la lame d'eau),

� à la description du site : les différentes informations issues de cette description contribuent à la caractérisation environnementale du site et représentent une aide à l'interprétation,

� à la prise de photographies montrant les éléments significatifs et représentatifs de la station.

L'ensemble de ces informations répond aux préconisations du guide technique édité par le Ministère de l'Environnement, les Agences de l'eau et le Conseil Supérieur de la Pêche.

L’échantillonnage est effectué dans des conditions hydrauliques stables.

7.1.1.3.5.5.3 Protocole IBGN DCE

L’indice IBGN, ou Indice Biologique Global Normalisé, permet d’évaluer la qualité hydrobiologique d’un site aquatique, par l’intermédiaire de la composition des peuplements d’invertébrés benthiques vivant sur divers habitats dans les cours d’eau.

L’IBGN est sensible aux variations de la composition physico-chimique de l’eau et plus particulièrement aux fluctuations de la pollution organique et chimique, mais aussi de la nature des substrats (travaux en rivière ou recalibrage) et des événements climatiques (orages, crues subites). La méthode permet, dans les conditions naturelles de stabilité



hydraulique et dans les limites de sa sensibilité, d’évaluer l’incidence d’une perturbation sur le milieu récepteur.

Ce protocole préconise la réalisation de 12 prélèvements en combinant l’échantillonnage de 8 habitats dominants et de 4 habitats marginaux afin de retranscrire la mosaïque des habitats observés sur la station.



Dans la pratique, les 12 prélèvements sont réalisés en 3 phases (ou 3 « bocaux ») de 4 échantillons selon la logique suivante :

� phase A : échantillonnage des habitats marginaux suivant l’ordre d’habitabilité, c'est-à-dire du plus au moins biogène,

� phase B : échantillonnage des habitats dominants suivant l’ordre d’habitabilité. Si moins de 4 substrats dominants sont identifiés, des réplicats sont réalisés au prorata des surfaces de recouvrement des substrats mais dans des classes de vitesse différentes. Si plus de 4 substrats sont présents, seuls les plus biogènes sont prélevés,

� phase C : échantillonnage complémentaire des habitats dominants en privilégiant la représentativité des substrats, et en faisant varier si possible les classes de vitesse.

7.1.1.3.5.5.4 Protocole IBGA

L’IBGA (Indice Biologique Global Adapté), issu de l’IBGN, est un protocole d’échantillonnage des invertébrés adapté aux grands cours d’eau à faciès lentique, non normalisée à ce jour. Du fait de leur profondeur, trois zones distinctes sont donc prélevées selon un protocole différent :

� Echantillonnage de la zone de berge, prélevés par filet Surber ou troubleau, par ordre d’habitabilité décroissante.

� Echantillonnage de la zone profonde, prospecté sur plusieurs dizaines de mètres par dragage du fond à partir d’une embarcation à moteur thermique, dont la vitesse de progression est adaptée à la nature du substrat (et assez lente en général). Deux types de dragues pourront être utilisés selon la nature du substrat : les fonds grossiers (pierres et galets) sont échantillonnés à l’aide d’une drague cylindro-conique de 25 kg environ équipée d’un filet de 500 µm de maille. Les fonds à granulométrie plus fine de type sable et granulats grossiers sont échantillonnés avec une drague triangulaire plus légère équipée elle aussi d’un filet de 500 µm de maille. De manière à éviter que le filet se déchire, les dragues sont équipées d’une plaque de plexiglas. Les prélèvements sont vidés dans des seaux numérotés et sont ensuite traités comme dans le cas des filets de bordure. Les sédiments fins sont soigneusement nettoyés (plusieurs rinçages) afin de récupérer l’ensemble des individus récoltés. Les sédiments grossiers (pierres/galets) sont brossés dans un seau d’eau.

� Echantillonnage de la zone intermédiaire, à adapter à la nature et à l’accessibilité des substrats présents : filet Surber ou filet Haveneau pour les zones accessibles à pied et dragage pour celles non accessibles.

7.1.1.3.5.5.5 Détermination et calcul de la note et de la robustesse

La détermination est principalement effectuée à l’aide de l’ouvrage de détermination « Tachet, Richoux, Bournaud et Usseglio-Polatera » (éditions CNRS, 2004).

La note est établie suivant la norme. 152 taxa entrent en ligne de compte et participent à la variété biologique totale. Parmi ceux-ci, 38 taxa indicateurs regroupés en 9 groupes faunistiques sont retenus pour le calcul de cet indice.



La détermination de la note se fait après avoir déterminé la variété taxonomique de l’échantillon et le taxon indicateur le plus sensible rencontré avec un effectif minimum de 3 individus (ou 10 pour certains), par lecture d’un tableau comprenant :

� en ordonnée, les neuf groupes faunistiques classés par niveau de polluo-sensibilité croissante (sensibilité à la dégradation des conditions du milieu),

� en abscisse, les 14 classes de variété taxonomique.

Une note indicielle, comprise entre 0 et 20, détermine la qualité globale du milieu aquatique :

Classe de qualité Note

Très bonne ≥ 16

Bonne 14 à 15

Moyenne 10 à 13

Médiocre 6 à 9

Mauvaise ≤ 5

Tableau 1 : Classes de qualité du milieu aquatique

Il arrive que la note de l’IBGN soit surestimée du fait que certaines familles polluo-sensibles peuvent présenter un genre ou une espèce plus résistant que les autres aux perturbations. La robustesse est ainsi évaluée, elle représente la pertinence de la note en supprimant le premier groupe indicateur de la liste faunistique et en déterminant la robustesse avec le groupe indicateur suivant.

Si l’écart entre les deux valeurs est important, la note est probablement surestimée.

Il est important de garder en mémoire que le calcul de la robustesse tient également compte de la diminution d’une unité taxonomique correspondant à la suppression du groupe indicateur le plus élevé. L’évaluation de la robustesse de la note permet également d’apprécier l’impact de la disparition d’un taxon sur la note lorsque la variété est en limite inférieure de classe.

A noter également qu’à l’heure actuelle, le référentiel pour l’attribution d’une note et d’une classe de qualité n’est pas encore disponible pour l’IBG DCE (travail en cours du CEMAGREF). La note déterminée dans le cadre de cette étude fait donc directement référence à l’indice IBGN classique (calcul de la note sur les deux premiers bocaux). En revanche, le détail de la liste faunistique (notamment sur le troisième bocal) sera examiné afin de compléter l’argumentation.



7.1.1.3.5.5.6 Localisation des stations d’échantill onnage

En 2010, trois stations d’analyse ont fait l’objet d’un inventaire sur les invertébrés benthiques. Le choix des sites est complémentaire au réseau de suivi déjà existant (ARALEP).

Mayre Girarde amont

Mayre Girarde aval

Canal Donzère Mondragon

500m

Figure 4 : Localisation des stations d’analyses de la qualité hydrobiologique (ECOSPHERE 2010)

Ainsi, l’analyse des données antérieures a justifié le positionnement de deux stations sur la Mayre-Girarde. A l’heure actuelle, il n’existe pas de données sur la partie amont du cours d’eau, avant qu’il ne parcoure la zone d’emprise du site industriel du Tricastin. De cette façon, il paraissait pertinent de placer une station de référence en amont du site ainsi qu’une station en aval proche (identique au suivi ARALEP) dans le but d’évaluer l’impact des différents rejets (STEP, rejets d’eaux pluviales…). La taille et la profondeur assez faible sur ce cours d’eau justifient la mise en place du protocole IBGN.

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La troisième et dernière station est quand à elle localisée sur le canal de Donzère-Mondragon, en amont du site du Tricastin. En effet, de nombreux rejets transitent par ce cours d’eau et le suivi existant ne fournit pas de données sur la qualité hydrobiologique avant la zone d’impact potentielle du site. Le calibre beaucoup plus important de ce cours d’eau nécessite l’utilisation de la méthodologie adaptée au grand cours d’eau (IBGA).

7.1.1.3.6 Etude piscicole

7.1.1.3.6.1 Méthodes

Trois méthodes de pêche ont été mises en pratique dans le cadre de cette étude :

� pêche électrique selon le Protocole De Lury (Mayre-Girarde et Gaffière, y compris plan d’eau),

� pêche aux filets (plan d’eau de la Gaffière),

� pêche électrique embarquée avec échantillonnage par point (lac Trop Long).

7.1.1.3.6.2 Pêche électrique

Elle consiste à créer un courant électrique dans l’eau, qui entraîne l’électrotaxie puis la narcose (provisoire) des poissons présents dans un périmètre donné. La taille des cours d’eau échantillonnés dans le cadre de cette étude a permis de mettre en œuvre le protocole de pêche consistant à réaliser des pêches à pied par prospection de l’ensemble de la surface en eau.

L’échantillonnage respecte les consignes de la Norme NF EN 14011 relative à l’échantillonnage des poissons à l’électricité.

Deux passages sont réalisés sur ce secteur sans remise à l’eau des poissons capturés au cours du premier passage (méthode des efforts successifs ou méthode De Lury) et des modèles statistiques (Carle & Strubb, 1978) permettent ensuite de calculer les densités.

Le nombre d’électrodes utilisées en simultané est adapté à la largeur du cours d’eau, en l’occurrence, une seule a été utilisée pour la prospection des deux stations : Mayre-Girarde et Gaffière.

A noter que le calcul de l’IPR (Indice Poisson Rivière) n’est pas envisageable sur ces deux cours d’eau. En effet, le caractère très artificiel de la Gaffière et la Mayre-Girarde empêche de fournir certaines données d’entrées indispensables au bon « calage » du modèle (notamment la distance à la source).

Tous les poissons ont été identifiés individuellement, mesurés puis remis à l’eau, vivants.



7.1.1.3.6.3 Pêche aux filets

Elle remplace la pêche électrique, peu efficace pour les grands cours d’eau ou plans d’eau peu profonds.

La composition et les abondances spécifiques du peuplement ainsi que la structure en classe de taille des espèces majoritaires sont mesurées selon la Norme C.E.N. 14757 validée en décembre 2005.

Cette méthode est basée sur un plan d’échantillonnage de type aléatoire avec un effort proportionnel au volume de chaque strate de profondeur. Ces strates sont indiquées dans la norme et définies de sorte que les volumes d’eau entre celles-ci s’égalisent. La stratégie d’échantillonnage permet de couvrir la totalité des parties de la cuvette lacustre potentiellement colonisables par les poissons (zones benthiques et zones pélagiques). Pour ce faire, la norme préconise l’emploi de deux types de filets :

� les filets benthiques (1,5 m de haut par 30 m de large) comportent des mailles de 12 dimensions différentes, comprises entre 5 mm et 55 mm (nœud à nœud),

� les filets pélagiques (6 m de haut pour 27,5 m de large) dont les diamètres des mailles sont identiques à ceux des filets benthiques à l’exception de la plus petite maille qui est exclue (5 mm). Les filets pélagiques sont disposés par paire dans chaque strate de profondeur (0-6 m, 6-12 m, 12-18 m...).

Compte tenu de la taille du plan d’eau de la Gaffière, le recours aux filets pélagiques n’est pas nécessaire, les filets benthiques permettant un bon échantillonnage des poissons de pleine eau dans les plans d’eau peu profonds.

Pour les masses d’eau inférieures à 10 hectares, la pose de 4 filets benthiques est conseillée. Le plan d’eau de la Gaffière (< 2 ha et 4 m de profondeur au maximum) rentre dans cette catégorie.

Théoriquement, les filets sont posés aléatoirement sur l’ensemble du canal, le soir entre 18 h 00 et 20 h 00 et relevés le matin entre 6 h 00 et 8 h 00. La durée de pose (de 12 h préconisée par la norme afin de tenir compte des pics d’activité des poissons au moment du lever et du coucher du soleil et de maximiser leur capturabilité) a été réduite à 3 h durant la journée afin de limiter les mortalités. En effet, les densités de poissons connues au niveau du plan d’eau sont très élevées, et même s’il est probable que certaines espèces aux mœurs plutôt nocturnes ont été sous estimés en termes de densité, les captures ont néanmoins été très importantes (filets quasiment saturés) et donnent une bonne image du peuplement en place.

Les poissons capturés sont démaillés en prenant soin de noter pour chacun d’entre eux le numéro de filet et le diamètre de la maille dans lesquels il a été pris. Pour chaque poisson, la longueur totale (au millimètre près) est notée.

Ces pêches d’inventaire permettent de caractériser l’état des peuplements ichtyaires notamment à travers la composition spécifique du peuplement. En effet, malgré une adaptation de la norme, l’effort de pêche est défini de telle sorte que l’essentiel les principales espèces présentes soient identifiées, quelque soit leur habitat à la période de l’échantillonnage. L'abondance relative d'une espèce est définie comme étant la proportion de cette espèce dans les captures.



7.1.1.3.6.4 Pêche électrique embarquée, échantillon nage par point

La pêche électrique embarquée avec un échantillonnage par points le long des berges, a été utilisée là où la profondeur n’excède pas 1,5 m.

Un protocole similaire est déjà mis en pratique par l’ONEMA au niveau des rivières pour le réseau de référence.

Ce nouveau protocole permet de répondre à la norme européenne publiée en 2002 par le Comité Européen de Normalisation (EN 14011) et de garantir une reproductibilité maximale de la procédure d’échantillonnage.

Ce protocole est actuellement en cours de normalisation à l’AFNOR. Il repose sur la mise en œuvre de deux types d’unités ponctuelles d’échantillonnage après reconnaissance d’un tronçon de court d’eau représentatif :

� certaines unités ponctuelles (en général 50) sont réparties régulièrement de manière à représenter la diversité des habitats et donc l’abondance relative des espèces et la structure en classes d’âge,

� d’autres (en général 25) sont réparties de manière ciblée sur les habitats peu représentatifs mais attractifs pour certaines espèces. Ces unités sont destinées à compléter la liste faunistique par capture des espèces rares inféodées à des habitats très localisés.

Dans le cas de la présente étude, ce protocole a été transposé au niveau du plan d’eau. Les points ont été réalisés en bordure, puisque les possibilités de fuite sont très fortes dans la zone centrale. A noter malgré tout que cette technique ne peut renvoyer une image exhaustive du peuplement du plan d’eau, de nombreuses espèces pélagiques (et plus particulièrement les gros individus) colonisant la partie centrale du plan d’eau, où l’échantillonnage par pêche électrique est quasiment inefficace.



7.1.1.3.6.5 Localisation des stations

Le suivi des peuplements piscicoles est appréhendé à travers 4 stations d’analyse, également complémentaires au suivi existant (10 stations « ARALEP »).

Mayre Girarde amont

Plan d’eau du Trop Long

Plan d’eau de la Gaffière

Gaffière amont

500m

Figure 5 : Localisation des stations de pêche (ECOS PHERE 2010)

Deux stations ont été positionnées sur les plans d’eau principaux du site ou à proximité directe, à savoir le lac du Trop Long et le plan d’eau de la Gaffière. Si ces plans d’eau ont déjà fait l’objet d’un suivi, la nouveauté en 2010 concernait la méthode d’échantillonnage puisque des pêches au filet étaient envisagées.

Cette technique est plus complète et mieux adaptée à ce type d’écosystèmes. Cependant, à la vue de l’intérêt halieutique du Trop Long, la Police de l’Eau a finalement demandé l’utilisation d’une technique alternative. Une pêche électrique par point a donc été pratiquée.

Les deux dernières stations sont positionnées sur la Mayre-Girarde et la Gaffière, des milieux récepteurs très sollicités par les rejets du site. Dans les deux cas, elles ont été localisées sur la partie amont des cours d’eau afin d’évaluer la qualité générale avant la traversée des installations. Comme pour les invertébrés, il n’existe pas de référence amont sur la Mayre-Girarde pour les poissons. Dans le cas de la Gaffière, une station existait dans les suivis antérieurs. Cependant, en 2010, cette station est décalée plus à l’aval (à l’intérieur du site) dans un secteur a priori un peu plus « naturel ».

La méthode la plus pertinente adaptée dans ce cas reste la pêche électrique à pied.

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7.1.1.3.6.6 Appréciation de la valeur faunistique

La méthode d'évaluation de la faune tient compte de la diversité et de la rareté des espèces, mais ne prend généralement pas en compte le statut de protection des espèces (à l’exception des poissons et de l’entomofaune), contrairement à la flore pour laquelle des listes d’espèces protégées prennent en compte avant tout la rareté des taxons.

La valeur faunistique est ainsi déterminée pour un site ou un habitat par le groupe atteignant a priori la valeur la plus élevée. La valeur de chaque groupe n’est jamais cumulée.

7.1.2 Difficultés techniques et scientifiques et in certitudes associées à l’établissement de l’état initial des écosystèmes

7.1.2.1.1 Limites de l’étude globale des inventaire s

Il est difficile de garantir l’exhaustivité des inventaires pour les raisons suivantes :

� méthodologie des inventaires basée principalement sur l’échantillonnage,

� contraintes liées à la sécurité à l’intérieur de la plateforme AREVA du Tricastin : seul l’accès des sites EURODIF Production et AREVA NC a été autorisé pour la réalisation des inventaires, en conséquence, seuls ces secteurs ont été prospectés, cependant ils représentent les surfaces les plus importantes et les plus végétalisées du site,

� contraintes liées à la météorologie : le printemps froid et pluvieux a limité (voire empêché) le développement de nombreuses espèces vernales (flore) et l’émergence des papillons « printaniers ».

7.1.2.1.2 Flore

Pour mémoire, les limites des inventaires floristiques sont expliquées ci-dessous. S’ils ont été effectués en saison optimale pour la quasi-totalité des espèces, ils ne peuvent être considérés comme totalement exhaustifs pour les raisons suivantes :

� conditions météorologiques : le printemps froid a limité voire empêché le développement de nombreuses espèces vernales (de printemps),

� temps imparti : même si le nombre total de journées de prospections était raisonnable, un inventaire plus approfondi aurait demandé des journées supplémentaires.

Les mois de juillet et août, chauds et secs, ont été volontairement délaissés. En effet, en région méditerranéenne, la végétation herbacée est majoritairement « grillée » à cette période estivale, le printemps étant la saison principale pour réaliser les inventaires. La fin de l’été et le début de l’automne (jusqu’à fin octobre) est une période qui permet de faire des compléments pour les espèces tardives mais le gain reste malgré tout faible notamment pour les espèces d’intérêt patrimonial qui sont quasiment toutes détectables durant le printemps.

550 taxons (espèces, sous-espèces et variétés) de plantes vasculaires ont été recensés au sein du périmètre rapproché. Ce total est loin d’être exhaustif. Une prospection systématique et non un échantillonnage, avec des campagnes de terrain tous les mois (de mars à octobre) sur plusieurs années (pour se mettre à l’abri des variations annuelles liées à la météorologie ; les années humides et chaudes, notamment au printemps, sont propices au



développement d’un grand nombre de thérophytes) permettrait d’ajouter environ 100 à 150 taxons.



Au niveau de la plate-forme AREVA du Tricastin, la diversité est moindre (soit 257 taxons sur les 550 du total) mais elle ne reflète pas l’ensemble de la plate-forme, seulement les zones inventoriées. Même si les principales zones « naturelles » ou moins artificialisées ont été prospectées, beaucoup de taxons auraient pu être ajoutés en prospectant systématiquement les bermes routières, les abords de bâtiments et autres espaces non encore totalement stériles où les alluvions sont encore affleurants.

7.1.2.1.3 Faune

7.1.2.1.3.1 Chiroptères

Certaines espèces sont très difficiles à distinguer les unes des autres sur la base des ultrasons. Par exemple, le Petit Murin (Myotis blythii) et le Grand Murin (Myotis myotis) ne sont pas différenciables. Le Minioptère de Schreibers (Miniopterus schreibersi) et la Pipistrelle soprane (Pipistrellus pygmaeus), la Sérotine commune (Eptesicus serotinus) et la Noctule de Leisler (Nyctalus leisleri), l’Oreillard gris (Plecotus austriacus) et l’Oreillard roux (Plecotus auritus)…, présentent un très fort recouvrement des caractéristiques de leurs cris d’écholocation. Les enregistrements réalisés avec la station d’enregistrement automatique Anabat ne permettent pas la mesure suffisamment précise de ces caractéristiques. Beaucoup d’enregistrements sont donc restés non identifiés, l’effort d’identification n’ayant porté que sur les cris les plus spécifiques.

7.1.2.1.3.2 Amphibiens

Le Crapaud commun, qui peut effectuer des migrations de plusieurs centaines de mètres (voire de plus d’1 km) entre sa zone d’hivernage et de reproduction, a été observé sur la plate-forme AREVA du Tricastin aux abords d’un bassin (un individu). L’observation a été effectuée en dehors de la période de migration et de reproduction (hors période optimale d’observation) et les effectifs sont peut être plus importants. La reproduction dans le bassin n’a pu être confirmée (pas d’observation de pontes ou de têtards) mais reste possible (en petit effectif).

Concernant le Crapaud calamite, cette espèce pionnière se déplace (parfois sur plusieurs kilomètres) en fonction des opportunités de reproduction. Elle a été détectée dans une mare temporaire au nord-ouest de la plate-forme AREVA (population reproductrice d’une vingtaine d’individus le jour d’observation). Ce Crapaud a également été détecté (au chant) hors site industriel dans les secteurs de l’ancienne pisciculture (population probablement de plusieurs dizaines d’individus) et de la gravière en activité au sud de la RD 204 (quelques individus). Les sites de reproduction n’ont toutefois pu être localisés avec précision.

7.1.2.1.3.3 Reptiles

Les inventaires de ce groupe ont été particulièrement affectés par les mauvaises conditions météorologiques printanières.

Des plaques reptiles ont été posées pour faciliter les inventaires. Néanmoins, les résultats ont été peu concluants.



A noter qu’il est parfois difficile, voir quasi impossible, de différencier des espèces entre elles. C’est par exemple le cas pour le Lézard des murailles qui peut facilement être confondu avec le Lézard hispanique, surtout pour des individus observés en fuite. Dans ce cas, la présence des deux espèces reste possible. C’est également le cas pour le recensement de la Couleuvre de Montpellier, la détermination des serpents étant en général chose délicate.

7.1.2.1.3.4 Odonates (libellules)

Les inventaires de 2010 ont été perturbés par les mauvaises conditions météorologiques printanières.

Concernant le Gomphe de Graslin, au vu du faible nombre d’individu observé (une seule observation en phase de maturation), il est difficile de définir le secteur de reproduction de cette espèce.

7.1.2.1.3.5 Papillons diurnes

Les mauvaises conditions météorologiques printanières de 2010 ont fortement influencé la qualité des inventaires dans le périmètre rapproché.

Concernant le périmètre élargi, peu de données sur les Rhopalocères sont disponibles et en conséquence, l’inventaire est assez loin de l’exhaustivité.

7.1.2.1.3.6 Criquets et sauterelles

Espèces tardives en saison, les mauvaises conditions météorologiques printanières de 2010 n’ont pas influencé la qualité des inventaires réalisés à l’automne 2009 (périmètre rapproché) et été 2010 (site industriel et étangs ouest). Toutefois, en raison de la superficie des espaces à prospecter, l’inventaire ne peut être qualifié d’exhaustif.

7.1.2.1.3.7 Macro-invertébrés benthiques

Station située sur le canal de Donzère-Mondragon

La mise en place du protocole IBGA sur le canal de Donzère-Mondragon s’est avérée impossible. En effet, après avoir réalisé une bathymétrie sur la station (cartographie des profondeurs au niveau de trois transects), la morphologie du lit imposait au regard de la norme :

� 4 prélèvements dans le chenal à la drague,

� 4 prélèvements dans la zone intermédiaire à la drague (résultante d’une forte pente à proximité de la berge et d’une profondeur élevée mais sur un substrat non grossier, voir chapitre protocole),

� 4 prélèvements au surber sur la bordure.

Au final, 8 des 12 placettes à échantillonner devaient être réalisées par dragage. Or, malgré de multiples essais, ces dragages se sont avérés infructueux à cause du pavage du fond du canal. Contrairement à la situation classiquement observée sur les canaux, celui de Donzère-Mondragon ne semble pas du tout alimenté en sédiments, ou fait peut-être l’objet de curages réguliers.



Dans un premier temps, il a été envisagé « d’adapter » le protocole avec la mise en place de substrats artificiels. Cependant, cette solution présentait deux désavantages majeurs à la fois d’un point vue :

� Méthodologique : les évolutions récentes de la norme vont dans le sens d’une limitation de l’utilisation des substrats artificiels, uniquement dans des conditions bien spécifiques (non présentes dans notre cas). Par ailleurs, il est actuellement discuté la pertinence de ces substrats, qui pourraient générer des habitats a priori inexistants dans le cours d’eau, et en conséquence drainer une faune non représentative.

� Technique : dans tous les cas, la mise en place de ces substrats artificiels aurait été très difficile car ceux-ci doivent être fixés en bordure. Or, les berges sont caractérisées par une large pente bétonnée sur laquelle l’amarrage est impossible. Au final, des câbles de plusieurs dizaines de mètres auraient été nécessaires. Dans ce cas de figure, les substrats dérivent généralement vers la zone de berge durant le temps de pose (3 semaines). De plus, ils auraient été très exposés (pas de caches discrètes), et notre expérience a déjà démontré qu’ils sont alors quasi-systématiquement ramenés en bordure voire découpés par les promeneurs ou pêcheurs.

Dans ces conditions, les prélèvements d’invertébrés benthiques n’ont pu être réalisés sur ce cours d’eau.

Station située sur la Mayre-Girarde amont

Les résultats obtenus sur cette même station entre les inventaires de 2007 et 2010 mettent en évidence une différence importante entre les deux campagnes de mesures. Si la diversité est globalement équivalente (31 et 33 taxa), le taxon indicateur est bien meilleur en 2007 (Goeridae, comme sur la station amont). Ainsi, malgré une densité faible (8 individus), ce taxon était suffisamment représenté en 2007 pour constituer le groupe indicateur (un individu seulement en 2010).

En revanche, il est possible d’imaginer que les conditions d’échantillonnage ont directement influencé ce résultat. En effet, la nouvelle norme de prélèvement des invertébrés benthiques utilisée dans le cadre de cette étude met l’accent sur l’importance du choix de localisation de la station de prélèvement. Celle-ci doit être la plus représentative (habitats, substrats, vitesse d’écoulement) du tronçon du cours d’eau considéré et éviter les singularités morphologiques.

En 2007, la station avait été positionnée juste sous le petit pont routier, au sein d’un linéaire assez particulier. En effet, la structure du pont influence considérablement les écoulements en générant une rupture de pente et donc une augmentation de la vitesse du courant en aval. Conséquemment, cette partie du linéaire est « nettoyée » (colmatage inexistant) et laisse apparaître des substrats minéraux grossiers (pierres, blocs). On peut raisonnablement penser que les taxa un peu plus polluosensibles tels que Goeridae ont trouvé ici des conditions écologiques beaucoup plus favorables à leur développement.

En 2010, cette portion a été jugée non représentative par les préleveurs d’ASCONIT Consultants et maintenue en dehors du périmètre de la station (positionnée légèrement plus en aval). Sur cette partie du linéaire, la Mayre-Girarde est très colmatée (encore plus qu’à l’amont) avec un envasement généralisée sur plusieurs dizaines de centimètres. Les berges quasiment verticales et fortement colonisées par la canne de Provence limitent l’éclairement du lit du cours d’eau.



Les pressions anthropiques ont a priori peu évolué depuis 2007, et les différences observées entre les deux inventaires mettent très certainement en évidence le rôle pénalisant de l’habitat aquatique.

Limites de la méthode

Bien que l’IBGN (et l’IBGA) soit l’indice normalisé le plus répandu et le plus représentatif d’une situation hydrobiologique, comparativement à l’Indice Biologique Diatomées (IBD) et l'Indice Oligochètes de Bio indication des Sédiments fins (IOBS), celui-ci présente certaines limites quant à se vouloir le reflet de la qualité du milieu :

� la valeur de référence est voisine de 20 dans la plupart des milieux non perturbés, mais elle peut-être plus faible dans les situations typologiques extrêmes ou dans les milieux particuliers, sans qu'une perturbation en soit la cause. Des modifications récentes, réalisées dans le cadre de la mise en place de la Circulaire DCE 2008/27 du 20 mai 20082, ont permis de corriger ce problème en donnant, pour chaque hydroécorégion, la valeur maximale de la note IBGN et une nouvelle échelle d’évaluation,

� la variabilité saisonnière influe sur les cycles biologiques de la macrofaune benthique et sur l'évolution des conditions du milieu et de ce fait sur le résultat de l'IBGN. Les effets d'une même perturbation peuvent s'exprimer différemment selon le niveau typologique du cours d'eau.

Par ailleurs, l’IBGN (et IBGA) ne permet pas de définir le type de perturbation qui influe sur la qualité générale, car il ne peut dissocier la part des conditions naturelles physiques, à celles des autres perturbations dans cette évaluation de la qualité générale.

7.1.2.1.3.8 Poissons

Gaffière amont

Cette station est située sur la Gaffière amont, mais à l’intérieur du site industriel du Tricastin. Le peuplement est très peu diversifié avec seulement cinq espèces de poissons et une espèce d’écrevisse.

A priori, les grilles situées au niveau du répartiteur limitent fortement les échanges avec le contre canal rive droite du canal de Donzère-Mondragon.

Le colmatage important de la station (envasement sur plusieurs dizaines de centimètres dans la partie aval) et la très faible lame d’eau (14 cm en moyenne) sont deux facteurs très limitants du point de vue piscicole, notamment pour les gros individus. Ces derniers sont quasiment absents de l’échantillonnage hormis quatre Chevaines d’environ 40 cm capturés dans le trou d’eau à proximité de la grille d’entrée. En dehors de cela, les individus dépassent très exceptionnellement les 5 cm, et proviennent très certainement de la dérive depuis le contre-canal. Il semble donc qu’il n’existe pas de peuplement structuré et fonctionnel naturellement sur la Gaffière en amont du plan d’eau.

2 Circulaire DCE 2008/27 (rectifiant la Circulaire DCE 2007/22 du 11 avril 2007) du 20 mai 2008 relative au

Protocole de prélèvement et de traitement des échantillons des invertébrés pour la mise en œuvre du programme de surveillance sur cours d’eau



Plan d’eau du Trop Long

Conformément aux exigences de la Police de l’eau, la technique de pêche aux filets n’a pas été mise en œuvre sur ce plan d’eau. Le choix s’est donc porté sur une pêche électrique embarquée avec un échantillonnage par points le long des berges (de façon identique aux suivis réalisés par le passé). Une attention particulière est portée sur la prospection de l’ensemble des habitats disponibles (caches sous blocs, végétation…). Pour mémoire, cette technique n’est pas efficace dans la zone centrale et profonde du plan d’eau. La capture de certaines espèces typiquement pélagiques, comme celles recherchant les grandes profondeurs, est par conséquent impossible, biaisant très certainement la diversité faunistique (sous-estimation).

Plan d’eau de la Gaffière

La structure du peuplement piscicole est appréhendée dans le cadre de cet inventaire à travers deux techniques différentes et complémentaires pour que la capture soit représentative des espèces du milieu :

� une pêche aux filets (pose de quatre filets benthiques) à la demande d’AREVA NC : les temps de pose sont inférieurs à ceux prescrits dans la norme afin de limiter les mortalités et éviter leur saturation (densités fortes),

� une pêche électrique embarquée afin de compléter l’effort d’échantillonnage.

La technique d’échantillonnage (pêche électrique embarquée) engendre très certainement une sous-estimation importante des peuplements notamment sur le Trop Long (superficie importante, profondeur assez élevée dans la zone centrale).

L’efficacité de pêche est ainsi beaucoup moins bonne sur les espèces recherchant les profondeurs importantes notamment les gros Cyprinidés (Carpes, Carassins, Brèmes…), difficilement contactés sur le lac du Trop Long.

Ainsi les plans d’eau présentent-ils une situation contrastée, avec 14 à 16 espèces pour le plan d’eau de la Gaffière contre 9 à 10 espèces pour celui du Trop Long.

7.1.3 Bilan des incertitudes

Concernant l’inventaire de la faune et de la flore terrestre, les conditions météorologiques printanières ont été particulièrement pluvieuses, ce qui influence en partie les résultats, notamment pour les oiseaux et Rhopalocères précoces, qui peuvent ainsi passer inaperçus, mais aussi pour la flore.

Concernant la faune terrestre, bien qu’aucun indice ne soit observé, il n’est pas certain qu’une espèce ne soit pas présente dans le périmètre rapproché, comme par exemple la Loutre (mustélidés), elle est actuellement en expansion depuis la rivière Ardèche et le fleuve Rhône. Si aucun indice de présence n’a été observé (recherche des traces et des empreintes) lors des prospections 2009/2010, elle est peut-être présente dans le périmètre rapproché.

Les conclusions du présent diagnostic peuvent être nuancées notamment pour le milieu terrestre. Les investigations floristiques et faunistiques terrestres ne peuvent être considérées comme totalement exhaustives. Elles ont en revanche permis d'identifier les principaux enjeux écologiques relatifs à l'aire d'étude. L’utilisation de méthodes normées tend cependant à minimiser les incertitudes entre plusieurs relevés.



7.2 Méthode d’établissement de l’état initial physi co-chimique et radiologique de l’environnement

7.2.1 Réseau de surveillance de l’environnement

7.2.1.1 Localisation des points de surveillance et milieux analysés

Les plans du Chapitre 3 (§ 3.3 « Caractéristiques physicochimiques et radiologiques de l’environnement ») présentent les points de surveillance du réseau commun intérieur et extérieur à la plate-forme AREVA du Tricastin.

Deux niveaux de surveillance sont définis :

� le niveau 1 intègre l’aspect réglementaire applicable à un ou plusieurs exploitants,

� le niveau 2 est affecté à l’auto-surveillance de chaque exploitant.

Les compartiments surveillés sont les suivants :

� le milieu atmosphérique,

� le milieu terrestre : retombées atmosphériques et couche superficielle de terre, végétaux terrestres, céréales,

� le milieu aquatique : eaux de surface, eaux souterraines, eaux pluviales, eau de boisson, sédiments, végétaux aquatiques (mousse, potamot…), poissons (anguilles, chevesnes…),

� l’irradiation ou les niveaux d’exposition externe.

7.2.1.2 Méthodes d’analyses

Il existe trois laboratoires d’analyses, internes à la plate-forme AREVA du Tricastin : l’un situé sur AREVA NC, les deux autres sur EURODIF Production. Certaines analyses sont néanmoins confiées à des laboratoires externes. Ces laboratoires sont accrédités dans le cadre du Réseau National de Mesures dans l’Environnement (RNME). Ils sont agréés par l’Autorité de Sûreté Nucléaire (ASN) en application de l’Article 4 - 2° de la Loi n° 2006-686 du 13 juin 2006 relative à la transparence et à la sécurité en matière nucléaire.

Chaque type d’analyse fait l’objet d’un mode opératoire dans lequel est précisée la manière dont doit être calculée l’incertitude sur le résultat obtenu.



7.2.1.3 Bilan des incertitudes

Bien que minimisées, des incertitudes liées à la mesure persistent toutefois. Leur degré de précision dépend notamment :

� des incertitudes sur les appareils de prélèvement ou d’échantillonnage :

− type de matériel,

− seuil de détection des appareils,

− périodicité d’étalonnage et d’entretien...

� des incertitudes sur les méthodes d’analyses en laboratoire :

− choix du protocole,

− choix du nombre d’essais réalisés sur un même échantillon,

− matériel utilisé et conditions d’utilisation,

− habitudes de travail de l’opérateur…

7.2.2 Diagnostic du sol et du sous-sol au droit du projet

En plus de la surveillance réalisée dans le cadre du RSE et ciblée pour l’ensemble de la plate-forme AREVA du Tricastin, un diagnostic du sol et du sous-sol a été réalisée en 2011 sur l’emprise du périmètre de l’établissement par la société ANTEA3.

7.2.2.1 Techniques utilisées pour la réalisation de s sondages sols

Les sondages de sols ont été réalisés par l’entreprise ABYSSE à l’aide d’une sondeuse sur chenilles équipée de carottier de type Geoprobe. La technique de forage est le carottage par carottier battu, avec prélèvements des échantillons par passe métrique sous gaine plastique. Grâce à cette méthode de foration, les terrains échantillonnés ne sont pas remaniés. Par ailleurs, cette technique ne nécessite pas l’utilisation de fluide de foration et garantit en conséquence la propreté du site.

7.2.2.2 Profondeurs d’investigations

Deux profondeurs d’investigations ont été retenues :

� reconnaissance « superficielle » jusqu’à une profondeur théorique de 1,20 m, qui correspond à la profondeur maximale prévue pour les terrassements dans les zones de travaux,

� reconnaissance de la Zone Non Saturée (ZNS) jusqu’à 3 m minimum.

Pour chaque zone de sondages, au moins un ouvrage sera prolongé jusqu’à 3 m de profondeur.

Par ailleurs, dans les zones d’anomalie de concentration avérée, les sondages ont été systématiquement prolongés jusqu’à 3 m de profondeur.

3 Site du Tricastin (26) – Emprise COMURHEX – Synhtèse des données à fin 2011 – Diagnostic de pollution

des sols – Réf. 52412 version B – ANTEA Group - Décembre 2011



7.2.2.3 Stratégie d’échantillonnage

Pour chaque sondage, plusieurs échantillons sont prélevés suivant la profondeur atteinte. Les prélèvements sont réalisés par faciès suivant les horizons rencontrés le plus souvent selon la stratégie suivante, pour les sondages de 3 m de profondeur :

� E1 = l’horizon superficiel des remblais sablo-graveleux (30 à 50 cm),

� E2 = le reste du prélèvement des remblais,

� E3 = les premiers centimètres (environ 20 cm) des limons argileux (terrain naturel sous-jacent),

� E4 = les limons jusqu’à 2 m de profondeur,

� E5 = un échantillon moyen de 2 à 3 m de profondeur.

En cas de fortes variations lithologiques entre 1 et 3 m, des échantillons moyens ont été réalisés en fonction des faciès rencontrés.

Pour les « sondages superficiels » et suivant l’épaisseur des remblais, ont été constitués un à deux échantillons.

Des doublons ont été réalisés sur les échantillons superficiels (ou moins un par zone) et peuvent être mis à disposition de COMURHEX.

L’analyse de l’échantillon superficiel E1 est systématique.

Pour les échantillons suivants est privilégiée l’analyse :

� de l’échantillon E2 dans le cas d’un échantillon E1 correspondant à des remblais récents,

� de l’échantillon des premiers centimètres des limons,

� au moins un échantillon par mètre.

Dans les zones d’anomalie avérée, l’analyse des échantillons est systématique.



7.2.2.4 Méthodologie d’analyses

7.2.2.4.1 Analyses chimiques

Dans un premier temps, le programme analytique ne comprend que les analyses pour la détermination des teneurs en Uranium pondéral et les fluorures solubles.

Les analyses ont été réalisées par le laboratoire ALGADE selon les méthodologies décrites ci-dessous :

Laboratoires Paramètres SOL Méthodes

ALGADE Uranium pondéral en mg/kg

de matière sèche sur la fraction < 2 mm

Norme ISO 17294-2

SOCOR groupe CARSO via ALGADE

Fluorures solubles minéral total par extraction aqueuse NF T 90-004 par ionométrie

Tableau 2 : Méthodologie d’analyse de l’uranium et des fluorures

7.2.2.4.2 Analyses radiologiques

Les analyses ont été réalisées par le laboratoire ALGADE selon les méthodologies décrites ci-dessous.

Analyse Limite de détection Référence normative

Spectrométrie alpha 24 heures de comptage avec

détermination des activités en U 238, 235, 234, 236,

Pu 239/234 et 238

0,02 Bq/g NF M60 790-8

Spectrométrie gamma environnement 72 heures

de comptage 0,005 Bq/g NF M60 790-6

Tableau 3 : Méthodologie d’analyse spectrométrique

La spectrométrie alpha des isotopes de l’U permet notamment :

� l’analyse des rapports d’activité 234U / 238U pour détecter la présence éventuelle de traces d’enrichissement, le rapport d’activité 234U / 238U attendu pour l’uranium naturel étant de 1,

� de détecter la présence éventuelle de l’236U, caractéristique de la présence d’Uranium de Retraitement (URT),

� disposer d’activités en Bq/kg pour réaliser d’éventuels calculs de risques radiologiques, selon différents scénarios.



La spectrométrie gamma « environnementale » avec recherche de l’activité des radionucléides naturels de la famille de l’Uranium 238 et du Thorium 232 ainsi que de certains radionucléides artificiels, permet notamment :

� d’apprécier la présence d’uranium naturel à l’équilibre séculaire (U nat) ou d’uranium à l’équilibre court terme (U+) selon les résultats des mesures d’activités des radionucléides émetteurs gamma de la chaîne de l’238U,

� de détecter la présence de radionucléides artificiels (URT) (60Co, 95Zr, 103Ru, 106Ru, 106Rh, 125Sb, 137Cs, 144Ce, 144Pr, 233Pa et 241Am).

7.2.2.5 Technique de réalisation des piézomètres

Les différents piézomètres ont été réalisés par la société ABYSSE SARL de Saint-Paul-les-Romans (26).

Les caractéristiques générales de réalisation des piézomètres sont les suivantes :

� foration à l’ODEX en diamètre 115 mm avec tubage à l’avancement jusqu’au substratum,

� équipement en tube PVC 80/90 mm crépiné face aux alluvions,

� gravier filtre 2/4 mm positionné dans l’annulaire sur toute la hauteur des crépines plus 1 mètre,

� bouchon d’argile installé dans l’espace annulaire au-dessus du gravier,

� bouchon de fond étanche,

� cimentation gravitaire sur le bouchon d’argile jusqu’à la surface du sol,

� tête de forage type bouche à clé étanche ou tube acier cadenassé,

� cimentation annulaire sur 0,3 m autour de la tête de puits,

� développement de l’ouvrage par pompage pendant 30 minutes.

7.2.2.6 Bilan des incertitudes sur les mesures

Bien que minimisées, des incertitudes persistent toutefois. Leur degré de précision dépend notamment :

� des incertitudes sur le mode opératoire des prélèvements ou des échantillonnages (opérateur),

� des incertitudes sur les méthodes d’analyses en laboratoire (choix du protocole, du nombre d’essais réalisés sur un même échantillon, matériel utilisé et conditions d’utilisation, habitudes de travail de l’opérateur...).

Les méthodes d’échantillonnage et d’analyses sont mises en œuvre conformément aux préconisations des normes.



7.3 Méthode d’établissement de l’état initial du br uit dans l’environnement

7.3.1 Matériel et méthode

Le matériel employé pour mesurer et quantifier les niveaux de bruit est un sonomètre de classe 1 (expertise) ayant les caractéristiques suivantes :

� sonomètre analyseur temps réel par bande d’octave type B&K 2250,

� calibreur acoustique de classe 1 B&K 4231.

Le sonomètre possède un microphone qui capte le signal sonore. Il transforme une variation de pression de l’air exercée sur sa membrane en une variation de signal électrique (généralement une tension). Ce signal électrique subit ensuite différents traitements suivant le type de sonomètre (intégrateur, instantané), et suivant l’information que l’on désire obtenir (Lp, Leq, SEL...). Ces valeurs sont ensuite converties en position d’une aiguille ou valeur sur un écran.

La campagne de mesures a été réalisée selon la méthode décrite en annexe de l’Arrêté du 23 janvier 1997, en conformité avec la Norme NFS 31 010. La méthode utilisée est la méthode dite d’expertise.

Les mesures ont été réalisées en Leq (moyenne de bruit) de 1 seconde chaînés les uns à la suite des autres et sur une durée de 1 heure, en période diurne et nocturne, pour les points situés en zone à émergence réglementée et sur une durée de 24 heures pour les points situés en limite de propriété du site.

7.3.2 Analyses statistiques (arrondis à 0,5 dB près conformément à la norme NFS 31 010)

Lorsque le bruit n’est pas stable, il peut être caractérisé par :

� L1 niveau dépassé pendant 1 % du temps (bruit maximal).

� L10 niveau dépassé pendant 10 % du temps (bruit crête).

� L50 niveau dépassé pendant 50 % du temps (bruit moyen).

� L90 niveau dépassé pendant 90 % du temps.

� L99 niveau dépassé pendant 99 % du temps (bruit minimum).

Un bruit est stable lorsque son bruit minimal (L99) est proche de son bruit maximal (L1).

Dans certaines situations particulières, l’indicateur Leq n’est pas suffisamment adapté : (Leq-L50) > 5 dB(A).

Ces situations se caractérisent par la présence de bruits intermittents (par exemple trafic routier discontinu), porteurs de beaucoup d’énergie mais ayant une durée d’apparition suffisamment faible pour ne pas présenter, à l’oreille, d’effet de « masque » du bruit résiduel.

L’indicateur retenu est alors le L50 ou le L90 en fonction de la densité de véhicules. Ceux-ci permettent en effet d’écarter la contribution des passages de voitures discontinus.



7.3.3 Bilan des incertitudes liées à la mesure

Hormis les possibles incertitudes liées à l’appareil de mesure, les conditions météorologiques constituent un facteur de variabilité des résultats. Les conditions régnant lors du mesurage et l’impact sur la mesure sont indiqués dans le tableau ci-dessous.

Période Description Codage NFS 31 010 Impact sur la mesure

Jour

Couvert, léger vent

U3T1 Atténuation forte du niveau sonore

Nuit U3T5 Renforcement faible du niveau sonore

Tableau 4 : Conditions météorologiques lors du mesu rage et impact sur la mesure

7.4 Méthode d’établissement du terme source

Les opérations de démantèlement de l’INB 105 comportent deux phases (phase 1 : dépose des équipements et phase 2 : assainissement du Génie Civil).

Les travaux étant réalisés sur plusieurs années, avec des opérations différentes chaque année, deux périodes ont été définies afin de simplifier la réalisation de l’étude :

� la période 1 correspond aux deux premières années de démantèlement. Pour cette période, les évaluations sont basées sur les rejets de la première année (hypothèse majorante),

� la période 2 a une durée de cinq ans (la quatrième année est différée dans le temps). Pour cette période, les évaluations sont basées sur les rejets de la troisième année correspondant à la réalisation des opérations d’assainissement pour la structure 2000 pour laquelle les émissions sont les plus importantes (hypothèse majorante).

Les rejets sont considérés comme étant uniformes sur chaque période.

Les données de base et les termes source utilisés dans cette étude ont été fournis par l’exploitant. Les émissions ont été déterminées suivant les hypothèses pénalisantes précisées ci-dessous :

� Rejets atmosphériques :

− pour la dépose des équipements des ICPE de COMURHEX I et de l’INB 105, l’estimation est basée sur la quantité résiduelle de matières uranifères présente dans les équipements, sur des hypothèses de remise en suspension et sur les aménagements du chantier considéré (sas d’intervention et filtration) : cette estimation est probablement surestimée car il a été considéré que la totalité des quantités résiduelles / mises en œuvre sont émises (sauf pour l’uranium). Il conviendra de s’assurer du degré de majoration des données par la réalisation de mesures à l’émission lors du déroulement des opérations de démantèlement,



− pour la phase de Génie Civil de l’INB 105, l’option la plus pénalisante en terme de rejet est

retenue (procédé de type écroûtage) ; concernant les NOX, le SO2 et les poussières, trois options sont envisagées (voir Chapitre 4). Les émissions ont été déterminées en prenant pour chaque composé l’option la plus défavorable (l’option 2 pour les rejets de NOX, SO2 et poussières et l’option 3 pour les rejets d’uranium), ce qui n’a pas de réalité technique, les options étant des alternatives,

− pour le fonctionnement des ICPE de COMURHEX I et de COMURHEX II, l’estimation des rejets est basée sur les limites d’autorisation de l’Arrêté Préfectoral4.

� Rejets liquides :

− les rejets des émissaires de l’INB 105 sont considérés inexistants du fait des choix de procédés mis en œuvre pour les opérations de démantèlement,

− les rejets des émissaires des ICPE de COMURHEX I et COMURHEX II sont basés sur les limites d’autorisation de l’Arrêté Préfectoral et sur des valeurs réelles quand aucune limite n’existe.

Ces hypothèses permettent de « couvrir » les impacts de toutes les opérations de démantèlement : toutes les substances émises, tous les lieux d’émission et toutes les périodes sont pris en compte.

Elles peuvent être considérées comme majorantes.

7.5 Méthode d’évaluation de l’impact sanitaire des rejets radioactifs


� des compléments méthodologiques sur l’utilisation du logiciel COMODORE,

� les incertitudes sur :

− la caractérisation des émissions radioactives,

− la modélisation de la dispersion et des transferts,

− l’évaluation des expositions.

7.5.1 Compléments méthodologiques

Les calculs de l’impact dosimétrique sont réalisés à l’aide du logiciel COMODORE (Code Modulable d’évaluation des Doses liées aux Rejets dans l’Environnement), qui est une synthèse de trois codes de calcul validés par l’IPSN5 : ACADIE, COTRAM et AQUAREJ.

ACADIE est un code de calcul élaboré par l’IPSN et AREVA pour synthétiser les travaux du Groupe Radioécologie Nord-Cotentin (GRNC) créé par le gouvernement pour estimer les niveaux d’exposition aux radiations ionisantes et les risques associés en termes de leucémie pour les populations de la région Nord-Cotentin. COTRAM et AQUAREJ sont les logiciels de

4 Arrêté Préfectoral n° 10-3095 du 23 juillet 2010 relatif à l'autorisation d'exploiter concernant la SOCIETE

COMURHEX pour une installation de fluoration d'uranium au titre d'une Installation Classée pour la Protection de l'Environnement communes de SAINT-PAUL-TROIS-CHATEAUX et PIERRELATTE

5 Ancien IRSN (Institut de Protection et de Sûreté Nucléaire)



dispersion respectivement atmosphérique et en eau douce, qui ont été utilisés dans ce même cadre.



COMODORE a repris ces codes de calcul dans un logiciel intégré complètement paramétrable, de manière à être utilisé sur n’importe quel site AREVA, en fonction des spécificités locales.

La version du logiciel utilisée dans cette étude est la dernière, en date de 2012.

COMODORE traite des rejets atmosphériques et liquides. Le calcul comprend trois stades :

� la dispersion dans l’environnement (air et eau),

� l’étude de la contamination des différents compartiments de la biosphère (consommation de produits terrestres, de poissons, d’eau de boisson…),

� l’étude de l’impact aux individus de la population (impact dosimétrique).

Les paramètres d’entrée de COMODORE peuvent être modifiés par l’utilisateur pour une adaptation aux spécificités des rejets ou du lieu, par exemple :

� le type d’absorption des radionucléides,

� les coefficients de dose, les débits respiratoires,

� le choix des voies d’exposition à retenir,

� les rations alimentaires, les taux de production locale, les temps de présence, les facteurs de protection,

� et surtout, les coefficients de transfert au travers de l’ensemble de la biosphère, permettant des mises à jour régulières.

Pour l’utilisateur expérimenté, COMODORE permet également de modifier les équations régissant le schéma de calcul des transferts dans la biosphère jusqu’à la dose. L’utilisateur a la possibilité d’ajouter à cet effet de nouveaux paramètres de calcul.

7.5.2 Incertitudes associées à l’évaluation de l’im pact dosimétrique

7.5.2.1 Influence des termes sources

Les flux pris en compte dans l'évaluation de l'impact des rejets liquides et atmosphériques radiologiques sur la santé sont ceux correspondant aux rejets des ICPE de COMURHEX I, des ICPE de COMURHEX II, des installations de l’INB 105, puis aux rejets cumulés de l’ensemble de ces installations, et ce pour chacune des deux périodes considérées. Le rejet est considéré comme étant uniforme sur chaque période.

Les hypothèses retenues pour définir les termes sources sont présentées dans le § 7.4 du présent chapitre.

Ces hypothèses tendent à majorer les termes sources, donc les résultats d’impact associés.



7.5.2.2 Incertitudes liées à la modélisation de la dispersion et aux calculs de transferts

7.5.2.2.1 Modèle de dispersion atmosphérique

La dispersion induite par les rejets atmosphériques est quantifiée à l’aide du module COTRAM (rejets radioactifs), qui implémente le modèle gaussien à bouffées de DOURY. Ce modèle est utilisé pour calculer la concentration atmosphérique et le dépôt à différentes distances du point de rejet en prenant en compte le schéma météorologique annuel. Cependant, les coefficients de transfert atmosphérique et les débits de dépôt peuvent être entrés directement dans le module de calcul de dose adossé à COTRAM.

La méthode de calcul de la dispersion atmosphérique, utilisant les coefficients de transfert atmosphérique de DOURY, a été développée et qualifiée par l’Institut de Protection et de Sûreté Nucléaire (IPSN) devenu l’Institut de Radioprotection et de Sûreté Nucléaire (IRSN).

Classiquement, les voies potentielles d’exposition aux rayonnements considérées pour le public sont les suivantes :

� à partir du panache, les doses :

− interne par inhalation,

− externe,

� à partir du dépôt, les doses :

− interne par ingestion,

− externe dû au dépôt,

− interne par inhalation liée à la remise en suspension du dépôt,

− externe liée à ce même phénomène de remise en suspension.

L'influence de la modélisation de la dispersion atmosphérique par le module COTRAM dépend principalement du domaine de validité du modèle d’une part et, d’autre part, du coefficient de transfert atmosphérique qui a un effet direct et proportionnel sur le résultat.

Ce logiciel réalise les calculs à partir des probabilités des conditions de transfert (vitesse et direction du vent, type de stabilité atmosphérique) en prenant en compte la hauteur de rejet. Il est valable pour des gaz passifs et des aérosols et peut s’appliquer pour plusieurs points de rejet en simultané. En outre, il ne tient pas compte de la décroissance radioactive de l’élément.

En ce qui concerne les dépôts, les calculs sont effectués à l’année n des activités de démantèlement. Le dépôt à la fin de l’année n est la somme des contributions de chaque dépôt annuel des n années précédentes, à savoir, en prenant en compte la décroissance radioactive, mais en ignorant l’appauvrissement par migration dans le sol.

Le domaine de validité du modèle s’étend de 500 m à 30 km. Les distances entre les points de rejet et les lieux d’habitation étudiés varient entre 1 km et 8 km. Par conséquent, ces valeurs correspondent au domaine de validité du modèle.



Le code COTRAM utilise les classes de stabilité de DOURY pour caractériser la structure de l’atmosphère et calculer les Coefficients de Transfert Atmosphérique (CTA). La dispersion des radionucléides est traitée sur l’ensemble de l’année. Le code traite ce type de rejet en considérant un débit de rejet par radionucléide constant et continu sur l’année. Dans une telle configuration, l’espace autour du point source est découpé en 18 secteurs de 20° et la fréquence annuelle d’occurrence (en pour mille) des différentes conditions météorologiques pour chacun de ces secteurs est renseignée.

COTRAM ne prend pas en compte les variations liées au relief. Les terrains où se trouvent la plate-forme AREVA du Tricastin et les groupes de population ne présentant pas de reliefs marqués, le logiciel est ainsi adapté à ce site.

COTRAM ne tient pas compte non plus de l’influence des bâtiments (qui ont tendance à « casser » la dispersion atmosphérique) : d’une manière générale, il est considéré que les bâtiments ont une influence sur la dispersion atmosphérique lorsque ceux-ci dépassent le tiers de la hauteur d’une cheminée. Compte tenu de la hauteur des bâtiments alentour et de la hauteur des rejets générés par les installations du périmètre de l’INB 105 (dont certains se situent au raz du sol), cette influence est bien réelle. Ainsi, COTRAM, en ne prenant pas en compte ce phénomène, aura tendance à surestimer les concentrations volumiques par rapport à la réalité, donc à majorer les résultats des calculs de dispersion dans l'air.

Les données météorologiques retenues représentent la moyenne des valeurs des années 2009 à 2011 mesurées à la station de la « Piboulette » située sur la plate-forme AREVA du Tricastin.

7.5.2.2.2 Modèle de dispersion fluvial

La dispersion en rivière est caractérisée par l’utilisation du code AQUAREJ, qui évalue la dispersion des radionucléides dans les rivières puis la contamination des différents compartiments de la biosphère et l’impact dosimétrique par ingestion d’aliments d’origine animale ou végétale contaminés.

La dispersion aquatique se traduit par une dilution à partir du point de rejet (hypothèse d’un seul point de rejet) dans le canal de Donzère-Mondragon. Le logiciel fait l’hypothèse d’une dilution parfaite des radionucléides dans l’eau du canal sur toute la largeur et la hauteur du cours d’eau. Cette hypothèse n’est cependant parfaitement respectée qu’à partir d’une certaine distance au point de rejet dans le canal, dite de « bon mélange ». Cette distance est évaluée à environ 3 km et correspond à la présence de l’usine hydroélectrique de Bollène, qui permet de garantir par son turbinage l’homogénéisation des rejets dans le cours d’eau. En amont, la zone est dite de « mauvais mélange » potentiel du fait d’une homogénéisation des rejets qui pourrait s’avérer imparfaite. Pour conforter ce raisonnement, des opérations de traçage à la rhodamine B ont permis de montrer que la dilution est optimale après le turbinage par l'usine hydroélectrique André Blondel située à 3 000 mètres du point de rejet. Tous les essais réalisés au cours de ces opérations de traçage ont montré qu'il n'y avait pas accumulation des effluents devant le barrage. Le fait que le canal de Donzère-Mondragon ait un débit moyen élevé entretenu par décharge du Rhône dans le canal de dérivation, contribue à favoriser une dispersion optimale, toute l'année, des radionucléides rejetés.



La valeur du débit prise en considération dans l'étude a un effet direct et proportionnel sur le résultat. Il est choisi de manière à être le plus représentatif de la période la plus récente disponible et le plus pertinent possible. Ainsi, les données de débit du canal de dérivation du Rhône prises en compte sont celles de la période 2009 à 2011. Les débits utilisés dans le calcul de l’impact sont le débit moyen de 988 m3/s et le débit pendant la période d’irrigation (juin à septembre) de 763 m3/s.

7.5.2.2.3 Estimation des transferts de contaminatio n

Les coefficients de transfert dans l'environnement peuvent varier d'une source bibliographique à l'autre et différemment d'un radionucléide à l'autre. Ces paramètres ont des effets indirects sur le résultat. Les paramètres de calcul par défaut du code COMODORE sont ici utilisés. Ceux-ci proviennent de bases de données spécialisées, comme l’Agence Internationale de l'Energie Atomique (AIEA) ou encore la réglementation en ce qui concerne les facteurs d’équivalent de dose6.

L'eau utilisée pour l'irrigation des plantes et l'alimentation des animaux est supposée provenir directement de la zone de rejets des effluents liquides dans le canal de Donzère-Mondragon. Cette approche donne des résultats majorants.

Le transfert de la contamination vers les sols et les légumes prend comme hypothèse que les substances rejetées ne subissent aucune dégradation ou lixiviation pendant toute la durée de l'étude. Ceci conduit à surestimer les concentrations dans les sols, les produits végétaux et animaux.

Le modèle de transfert donne ainsi des résultats « enveloppe ».

7.5.2.3 Incertitudes liées à l’évaluation des expos itions et à la quantification de la dose

L’approche multi-expositions est retenue pour le groupe de population le plus exposé, sur la base des hypothèses de calcul ci-dessous.

7.5.2.3.1 Incertitudes sur l’exposition interne par inhalation

Il est important d’apprécier l’incertitude de la dose reçue par inhalation car elle représente la majeure partie de la dose efficace calculée.

La valeur de la dose reçue par inhalation dépend directement de l'activité volumique aux lieux d'habitation, déterminée à l'aide de la modélisation des rejets par le module COTRAM.

Les résultats obtenus avec COTRAM sont plus importants que ceux obtenus avec ADMS (voir § 7.10), notamment pour les raisons suivantes :

� la dispersion est moins bonne avec ADMS puisque le logiciel prend en compte le relief et les bâtiments,

� l’exposition par inhalation est considérée permanente toute l’année, 24 heures par jour,

� l’influence des bâtiments n’est pas considérée dans le module COTRAM.

6 Arrêté du 1er septembre 2003 définissant les modalités de calcul des doses efficaces et des doses

équivalentes résultant de l'exposition des personnes aux rayonnements ionisants



Ces éléments tendent à surestimer les résultats de l’activité volumique, donc des résultats de dose reçue par inhalation.

7.5.2.3.2 Incertitudes sur l’exposition interne par ingestion

Concernant l’ingestion, il est considéré :

� que l’eau est prélevée pour l’arrosage et l’irrigation exclusivement dans la zone en aval des rejets, et que l’eau de boisson provient de la même zone,

� que le temps de transit est très court entre le rejet et le captage, en négligeant la fixation des radionucléides dans les limons et sur les berges,

� que les poissons vivent en permanence à l’aval des rejets avant capture et que l’équilibre entre les poissons et l’eau est instantané,

� que les poissons sont intégralement consommés sans tenir compte des interdictions de consommation,

� que les dépôts dans les sols, issus des retombées atmosphériques et de l’eau d’arrosage, se font sans perte de type lessivage,

� qu’aucune transformation n’est effectuée lors de la préparation culinaire des produits alimentaires (épluchage, lavage, blanchissement, cuisson...), par ailleurs l’élimination des radionucléides lors de ces préparations n’est pas prise en compte.

D’autre part, l’évaluation de la ration alimentaire des populations étudiées est basée sur les habitudes alimentaires de groupes d’individus qualifiés de « groupe critique réaliste » dans le rapport de l’enquête alimentaire autour du site du Tricastin7, pour les raisons suivantes :

� les foyers du panel sont presque exclusivement des retraités et des agriculteurs,

� ils possèdent tous un jardin (potager et/ou verger), le taux d’autoconsommation en fruits et en légumes est donc élevé,

� ils pratiquent fréquemment la pêche et la chasse.

Cet échantillon reflète ainsi mieux les habitudes alimentaires d'un groupe de population rural que celles d'un groupe de population urbain.

L’ensemble de ces hypothèses conduit à des résultats d’exposition interne par ingestion surestimés.

7Résultats de l’enquête alimentaire autour du site nucléaire du Tricastin (2004-2005) – Rapport DEI/SESURE

n° 2010-31 – Décembre 2010



7.5.2.3.3 Incertitudes sur l’exposition externe due aux rayonnements ionisants

Concernant l'exposition externe, les hypothèses retenues sont les suivantes :

� les populations sont supposées être exposées toute l’année a minima la moitié de leur temps aux rayonnements ionisants émis par les particules en suspension (moitié de leur temps dans les habitations),

� l'exposition des populations aux rayonnements ionisants émis par les particules déposées sur le sol a été considérée toute l'année et a minima la moitié du temps,

� l’exposition externe lors de contacts directs avec les liquides, c’est-à-dire dans le cadre de baignades ou autres activités nautiques : cette exposition est négligeable au regard de l’exposition interne par ingestion de produits potentiellement contaminés. Qui plus est, le canal de Donzère-Mondragon n’est pas un lieu de baignade ou d’activité nautique. Pour ces raisons, l’exposition externe liée aux rejets liquides n’a pas été prise en compte dans l’étude.

7.5.3 Influence de l’évolution des paramètres de tr ansfert sur l’étude d’impact

Jusqu’à présent, les études d’impact dosimétrique des installations de la plate-forme AREVA du Tricastin et du site industriel du Tricastin étaient réalisées avec la version COMODORE 2007, puis 2011. Dans le cadre de la présente étude d’impact, la nouvelle version 2012 du logiciel est utilisée. Cette nouvelle version intègre un certain nombre d’évolutions, qu’elles soient techniques ou fonctionnelles. Notamment, la mise à jour de certains paramètres impliqués dans les calculs a été effectuée au regard de nouvelles sources bibliographiques comme par exemple la mise à jour de la ration alimentaire locale Tricastin, des facteurs de transfert des radionucléides dans l’environnement, des débits du canal de Donzère-Mondragon, l’ajout de radionucléides…

Une étude a été réalisée afin de comparer les résultats de dose obtenus avec la version COMODORE 2007 et la nouvelle version COMODORE 2011 Les conclusions montrent que pour les paramètres en lien direct avec les rejets atmosphériques, les évolutions s’équilibrent. L’augmentation de certains facteurs est compensée par la baisse d’autres éléments. A ce niveau, c’est la nature et la quantité des radionucléides présents dans les rejets des installations qui déterminent la variation plus ou moins importante de la dose.

Dans une moindre mesure, l’évolution de la ration alimentaire et des quantités de sol ingéré par inadvertance jouent un rôle dans l’augmentation de la dose totale.



7.5.4 Analyse de sensibilité

Une étude de sensibilité a été réalisée dans le cadre de la présente étude. Celle-ci consiste à ajouter la dose estimée pour le groupe le plus exposé aux rejets de l'ensemble des installations du périmètre de l’INB 105, à la dose d'irradiation directe provoquée par une exposition régulière à l'aire 61 de l'INB 105.

Le scénario d’exposition de l’aire 61 suivant est considéré : un usager de la route qui emprunterait chaque jour le chemin des agriculteurs, situé à environ 100 m de la clôture, entraînant une exposition de 2 heures par jour. Cet usager habiterait au niveau du centre équestre (Ferme des Termes), groupe de population le plus exposé.

Durant la période 1 du démantèlement de l’INB 105, les matières stockées sur l’aire 61 peuvent conduire à un scénario d’exposition des populations par irradiation directe. En fin de période 1, l’aire 61 est vidée de l’ensemble des matières présentes. La période 2 n'est donc pas considérée par ce scénario d'exposition.

Pour ce scénario, les hypothèses prises sont les suivantes :

� la population est exposée aux irradiations de l’aire 61 pendant 2 h/jour sur le chemin des agriculteurs,

� les valeurs prises en compte sont celles du dosimètre D16, dosimètre de clôture externe du réseau de surveillance environnementale de la plate-forme AREVA du Tricastin, au plus proche de l’aire 61. La valeur de ce dosimètre pour l’année 2011 est de 0,82 mSv/an,

� la population est soumise 2 h/jour aux irradiations directes de l’aire 61, soit 730 h/an. 1 an correspond à 8 760 heures. La population est donc soumise 8,3 % du temps annuel à l’irradiation directe.

En prenant comme référence la valeur du dosimètre D16 à 0,82 mSv/an, la personne reçoit 0,068 mSv/an du fait de l’irradiation directe.



Le tableau ci-dessous présente la dose totale reçue dans le cadre de ce scénario lors de la période 1.

Groupe : Ferme des Termes (centre équestre) 1-2 ans 2-7 ans 7-12 ans Adulte

Dose totale due aux rejets gazeux et liquides (mSv) 0,0005 0,0006 0,0006 0,0007

Dose due à l’irradiation directe de l’aire 61 (mSv) 0,068 0,068 0,068 0,068

Somme (mSv) 0,07 0,07 0,07 0,07

Valeur de référence mSv/an 1

Tableau 5 : Dose globale reçue par le groupe de pop ulation le plus exposé Ferme des Termes (centre équestre) en tenant compte de l’irra diation directe – Période 1 – Périmètre

INB 105

Le résultat obtenu pour le groupe de population le plus exposé (Ferme des Termes, centre équestre), qui serait également soumis à l’irradiation directe de l’aire 61, montre que l’impact cumulé des rejets radioactifs et de l’irradiation directe, d’environ 0,07 mSv/an reste inférieur à la limite de dose acceptable pour le public (1 mSv). Cette valeur est principalement due à l’irradiation directe (à plus de 97 %).



7.6 Méthode d’évaluation de l’impact sanitaire des rejets chimiques


� des compléments méthodologiques sur le choix des VTR, le modèle de dispersion utilisé et la méthodologie de modélisation des concentrations dans les sols,


− la caractérisation des émissions chimiques,

− la modélisation de la dispersion et des transferts,

− l’évaluation des risques.


7.6.1.1 Complément méthodologique relatif au choix des Valeurs Toxicologiques de Référence (VTR)

Les Valeurs Toxicologiques de Référence (VTR) ont été recherchées auprès des organismes suivants :

� l’Observatoire de la Qualité des Pratiques de l’Evaluation des Risques Sanitaires dans les Etudes d’Impact qui recommande l’utilisation de VTR pour certaines substances. Ces recommandations sont validées par le Conseil Supérieur d’Hygiène Publique de France8,

� l’Agence Nationale de Sécurité Sanitaire de l’alimentation, de l’Environnement et du Travail (Anses, anciennement afssa et afsset),

� l’Institut National de l’Environnement Industriel et des Risques (INERIS),

� les bases de données internationales recommandées par la Circulaire de la Direction Générale de la Santé DGS/SD7B/2006/234 du 30 mai 2006 : Organisation Mondiale de la Santé (OMS), bases de données des Etats-Unis (US-EPA - IRIS, ATSDR), des Pays-Bas (RIVM), du Canada (Health Canada) et de l’EPA de Californie (OEHHA).

A noter que l’Anses et l’INERIS construisent des VTR sur la base d’études toxicologiques ou sélectionnent des VTR émanant de bases de données reconnues internationalement.

Dans le cadre de la présente étude, les composés émis par l’ensemble des installations de l’INB 105 et retenus dans l’évaluation du risque disposent de VTR. Ces VTR concernent uniquement les effets à seuil.

8 Les valeurs sélectionnées par l’Observatoire des pratiques de l’ERS sont disponibles sur le site Internet :

http : //www.sante.gouv.fr/htm/dossiers/etud_impact/



Si plusieurs VTR sont disponibles, la sélection de la VTR est réalisée en considérant l’ensemble des critères suivants :

� la date d’élaboration du document de référence,

� l’exhaustivité des études considérées,

� les arguments justifiant le choix des études critiques pour l’élaboration de la VTR,

� les arguments justifiant le choix de la VTR issue des organismes français de référence (Observatoire des pratiques des ERS, Anses et INERIS),

� les facteurs d’incertitude permettent d’évaluer la pertinence de l’étude toxicologique utilisée pour établir la VTR. Il est généralement considéré que la valeur disposant du facteur d’incertitude le plus faible est la plus fiable.

En effet, en fonction de l’origine de la donnée toxicologique utilisée pour établir la VTR, les organismes appliquent des facteurs d’incertitude plus ou moins importants afin de dériver une VTR pour une exposition chronique pour la voie considérée. Ces facteurs d’incertitude prennent en compte notamment :

− le temps d’exposition,

− l’espèce sur laquelle a été effectuée l’étude toxicologique (espèce humaine ou non),

− la voie d’exposition,

− le type de donnée toxicologique (NOAEL, LOAEL, BMC…) déterminée par l’étude considérée,

− les variations inter et intra-espèces.

Dans le cas où, sur la base des critères sus listés, aucune différence sur la pertinence des VTR disponibles ne peut être appréciée, la VTR est choisie selon la hiérarchisation des bases de données proposée par la circulaire de la DGS.

Les VTR à seuil correspondant à une exposition chronique (durée d’exposition supérieure à un an) sont privilégiées par rapport aux valeurs subchroniques (durée d’exposition de quelques semaines à quelques mois) car elles sont cohérentes avec les durées d’exposition considérées dans les ERS. Les VTR sont sélectionnées sur la base des critères présentés précédemment.

En cas d’absence de VTR chroniques pour l’exposition considérée, celles-ci sont établies en dérivant des VTR subchroniques par application du facteur de sécurité de 10, comme indiqué dans le document de l’INVS (« Valeurs toxicologiques de référence : méthode d’élaboration », janvier 2002) ou en dernier recours, en dérivant des VTR établies pour la voie orale ou pour la voie inhalation, selon la méthodologie établie par l’US-EPA dans le document intitulé « Soil Screening Guidance, Technical Background Document, Appendix B – Route-to-route extrapolation of inhalation benchmarks » (1996). La dérivation de la Dose Journalière Admissible (DJA) en Concentration Admissible dans l’Air (CAA) ou inversement est effectuée en appliquant un poids corporel de 70 kg et un taux d’inhalation de 20 m3/j. Une absorption de 100 % du composé pour la voie d’exposition concernée est considérée. L’extrapolation d’une voie à une autre est réalisée uniquement dans le cas où le composé engendre un effet similaire quelle que soit la voie d’exposition.



Pour le cas particulier des émissions ponctuelles au sein de la structure 2000 durant la dépose des équipements (période 1), l’exposition aiguë des récepteurs est également évaluée. Ainsi, des VTR pour une exposition aiguë sont sélectionnées selon une approche similaire à celle suivie pour les VTR pour les effets à seuil lors d’une exposition chronique. Seule la durée d’exposition utilisée pour choisir les VTR est différente.

Cas des VTR provisoires

La définition « provisoire » d’une VTR varie d’une base de données à une autre.

Pour l’OMS, bien que la définition du terme provisoire ne soit pas expliquée par l’OMS, il apparaît que ces valeurs notées provisoires concernent des composés pour lesquels l’OMS recommande des recherches afin de disposer de données toxicologiques supplémentaires.

Pour le RIVM, les VTR notées comme provisoires correspondent aux VTR considérées comme peu fiables (« low reliability ») généralement en lien avec un manque de données toxicologiques disponibles dans la littérature pour les composés concernés ou du fait de l’extrapolation d’une voie à une autre.

Pour l’ATSDR, les valeurs provisoires correspondent aux VTR réévaluées par l’ATSDR et sont présentées dans la base de données de l’ATSDR. Le terme « Draft » indique que le processus de validation est arrivé à la dernière période, à savoir la validation publique du document de base de la VTR, d’une durée de 90 jours, toutes les périodes de validation toxicologique (revue interne et externe) ayant déjà été réalisées.

Pour l’IRIS, les valeurs provisoires correspondent à une évaluation ou une réévaluation de la VTR et ne sont pas présentées dans la base de données IRIS (« A-Z List of Substances »). Ces VTR en cours d’évaluation/réévaluation suivent un processus de validation qui peut durer plusieurs années comportant les périodes suivantes :

� développement de la nouvelle VTR par l’IRIS,

� revue interne de l’IRIS,

� revue inter-agences (autres agences fédérales),

� revue externe par un comité d’experts indépendants,

� évaluation finale de l’IRIS.

Dans de le cadre de la présente étude, les valeurs provisoires du RIVM, de l’OMS et de l’ATSDR, ainsi que celles de l’IRIS ayant fait l’objet d’une revue externe par un comité d’experts indépendants ont été retenues dans le cadre de la méthodologie de sélection des VTR. Cependant, pour le RIVM et l’OMS, les valeurs définitives sont privilégiées par rapport aux valeurs provisoires.

L’Annexe B de l’ERS jointe en Annexe 4 de l’étude d’impact détaille la méthodologie de choix des VTR. Les Tableaux 1 et 2 de cette annexe présentent les VTR retenues dans le cadre de cette étude pour une exposition chronique par inhalation et par ingestion respectivement. Les VTR aiguës retenues sont également présentées dans le Tableau 1 de l’Annexe B.



7.6.1.2 Compléments relatifs à l’utilisation du mod èle de dispersion ADMS 4

7.6.1.2.1 Présentation du modèle

La modélisation de la dispersion atmosphérique des composés chimiques issus de l’usine W a été réalisée en utilisant le modèle ADMS 4. Ce modèle est également utilisé pour l’ERS de la plate-forme AREVA du Tricastin.

Références

Le modèle ADMS 4 (Atmospheric Dispersion Modeling System) a été développé par Cambridge Environmental Research Consultants Ltd (CERC), en collaboration avec l’office de météorologie du Royaume-Uni et l’Université du Surrey.

ADMS 4 est un modèle de type pseudo gaussien, particulièrement adapté au calcul des concentrations atmosphériques pour les composés émis par des installations industrielles, qui dispose d’une reconnaissance internationale.

La version la plus récente disponible du logiciel ADMS (Version 4.2.1 de mai 2010) est utilisée pour cette étude.

Principe

Après une phase de dilution et de dispersion atmosphérique, le modèle calcule les concentrations moyennes des composés émis. Les résultats sont fonction de la nature du composé, des conditions de rejet, des conditions météorologiques et de la topographie.

ADMS 4 prend en compte simultanément les phénomènes de dispersion et de sédimentation, en fonction de la granulométrie (pour les poussières). A la différence des modèles gaussiens classiques, ADMS 4 recalcule les intensités de turbulence de manière continue et pour chaque enregistrement météorologique, plutôt que de répertorier en 6 classes le phénomène de stabilité atmosphérique.

Le domaine de calcul est divisé en un nombre fini de points (10 000), appelés mailles. Le modèle calcule les concentrations horaires (moyennes et maximales) pour chaque maille définie et fournit des valeurs moyennes pour la période d’enregistrement météorologique considérée. Le logiciel Surfer, permettant des représentations bi et tridimensionnelles, est ensuite utilisé pour tracer les isocontours par interpolation.

Les principaux avantages du modèle ADMS 4 sont les suivants :

� la prise en compte des bâtiments et du relief,

� la grande variété de sources (cheminée, volume, jet, surface…), plusieurs types de sources pouvant être pris en compte simultanément, dans un même calcul,

� le module de traitement des données météorologiques élaboré, basé sur les formules récentes de traitement des effets des conditions météorologiques et de la stabilité atmosphérique,

� le calcul des dépôts secs et humides selon la nature de la substance.



7.6.1.2.2 Paramètres d’entrée pour la dispersion at mosphérique

Emissions atmosphériques

Les flux d’émission instantanés de chaque émissaire (exprimés en g/s pour un rejet canalisé ou en g/m²/s pour un rejet diffus) sont déterminés en considérant une répartition homogène des émissions annuelles.

Pour la modélisation des rejets canalisés, les paramètres physiques des 8 cheminées des différentes installations et des 12 sas ventilés utilisés pour les opérations d’assainissement du Génie Civil ont été pris en compte (hauteur, diamètre, température de rejet et vitesse d’éjection).

Relief et maillage

Le relief influe sur l’écoulement de l’air et donc la dispersion atmosphérique des composés émis. Le relief au voisinage du site industriel du Tricastin étant vallonné à l’est, son influence sur la dispersion atmosphérique a été prise en compte en utilisant un fichier topographique. Ce fichier est constitué à partir de données acquises auprès de l’IGN et sa précision est de 50 mètres selon les axes x et y et de 1 mètre selon l’axe z. La figure suivante représente le relief tel qu’il a été pris en compte dans les calculs de modélisation.

Figure 6 : Relief de la zone d’étude (source : URS – 2013)

La zone d’étude définie s’étend sur un carré de 9 kms sur 9 kms. Le système comprend un total de 10 000 mailles, soit une maille tous les 90 mètres.



Paramètres caractéristiques des propriétés physique s au niveau du sol

Un coefficient de rugosité, introduit dans le modèle, traduit le degré de turbulence causé par le passage des vents à travers les structures de surface au sol. La turbulence de surface est plus élevée dans les zones urbaines que dans les zones rurales en raison de la présence de bâtiments plus nombreux et de plus grande taille. Dans les zones urbaines, les dépôts de poussières tendent à s’effectuer à une distance plus courte que dans les zones rurales. Plusieurs coefficients de rugosité, compris entre 0,3 et 1 m, ont été utilisés pour cette étude, afin de représenter les différentes zones identifiées : urbanisées, industrielles, agricoles et de forêts.

Les bâtiments peuvent avoir un impact important sur la dispersion des composés émis. L’effet principal est de les entraîner vers les zones en dépression (sous le vent des bâtiments), isolées du courant principal, dans lesquelles peuvent apparaître des inversions de courant. Les bâtiments susceptibles d’influer significativement sur la dispersion, de par leur proximité par rapport aux émissaires canalisés définis ou de par leur envergure, ont été pris en compte dans le modèle. La localisation de ces bâtiments est entourée en vert sur la figure ci-après.



Figure 7 : Présentation des bâtiments et des source s d’émissions modélisés (Source : URS – 2013)



Météorologie

Les conditions météorologiques du site ont une grande influence sur la dispersion atmosphérique. La dispersion est conditionnée par des facteurs tels que la vitesse du vent, sa direction et l’intensité des turbulences. Pour un flux rejeté donné, les concentrations dans l’air au niveau de la surface du sol peuvent varier considérablement selon les conditions météorologiques, parfois de plusieurs ordres de grandeur. Ainsi, la concentration maximale dans l’air au-dessus de la surface du sol peut apparaître à un endroit sous certaines conditions météorologiques et à un autre sous d’autres conditions.

Les phénomènes de stabilité atmosphérique sont complexes et leur modélisation requiert un nombre minimal de paramètres dont certains (la nébulosité par exemple) ne sont mesurés que dans les stations météorologiques majeures (aéroports, ports…).

La plupart des données météorologiques utilisées dans le cadre de cette étude (précipitations, température, force du vent, direction du vent et humidité relative) ont été recueillies au niveau de la station météorologique de la plate-forme AREVA du Tricastin (station de la « Piboulette »). Les données de nébulosité ont été obtenues auprès de Météo France pour la station de Montélimar, située à une altitude de 80 mètres, à environ 25 kms au nord du site. Les données relatives à la nébulosité n’étant pas disponibles pendant les heures de nuit pour la station de Montélimar, les données manquantes ont été interpolées par le logiciel ConvertMTO développé par NUMTECH.

Le fichier météorologique a été préparé pour les besoins des calculs à partir des données météorologiques tri-horaires, en prenant en compte 8 746 enregistrements pour les années 2009, 2010 et 2011.

La rose des vents indique une forte prédominance des vents provenant du Nord/Nord-Est au droit du site.

Atténuation atmosphérique

Les composés émis dans l’atmosphère subissent des processus d’atténuation ou de transformation, tels que le dépôt au sol (principalement pour les particules) et les réactions chimiques (réactions entre les oxydes d’azote et l’ozone par exemple). Les taux de dépôt sont influencés par la sédimentation (dépôt par gravité, pour le dépôt sec) et les réactions physico-chimiques (par exemple, entre polluants ou avec les molécules d’eau, pour le dépôt humide). Les transformations photochimiques, complexes et peu connues, dépendent notamment des composés présents dans l’atmosphère et du rayonnement solaire.

Dans le cadre de la présente étude, les dépôts secs et humides ont été considérés afin de déterminer les concentrations dans les sols pour les composés bioaccumulables, mais aucune transformation photochimique n’a été retenue. La modélisation des dépôts secs et humides a été réalisée pour l’uranium et les poussières émis sous forme particulaire et pour les autres composés émis sous forme gazeuse. Pour les particules d’uranium, une densité égale à 6,37 g/cm3 9 et un diamètre égal à 10 µm ont été considérés.

9 ATSDR, Toxicological Profile for Uranium and compounds, Chapter 3 “Chemical and physical information”,

September 1999



7.6.1.2.3 Résultats de la dispersion atmosphérique

Une concentration moyenne annuelle et une concentration maximale horaire (correspondant aux conditions météorologiques les plus défavorables) sont calculées pour chaque point du maillage et des isocontours des concentrations moyennes annuelles sont obtenus par interpolation, réalisée en utilisant le logiciel Surfer 10.

Les éléments à considérer pour l’interprétation des isocontours sont la rose des vents, le relief, les bâtiments présents à proximité et les caractéristiques d’émission (type d’émission, géométrie des émissaires...).

Les concentrations moyennes annuelles dans l’air ambiant ont été modélisées pour les périodes d’émission 1 et 2 au niveau des récepteurs utilisés pour caractériser l’exposition de la population à proximité du site. Ces récepteurs sont définis à une hauteur de 1,5 m, près du bord des bâtiments. Bien qu’ils soient situés sur l’emprise des bâtiments, les concentrations modélisées en ces points correspondent à des concentrations dans l’air ambiant extérieur. En effet, les phénomènes de transfert entre l’air extérieur et l’air intérieur étant complexes et difficiles à caractériser, il est supposé que l’air à l’intérieur des bâtiments présente les mêmes concentrations que l’air extérieur.

7.6.1.2.4 Résultats des dépôts atmosphériques et co ncentrations dans les sols

Le logiciel ADMS modélise les dépôts surfaciques.

Un taux de dépôt au sol est calculé pour chaque point du maillage et des isocontours sont obtenus par interpolation, réalisée en utilisant le logiciel Surfer 10.

Les équations utilisées pour déterminer les concentrations dans les sols pour l’uranium et l’acide fluorhydrique (fluorures) proviennent de l’US EPA.

7.6.1.3 Complément méthodologique sur la définition des concentrations dans les sols et le transfert dans la chaîne alimentaire

Les voies d’exposition secondaires pouvant être prises en compte pour l’évaluation des risques sanitaires sont l’ingestion de sols de surface, l’ingestion de végétaux autoproduits ou produits localement et l’ingestion de produits animaux. La voie de transfert associée est le dépôt atmosphérique de l’uranium et des fluorures dans les sols superficiels situés au voisinage de la plate-forme AREVA du Tricastin. Puis les transferts associés vers les végétaux et les produits animaux.

Les dépôts ont été modélisés par ADMS. Un taux de dépôt au sol est calculé pour chaque point du maillage et des isocontours sont obtenus par interpolation, réalisée en utilisant le logiciel Surfer 10.

Les équations utilisées pour déterminer les concentrations dans les sols, les végétaux et les produits animaux proviennent de l’US-EPA. Les références et le détail de la méthodologie sont présentés en Annexe 4 de l’Evaluation des Risques Sanitaires (ERS) d’URS10.

10 Evaluation des Risques sanitaires associés aux opérations de démantèlement de l’INB 105 – AIX-RAP-13-

105463C – 7 mars 2013 - URS



Ingestion de sols superficiels

Pour cette voie d’exposition, les substances concernées sont les composés traceurs susceptibles de se transférer dans les sols : l’uranium et l’acide fluorhydrique.

Les concentrations dans les sols superficiels ont été déterminées par modélisation à partir du dépôt atmosphérique. Les Doses Journalières d’Exposition (DJE) sont déterminées à partir des concentrations modélisées dans les sols superficiels et des paramètres d’exposition suivants :

� le poids moyen des individus pour chaque classe d’âge,

� la consommation journalière de sol par classe d’âge,

� la fréquence annuelle d’exposition au sol.

Ingestion de végétaux et de produits animaux

Pour cette voie d’exposition, les composés concernés sont les traceurs, susceptibles de se transférer dans la chaîne alimentaire : l’uranium et de l’acide fluorhydrique (fluorures).

Les Doses Journalières d’Exposition (DJE) sont déterminées à partir des concentrations modélisées dans les produits végétaux et animaux et des paramètres d’exposition présentés ci-dessus.

Pour l’exposition par ingestion de végétaux autoproduits ou produits localement et par ingestion de produits animaux (volaille et œufs), les différentes voies de transfert prises en compte dans le cadre de la présente étude sont les suivantes :

� prélèvement depuis le sol par les racines puis translocation vers les parties supérieures de la plante, le sol pouvant être contaminé par le dépôt atmosphérique,

� dépôt atmosphérique direct sur la surface des feuilles et translocation vers les différentes parties de la plante,

� ingestion de sol et/ou de graines et/ou d’eau contaminés par la volaille et transfert dans la chair,

� transfert des substances dans les œufs.

Les références des équations utilisées pour déterminer les concentrations dans les sols sont présentées dans le Chapitre 6.3 de l’ERS (Annexe 4) et son Annexe F présente le détail de la méthodologie de détermination des concentrations d’exposition dans les aliments.

Pour la détermination des concentrations dans les végétaux produits localement, il a été considéré que la zone de maraîchage produisant l’ensemble de ces produits locaux est située sous les vents dominants et en aval hydraulique de la plate-forme AREVA du Tricastin, au droit des Prés Guérinés (R3), conformément à ce qui avait été pris en compte pour l’ERS réalisée pour la plate-forme en 2010.



7.6.2 Incertitudes associées à l’évaluation des ris ques sanitaires

Les incertitudes associées à chaque étape sont discutées dans les paragraphes qui suivent.

7.6.2.1 Influence des termes source

Les flux pris en compte dans l'évaluation de l'impact des rejets liquides et atmosphériques chimiques sur la santé sont ceux correspondant aux rejets de l’ensemble des installations du périmètre de l’INB 105 (des ICPE de COMURHEX I, des ICPE de COMURHEX II, des installations de l’INB 105), et ce pour chacune des deux périodes considérées. Le rejet est considéré comme étant uniforme sur chaque période.

Les hypothèses retenues pour définir les termes sources sont présentées au § 7.4 du présent chapitre.

Ces hypothèses tendent à majorer les termes sources, donc les résultats d’impact associés.

7.6.2.2 Incertitudes liées à la modélisation de la dispersion et aux calculs de transferts

7.6.2.2.1 Modèle de dispersion atmosphérique

Tout modèle est une représentation simplifiée de la réalité, comprenant des éléments d’incertitude qu’il est important de prendre en compte, notamment pour l’analyse des résultats. La qualité de ces résultats dépend d’une part, du modèle et de la modélisation (phénomène modélisé, équations utilisées...) et d’autre part, de la qualité des données d’entrée saisies dans le modèle.

Le logiciel ADMS 4 fait partie des logiciels de calcul de dispersion élaborés, intégrant de nombreuses options, et reconnus par la communauté scientifique. Les études de validation du modèle, ainsi que les tests inter-modèles réalisés avec les modèles mondialement reconnus de l’US-EPA (ISCST3 et AERMOD), montrent une bonne performance du modèle ADMS 4.

Ce type de modèle de dispersion atmosphérique est conçu pour calculer la concentration moyenne d’un composé sur une période donnée avec des conditions météorologiques dont les variations présentent une amplitude relativement faible. Le modèle utilise un fichier météorologique séquentiel, comportant des données météorologiques pour chaque heure. Néanmoins, les fluctuations des concentrations mesurées par rapport aux concentrations moyennes calculées, dues aux variations des conditions météorologiques et des conditions d’émissions, ne peuvent être complètement prises en compte par ADMS.

Les paramètres d’entrée du modèle (données météorologiques et topographiques locales et représentatives de la zone d’étude, caractéristiques des sources…) correspondent aux données les plus adaptées disponibles à ce jour pour le site et il est raisonnable de considérer que les résultats pour ce type de modélisation sont du même ordre de grandeur que les concentrations qui pourraient être observées (rapport entre concentrations modélisées et mesurées inférieur à un facteur 10).



A noter que les données météorologiques disponibles pour les trois années 2009 à 2011 ont été considérées. Ceci ne remet pas en cause les comparaisons effectuées avec les données modélisées dans le cadre de l’ERS de la plate-forme AREVA du Tricastin (prenant en compte les données météorologiques des années 2007 à 2009) étant donné que la rose des vents mise à jour dans la présente étude reste inchangée par rapport à celle considérée dans l’ERS de la plateforme.

7.6.2.2.2 Estimation des transferts de contaminatio n

7.6.2.2.2.1 Estimation des concentrations dans les sols superficiels

Concernant les calculs des concentrations dans les sols, trois types de paramètres sont distingués :

� le dépôt au sol, issu des calculs de modélisation de la dispersion atmosphérique,

� les paramètres caractéristiques du site industriel du Tricastin, notamment la pluviométrie mesurée au niveau de la station météorologique de la « Piboulette »,

� les paramètres de transfert des composés (coefficient de partage sol/eau - Kd - pour les métaux, coefficient de partage carbone/octanol - Koc - pour les composés organiques et constante de dégradation pour les composés organiques).

L’approche suivie pour le calcul des concentrations dans les sols est cependant pénalisante car elle considère uniquement des pertes par lixiviation et par ruissellement, sans prendre en compte les autres processus, tels que la remise en suspension des particules et l’extraction par les végétaux.

Les paramètres spécifiques au lieu d’implantation du projet sont préférentiellement utilisés (par exemple la pluviométrie). A défaut, les valeurs issues de la bibliographie sont utilisées (comme par exemple la masse volumique du sol).

Les données disponibles pour les paramètres de transfert peuvent présenter des plages de variation assez importantes. Les paramètres utilisés dans la présente étude ont été vérifiés et mis à jour par la consultation de bases de données de référence. Les données proposées par les fiches toxicologiques de l’INERIS ont été privilégiées par rapport aux autres données. En l’absence de données de l’INERIS, d’autres sources ont été utilisées, notamment celles de l’Agence Internationale de l’Energie Atomique11 pour l’uranium. Il est considéré que les valeurs utilisées sont les valeurs les plus adaptées et correspondant aux meilleures données disponibles dans l’état actuel des connaissances.

11 IAEA, 2010. Handbook of Parameter Values for the Prediction of Radionuclide Transfer in Terrestrial and

Freshwater Environments. Technical Report Series n° 472, International Atomic Energy Agency, Vienna, Austria



7.6.2.2.2.2 Estimation des concentrations dans les produits végétaux et animaux

Concernant la modélisation des concentrations dans les produits végétaux et animaux, l’ensemble des paramètres provient de la bibliographie. Parmi les valeurs utilisées, les coefficients de bioaccumulation sélectionnés pour quantifier le transfert des composés du sol vers la plante peuvent potentiellement présenter la gamme de variation la plus importante, selon le type de sol et le type de végétaux considérés. La disponibilité de ce type de données est cependant limitée et les plages de variation des facteurs de bioaccumulation sont inconnues. Pour pallier à ce manque de connaissances, une approche pénalisante est suivie, en considérant que l’ensemble des composés ingérés est biodisponible et bioaccessible à 100 %.

7.6.2.3 Incertitudes liées à l’évaluation des expos itions à la quantification des risques

Les incertitudes concernant l’évaluation des risques pour l’inhalation concernent essentiellement :

� les scénarii d’exposition évalués,

� les VTR utilisées.

7.6.2.3.1 Incertitudes liées aux scénarii d’exposit ion

Exposition chronique

Les scénarios d’exposition chronique considérés correspondent à ceux étudiés dans l’ERS de la plate-forme du Tricastin réalisée en 201012 et sont majorants pour les différents types d’exposition identifiés. En effet, les récepteurs ont été d’une part retenus au niveau des points où les concentrations maximales ont été modélisées, pour chaque type d’exposition. D’autre part, les temps d’exposition correspondent aux temps maximaux théoriques pour chaque type de scénario, et pour le scénario résidentiel une exposition en permanence (24 h/j et 365 j/an) a été considérée.

Il convient de préciser à ce sujet que l’étude « Estimation du temps passé à l’intérieur du logement de la population française - Novembre 2008 »13 réalisée par l’Observatoire de la Qualité de l’Air Intérieur indique que la moyenne du temps passé à l’intérieur du logement est de 16,2 heures par jour pour l’ensemble de la population française, ce qui confirme le caractère majorant des calculs réalisés.

Les paramètres utilisés pour caractériser les risques liés à une exposition par ingestion sont les concentrations dans les aliments ingérés et les paramètres d’exposition, à savoir le poids corporel, le taux d’ingestion et la fréquence d’exposition. Ces paramètres d’exposition sont relativement bien connus et correspondent à des valeurs spécifiques locales (Etude

12 Document référencé PAR-RAP-10-03797D « Mise à jour de l’Evaluation des Risques Sanitaires de la plate-

forme AREVA du Tricastin » - URS France - 10 février 2011 13 Cette étude a été réalisée dans le cadre du groupe de travail « Exploitation des données » de l’Observatoire

de la Qualité de l’Air Intérieur (OQAI) auquel participent le CSTB (Centre Scientifique et Technique du Bâtiment), l’InVS (Institut de Veille Sanitaire), l’Afsset, le LOCEAN/IPSL (Laboratoire d’Océanographie et du Climat/Institut Pierre Simon Laplace), le LHVP (Laboratoire d’Hygiène de la Ville de Paris) et l’Inserm (Institut national de la Santé et de la Recherche Médicale). Les auteurs de cette étude sont A. Zeghnoun1, F. Dor1, S. Kirchner2, A. Gregoire2 et J.P. Lucas2 (1/ InVS, Saint-Maurice – 2/ CSTB, Champs-sur-Marne)



alimentaire locale de l’IRSN et données des ZEAT Méditerranée et Centre-Est de CIBLEX) ou pour la population française.

Il est à noter que les rations alimentaires journalières déterminées par l’étude alimentaire locale de l’IRSN sont supérieures à celles provenant des données régionales de CIBLEX d’un facteur moyen compris entre 1,8 et 2,8. En effet, une des particularités de cette étude est le choix fait de cibler des familles pratiquant l’autoconsommation (agriculteurs actifs ou à la retraite, propriétaires de jardins familiaux…). L’utilisation de ces données pour l’ensemble des habitations des zones rurales et périurbaines constitue donc une approche conservatrice.

Concernant le taux d’ingestion de sol considéré pour les adultes (50 mg/j), la valeur communément utilisée, y compris par l’INERIS a été retenue dans cette étude. Cependant, cette valeur est majorante car un Article d’Environnement, Risques et Santé daté de juillet - août 200514 indique que « La mass balance study de Calabrese, la plus fiable selon l’US EPA, estime la quantité journalière de sol ingérée par un adulte entre 30 et 100 mg/j. Elle ne portait que sur 6 individus pendant 2 semaines, et l’incertitude associée à son utilisation est donc importante. L’EPA recommande une valeur moyenne de 50 mg/j, assortie d’un faible degré de confiance du fait de la courte période d’étude et de la représentativité inconnue de la population étudiée ». De plus, la valeur médiane préconisée par ECETOC est de 1 mg/jour.

Exposition aiguë

Le scénario d’exposition aiguë aux émissions ponctuelles liées à la phase de dépose des équipements de la Structure 2000 suit une approche majorante au regard de la modélisation effectuée (l’utilisation de la concentration maximale modélisée suppose une concomitance des opérations et des conditions météorologiques horaires les plus défavorables sur une période de 3 ans). Ainsi, les niveaux de risques déterminés peuvent être considérés comme la borne haute de la plage de variation des valeurs potentielles.

7.6.2.3.2 Incertitudes liées au choix des Valeurs T oxicologiques de Référence (VTR)

Les VTR sont recherchées auprès d’organismes français de référence et des bases de données internationales (OMS, IRIS, ATSDR, RIVM, OEHHA et Health Canada) et les valeurs utilisées sont sélectionnées suivant un second niveau d’approche, qui comprend une revue détaillée de l’ensemble des données disponibles.

Les valeurs toxicologiques utilisées pour la caractérisation des risques sont établies pour les personnes sensibles et constituent donc la borne haute des risques calculés sur la base des connaissances disponibles à ce jour.

Les composés disposant de valeurs toxicologiques et n’étant pas sélectionnés comme traceurs, représentent un risque négligeable (inférieur à 1 % pour chaque composé) par rapport au risque calculé le plus important.

14 Environnement, Risques & Santé − Vol. 4, n° 4, juillet-août 2005, explicitation et réduction de l’incertitude

liée à l’ingestion de sol en évaluation des expositions environnementales, P. Glorennec



7.6.2.4 Incertitudes liées à l’état des connaissanc es

L’approche qui a été suivie pour l’évaluation des risques sanitaires chimiques est basée sur les informations spécifiques au site industriel du Tricastin, sur des données représentatives et sur des hypothèses raisonnablement pénalisantes, en particulier pour les scénarios d’exposition.

Les principales incertitudes accompagnant les résultats des calculs des risques sont liées aux différentes modélisations réalisées pour déterminer les concentrations dans les compartiments environnementaux considérés, et sont propres à l’usage de modèles mathématiques.

Aux incertitudes évaluées dans les paragraphes précédents peuvent s’ajouter les incertitudes liées aux connaissances techniques du moment, comme la non-prise en compte de certains composés chimiques, les connaissances sur les valeurs toxicologiques, ou l’interaction éventuelle entre certaines substances. Ces incertitudes ne sont cependant pas quantifiables.

Aux incertitudes présentées dans les paragraphes précédents peuvent s’ajouter les incertitudes liées à l’état des connaissances techniques du moment, comme la non-prise en compte de certains composés chimiques, les connaissances sur les valeurs toxicologiques, ou l’interaction éventuelle entre certaines substances. Ces incertitudes ne sont cependant pas quantifiables. Toutefois, une attention particulière a été apportée à la prise en compte de l’état des connaissances le plus récent, en particulier en matière de toxicologie.

7.7 Méthode d’évaluation de l’impact environnementa l des rejets radioactifs


� la méthodologie mise en œuvre par l’outil ERICA,


− la caractérisation des émissions radioactives,

− l’utilisation de deux logiciels de dispersion différents, l’un pour déterminer le point le plus exposé (ADMS4) et l’autre pour la modélisation de la dispersion atmosphérique (COTRAM),

− la caractérisation du risque.



7.7.1 Analyse des méthodes

7.7.1.1 Généralités sur le projet ERICA

Le projet européen ERICA (Environmental Risk for Ionising Contaminants : Assessment and Management) du 6ème PCRD (Programme Cadre de Recherche et de Développement) Euratom a été lancé en mars 2004, et s’est achevé en février 2007. Ce projet a rassemblé 15 partenaires, dont des universités, des entreprises et des instituts de recherche, issus de sept pays européens.

Ce projet a abouti aux résultats suivants :

� la mise à jour de la base de données concernant les effets des rayonnements ionisants sur les organismes non-humains,

� l’exploitation de cette base de données pour définir des critères de protection des écosystèmes,

� la conception d’une méthode qui permet de caractériser le risque écologique en analysant des expositions de la faune et de la flore aux rayonnements ionisants et les effets de cette exposition.

Ce projet s’inscrit dans un consensus international pour développer des méthodes d’évaluation du risque radiologique pour l’environnement, à l’image de ce qui existe pour les substances chimiques.

Son objectif était de concevoir une approche intégrée pour évaluer les effets des contaminants radioactifs sur l’environnement. Il s’agissait d’envisager les plans scientifiques, décisionnels et sociétaux, en mettant l’accent sur la protection de la faune, de la flore et des écosystèmes. Pour ce faire, ERICA s’est fondé sur les acquis du projet européen FASSET (5ème PCRD), qui a formalisé le cadre conceptuel de l’évaluation de l’impact environnemental des radionucléides.

L’outil ERICA, expérimenté dans le cadre de la présente étude, est le seul outil disponible à ce jour pour l’évaluation des effets écologiques des émissions radioactives.

7.7.1.2 Présentation de l’outil ERICA

L’outil ERICA permet d’évaluer le risque pour l’environnement de rejets chroniques de substances radioactives. Ce logiciel peut être obtenu à partir du site : https : //wiki.ceh.ac.uk/display/rpemain/ERICA. La version utilisée dans le cadre de cette étude est ERICA Assessment Tool 1.0 mise à jour en novembre 2012.

Cet outil fonctionne avec trois niveaux de précision croissante permettant une approche graduée.

Le premier niveau (un niveau est appelé Tier) est une étude simple qui requiert un minimum de données d’entrée. Les résultats obtenus sont majorants et permettent d’identifier rapidement les situations où le risque radiologique pour l’environnement est négligeable. Les concentrations d’activité des différents milieux sont comparées aux Environmental Media Concentration Limits (EMCL) qui ont été calculés pour chaque radionucléide pour l’organisme



le plus sensible (faune ou flore). L’EMCL correspond à la concentration d’activité qui provoquerait un Débit De Dose sans effet.



Le deuxième niveau est une étude plus détaillée qui nécessite des données d’entrée supplémentaires pour définir des situations plus réalistes, notamment en ce qui concerne les conditions d’exposition et les paramètres de transfert. Pour chaque organisme de référence, le Débit De Dose absorbé est estimé et est comparé à la valeur de Débit De Dose sans effet. Les résultats obtenus peuvent être replacés dans leur contexte en les comparants à un tableau récapitulant les effets des radiations ionisantes ainsi qu’aux valeurs du Bruit de Fond naturel.

Enfin, le troisième niveau est destiné aux situations locales complexes. Ce niveau peut exiger de considérer les données des effets biologiques contenues dans la base de données FREDERICA, ou d’entreprendre des études écologiques plus poussées. Le niveau 3 contrairement aux deux premiers niveaux est une étude probabiliste. L’utilisateur estime la probabilité d’occurrence et la gravité des effets radiologiques sur l’environnement susceptibles de se produire, ce qui permet de discuter de l’acceptabilité du risque pour les espèces non-humaines.

7.7.1.3 Méthodologie

L’outil ERICA permet de caractériser le risque radiologique pour l’environnement en calculant un quotient de risque à partir des données de concentration d’activité dans les différents milieux. Ces concentrations peuvent être issues de campagnes de mesures réalisées par le site ou être déterminées à l’aide d’un modèle de dispersion.

Le schéma de principe de l’outil ERICA est présenté sur la figure ci-après :

Figure 8 : Schéma de principe de l'outil ERICA



Le calcul du quotient de risque est différent suivant que l’étude est réalisée au premier ou au deuxième niveau (v. formules utilisées en Annexe 5 « Evaluation environnementale des risques liés aux rejets radioactifs »).

Pour une étude de niveau 1, cas de la présente étude, la concentration d’activité est comparée à l’Environmental Media Concentration Limit (EMCL) correspondant. Les EMCL ont été calculés pour l’organisme le plus limitant et pour chaque combinaison radionucléide-écosystème.

Le quotient de risque global est ensuite déterminé en sommant les quotients de risque obtenus pour chacun des radionucléides étudiés.

Le quotient de risque obtenu est comparé à la valeur de référence 1. S’il est inférieur à 1, alors il y a une très faible probabilité que le Débit De Dose reçu par les différents organismes soit supérieur au Débit De Dose sans effet. Le risque sur l’environnement lié aux rejets radioactifs peut donc être considéré comme négligeable.

7.7.1.4 Données d’entrée relatives à l’outil

Les données d’entrée nécessaires à l’utilisation de l’outil varient en fonction du niveau de précision choisi, mais aussi en fonction du milieu considéré (air, rivière…). Si plusieurs milieux sont concernés, une étude doit être menée pour chacun d’entre eux.

La différence entre les données d’entrée nécessaires au premier et au deuxième niveau d’étude est présentée en Annexe 5 « Etude Ecotoxicologique ».

Au premier niveau, cas de la présente étude, les données d’entrée nécessaire sont :

� la liste des radionucléides rejetés par le site,

� l’écosystème concerné (Terrestre, Eau douce ou Marin),

� le Débit De Dose sans effet.



7.7.1.4.1.1 Radionucléides disponibles

La liste des radionucléides proposés par défaut par l’outil est présentée dans la figure suivante.

Figure 9 : Liste des radionucléides disponibles sou s ERICA

L'232U, l’236U et le 144Nd sont rejetés dans le cadre des opérations de démantèlement mais ne sont pas proposés dans la liste par défaut de l’outil ERICA. En l’absence de ces radionucléides dans la base ERICA, ils ne sont donc pas pris en compte dans cette étude. Cette méthode est appliquée dans les Evaluations des Risques sur la Santé (ERS), lorsqu’il n’existe pas de Valeur Toxicologique de Référence (VTR) pour le calcul du risque (dans ce cas, les substances sont exclues de l’ERS).



Les radionucléides produits par désintégration, appelés « radionucléides fils », dont la demi-vie est inférieure à 10 jours sont inclus dans les coefficients de conversion de dose de leur radionucléide « père ». Les radionucléides concernés sont présentés dans le tableau suivant.

Radionucléide « père »

Radionucléides « fils » considérés à l’équilibre av ec leur « père »

Sr-90 Y-90

Ru-106 Rh-106

Cs-137 Ba-137m

Pb-210 Bi-210

Ra-226 At-218 Po-218 Bi-214 Pb-

214 Rn-222 Po-214

Ra-228 Ac-228

Th-228 Po-216 Tl-208 Bi-212 Pb-212

Rn-220 Po-212 Ra-224

Th-234 Pa-234m Pa-234

U-235 Th-231

Pu-241 U-237

Tableau 6 : Radionucléides issus d’une chaîne de dé sintégration et considérés dans le calcul des coefficients de conversion de dose

7.7.1.4.1.2 Valeur de Débit De Dose sans effet

Plusieurs valeurs de Débit De Dose sans effets sont proposées par l’outil :

� la valeur par défaut d’ERICA : 10 µGy.h-1. Cette valeur est valable pour les situations d’expositions chroniques et pour tous les écosystèmes. Elle a été déterminée à l’aide d’une méthode basée sur le traitement mathématique des données de FRED (FASSET Radiation Effect Database) et la méthode SSD (Species Sensitivity Distribution),

� les valeurs tirées des rapports de l’AIEA (1992) et de l’UNSCEAR (1996) : 40 µGy.h-1 pour les animaux terrestres ou 400 µGy.h-1 pour la flore terrestre ainsi que toutes les espèces aquatiques. Il a été montré qu’en dessous de ces valeurs (dans le cas d’une exposition chronique), il n’existe pas d’effets mesurables sur les populations concernées,

� la possibilité est également laissée à l’utilisateur d’entrer une autre valeur s’il le souhaite (en µGy.h-1).



7.7.1.4.1.3 Effluents atmosphériques

Le choix a été fait dans le cadre de la présente étude d’utiliser le modèle de dispersion COTRAM du logiciel COMODORE et déjà utilisé pour l’étude dosimétrique (voir § 7.5 et Annexe 3 « Etude d’impact dosimétrique »). L’utilisation du modèle de dispersion proposé par ce logiciel (logiciel spécifique de calcul d’impact dosimétrique utilisé par les sites AREVA, notamment ceux du Tricastin et FBFC de Romans-sur-Isère) a été jugé plus pertinente que celui proposé par défaut dans ERICA. En effet, il permet une intégration plus précise et plus représentative des données météorologiques (vents et précipitations). De plus, il permet de considérer plusieurs exutoires de rejets à la fois, ce qui est le cas du projet considéré.

Les termes sources sont ainsi identiques à ceux de l’étude dosimétrique.

Le module COTRAM permet de déterminer les Coefficients de Transfert Atmosphériques (CTA) ainsi que les débits de dépôt, en utilisant des données météorologiques et notamment des probabilités de condition de transfert (vitesse et direction du vent, type de stabilité atmosphérique). COTRAM prend également en compte la hauteur de rejet.

7.7.1.4.1.4 Effluents liquides

En ce qui concerne l’étude de l’impact des effluents liquides, le modèle de dispersion SRS n° 19 pour le milieu Rivière a été retenu. Ce modèle, proposé par l’outil ERICA, nécessite les paramètres d’entrée suivants :

� le débit (en m3/s),

� la profondeur (en m),

� la largeur (en m),

� la distance entre le point de rejet et le récepteur (en m).

Il faut également préciser si le point de rejet et le récepteur sont situés sur la même rive ou sur des rives opposées.

Le débit d’activité (en Bq.s-1) pour chacun des radionucléides sélectionnés doit être renseigné.

Le modèle de dispersion SRS n° 19 en rivière considère que le mélange vertical est réalisé à partir d’une distance égale à sept fois la profondeur de la rivière.



7.7.2 Incertitudes associées à l’évaluation des imp acts environnementaux radiologiques

7.7.2.1 Incertitudes associées à la caractérisation des émissions

Les flux pris en compte dans l'évaluation de l'impact des rejets liquides et atmosphériques radiologiques sur l’environnement sont ceux correspondant aux rejets des ICPE de COMURHEX I, des ICPE de COMURHEX II, des installations de l’INB 105, puis aux rejets cumulés de l’ensemble de ces installations, et ce pour chacune des deux périodes considérées.

Les termes source radiologiques sont identiques à ceux utilisés pour l’étude d’impact dosimétrique. Les incertitudes sont les mêmes.

D’autre part, concernant les rejets dans le milieu aquatique, bien qu’il existe trois points de rejets, il est considéré par souci de simplification et de façon majorante un point de rejet unique dans le canal. Le caractère majorant de cette hypothèse est démontré en Annexe 5 « Evaluation environnementale des risques liés aux rejets radioactifs ».

7.7.2.2 Incertitudes associées au modèle

Le modèle a été utilisé à son niveau 1 (première approche), celui-ci donnant une approximation peu précise, mais majorée, du risque.

Les incertitudes/approximations associées à la méthode utilisée sont donc celles relatives au niveau 1 :

� le quotient de risque global est calculé en sommant des quotients de risque qui ne correspondent pas nécessairement aux mêmes organismes de référence, ce qui constitue une hypothèse majorante,

� il n’est pas possible d’ajouter des isotopes ne faisant pas partie de la liste par défaut du logiciel à son niveau 1. L'232U, l’236U et le 144Nd n’étant pas proposés dans la liste par défaut de l’outil ERICA, ils ne sont pas pris en compte dans cette étude,

� pas de possibilité de caractériser l’écosystème et les transferts à travers :

− la prise en compte d’organisme de référence,

− des coefficients de distribution et des facteurs de concentration,

− les facteurs d’occupation des habitats,

− les facteurs de pondération radiologique,

� pas de facteur d’incertitude associé au quotient de risque.

Toutefois les approximations du modèle vont dans le sens d’une majoration du risque calculé, de façon à éviter toute sous-estimation du risque réel. C’est pourquoi, dans la mesure où les résultats au premier niveau d’étude concluaient à un risque négligeable, il n’était pas nécessaire de lever ces approximations en passant au niveau 2 (plus précis) d’étude.



7.8 Méthode d’évaluation de l’impact environnementa l des rejets chimiques


� des compléments méthodologiques sur la définition du Bruit de Fond et la recherche des données d’écotoxicité des substances,


− la validité de l’estimation des concentrations prévisibles dans l’environnement,

− les valeurs de Bruit de Fond,

− l’écotoxicité pour l’environnement,

− la caractérisation du risque.


La méthode d’évaluation des impacts environnementaux a été développée en collaboration avec la Direction Sûreté, Sécurité, Santé, Environnement de la plate-forme AREVA du Tricastin (D3SDD anciennement TRI/D3SE), dans l’optique de l’appliquer à l’ensemble des projets du site. Cette méthode est basée sur une approche calculatoire prise comme référence par les institutions et organismes compétents (INERIS, EPA, Commission Européenne), et s’appuyant entre autres sur le Technical Guidance Document on Risk Assessment (TGD).

7.8.1.1 Définition du Bruit de Fond et de la concen tration environnementale

L’évaluation des impacts d’un projet sur l’environnement nécessite la connaissance des concentrations de Bruit de Fond dans les milieux environnants pour les substances considérées dans les études.

Il faut pour cela disposer de mesures de concentrations représentatives des milieux environnants et, si possible, de ces concentrations aux lieux et dans les milieux (air, eau ou sol) impactés par les émissions.

Pour mémoire, le Bruit de Fond est la concentration qui permet de caractériser, au mieux, les milieux naturels s’il n’y avait pas d’activité humaine.

Par ailleurs, la concentration environnementale est définie. Il s’agit de la concentration dans l’environnement qui comprend le Bruit de Fond et les concentrations anthropiques, apportées par les activités humaines (agriculture, émissions urbaines et domestiques, émissions industrielles).

Dans les environs du site industriel du Tricastin, les composantes anthropiques peuvent être apportées non seulement par les activités de ce site (plate-forme AREVA du Tricastin et CNPE d’EDF), mais aussi par les multiples activités et occupations du sol qui entourent le site (autoroute, industrie de fabrication de revêtements de sols, industries chimiques, agriculture).



C’est cette concentration environnementale qui est prise en compte pour l’évaluation de l’impact environnemental du démantèlement des installations incluses dans le périmètre de l’INB 105. Dans la mesure où elle intègre les impacts des autres activités, elle permet ainsi d’évaluer l’impact cumulé du projet.

Le Bruit de Fond et la concentration environnementale sont basés sur les mesures effectuées dans l’environnement.

Les sources de données ayant permis d’obtenir les mesures du Bruit de Fond et de concentrations environnementales pour les milieux considérés dans le dossier sont principalement issues :

� du Réseau de Surveillance Environnementale (RSE) de la plate-forme en prenant comme précaution d’utiliser les données répondant aux contraintes précédemment citées,

� des données sur le Rhône fournies par l’Agence de l’Eau Rhône-Méditerranée et Corse, pour la caractérisation des concentrations de Bruit de Fond du Canal de Donzère-Mondragon (canal du Rhône) : les données de la station de surveillance n° 06113500 « Le Rhône à Pierrelatte » et de la station de surveillance n° 06113000 « Le Rhône à Donzère », qui se trouvent en amont du site et celles de la station de surveillance n° 06121500 « Le Rhône à Roquemaure », en aval du site.

Le Bruit de Fond hors influence de la plate-forme AREVA du Tricastin considéré dans l’étude est la moyenne, sur les années 2009 à 2011, des valeurs mesurées dans les milieux aux points situés en amont des rejets liquides de la plate-forme ou à l’opposé des vents dominants.

La concentration environnementale considérée dans l’étude est la moyenne, sur les années 2008 à 2010, des valeurs mesurées dans les milieux au point du réseau de surveillance le plus proche du point le plus exposé dans l’environnement.

La confrontation des différents résultats a permis de définir, pour les substances dont les données le permettaient, une gamme de concentrations caractéristiques du Bruit de Fond.

A noter pour finir, qu’il n’a pas été possible de définir un Bruit de Fond pour chaque composé rejeté, la mesure de ce composé au point de surveillance considéré n’étant pas toujours réalisée.

7.8.1.2 Recherche de données sur l’écotoxicité des substances

Cette étape a consisté à recenser l’ensemble des données d’écotoxicité disponibles pour les substances rejetées lors du démantèlement.

Les valeurs de référence utilisées sont les PNEC (concentrations sans effet prédit) déterminées par des organismes scientifiques de référence, en confrontant les différentes sources de manière à disposer des valeurs les plus cohérentes possibles (cf. méthode de référence présentée dans l’étude).

En matière de PNEC, les valeurs proposées par l’INERIS dans les fiches de données toxicologiques et environnementales des substances chimiques (consultables sur le site de l’INERIS) sont issues de nombreux travaux scientifiques et confrontent les différents résultats disponibles.



Outre les PNEC, des données ont également été recherchées sur le caractère persistant ou bio-accumulatif des substances dans l’éventualité d’une argumentation au « cas par cas » pour les situations où les données écotoxicologiques seraient insuffisantes.



De plus, les évaluations des risques menées à l’échelle Européenne (en application du Technical Guidance Document évoqué précédemment) et dont les résultats sont présentés, par substances, dans les « Risk Assessment Report », sont également une source de données de PNEC à considérer.

La méthodologie utilisée pour évaluer l’impact de substances chimiques sur l’environnement, est la méthodologie européenne de référence actuellement. Le « Technical Guidance Document on Risk Assessment » a été réalisé par la Commission Européenne en 2003 (pour sa seconde édition). Il est à ce jour la référence en matière d’évaluation des risques environnementaux liés à des substances chimiques dangereuses et il est considéré comme étant la meilleure approche disponible.

7.8.2 Incertitudes associées à l’évaluation des imp acts environnementaux

7.8.2.1 Incertitudes sur la validité de l’estimatio n des concentrations prévisibles (PEC ajoutée )

Les flux pris en compte dans l'évaluation de l'impact des rejets liquides et atmosphériques chimiques sur l’environnement sont ceux correspondant aux rejets des ICPE de COMURHEX I, des ICPE de COMURHEX II, des installations de l’INB 105, puis aux rejets cumulés de l’ensemble de ces installations, et ce pour chacune des deux périodes considérées.

La qualité de l’estimation de ces concentrations dépend de la solidité des données et des hypothèses permettant de les calculer (calculs de dispersion, hypothèses sur l’accumulation des retombées atmosphériques sur les sols, utilisation de facteurs de transferts entre les différents compartiments d’un écosystème…).

Ces incertitudes ont été minimisées autant que faire se peut, notamment par :

� l’utilisation de données de rejets pertinentes (voir § 7.4) : les données relatives aux émissions utilisées dans ce dossier correspondent à une estimation pénalisante mais calculée sur des bases réalistes, compte tenu de la connaissance des techniques à mettre en œuvre et des performances de traitement associées, ou à des limites de rejet autorisées,

� l’utilisation de méthodes de dispersions reconnues comme fiables et robustes,

� l’utilisation de données météorologiques locales (issues de la station de « la Piboulette » située sur la plate-forme AREVA du Tricastin) et récentes (moyenne des années 2009 à 2011).



7.8.2.2 Incertitudes sur les valeurs de Bruit de Fo nd et de concentrations environnementales

Il convient de souligner que les incertitudes, sur les concentrations environnementales et le Bruit de Fond, sont significativement minimisée dans le cas présent, car ces valeurs s’appuient sur des concentrations réelles mesurées, proches du point le plus exposé et non sur des « évaluations moyennes régionales ». Procéder via la mesure réelle pour obtenir ces gammes de concentrations caractéristiques du Bruit de Fond est la méthode la plus précise qui puisse être, par rapport aux autres possibilités existantes (évaluations moyennes régionales obtenues dans la littérature, estimation de l’impact ajouté lié aux activités voisines…).

Ces mesures sont établies à partir des données du RSE pour les milieux atmosphériques et terrestres et à partir des données des stations de l’Agence de l’eau et à défaut les données du RSE pour le milieu aquatique de surface. Elles concernent :

� les fluorures pour le milieu atmosphérique : points du RSE PA8 pour le Bruit de Fond et PA9 pour la concentration environnementale),

� les composés traceurs de la qualité de l’air : points identifiés dans le cadre de la campagne de mesures de 2010 réalisée par le Bureau Veritas,

� les fluorures et l’uranium pour le milieu terrestre : points du RSE ID1 pour le Bruit de Fond et ID4 pour la concentration environnementale,

� les fluorures, les hydrocarbures et le chrome VI pour les milieux aquatiques de surface : points du RSE ES7 pour le Bruit de Fond et ES8 pour la concentration environnementale,

� les autres substances du milieu aquatique de surface (hormis fer, aluminium, manganèse, phénol, brome, sulfate de potassium) : données de l’Agence de l’Eau en amont (station de Pierrelatte) et en aval (station de Roquemaure) des rejets.

Bien que minimisées, des incertitudes liées à la mesure persistent toutefois. Leur degré de précision dépend notamment :

� des incertitudes sur les appareils de prélèvement ou d’échantillonnage (type de matériel, seuil de détection des appareils, périodicité d’étalonnage et d’entretien...),

� des incertitudes sur les méthodes d’analyses en laboratoire (choix du protocole, du nombre d’essais réalisés sur un même échantillon, matériel utilisé et conditions d’utilisation, habitudes de travail de l’opérateur...).

7.8.2.3 Incertitudes sur l’écotoxicité pour l’envir onnement

L’étude se base sur l’écotoxicité intrinsèque des substances.

Le premier point concerne la validité des données écotoxicologiques, notamment des PNEC. La détermination des PNEC dépend de la méthode utilisée, des analyses effectuées et de la représentativité des espèces choisies pour les analyses. Toutefois cette méthode, reconnue par les institutions de référence comme méthode calculatoire de référence pour évaluer les effets des substances dans l’environnement, ne saurait être discutée dans le cadre présent.



La diminution de ces incertitudes dans l’application de l’approche utilisée repose sur le choix de n’utiliser que les PNEC déterminées par une source scientifique reconnue à partir des méthodes de calcul disponibles et définies dans le « Technical Guidance Document on Risk Assessment » (méthode du facteur d’extrapolation et méthode statistique).

La principale limite de cette approche réside dans la considération du risque substance par substance, sans possibilité de prise en compte des facteurs synergiques et antagonistes ou même des phénomènes d’adaptation des espèces aux différents stress, pouvant les rendre moins vulnérables.

Par ailleurs, l’espèce la plus sensible pour laquelle est définie une PNEC dans le milieu considéré n’est pas forcément présente dans ce milieu. Ceci a tendance à majorer les résultats de l’impact calculé.

7.8.2.4 Incertitudes sur la caractérisation du risq ue

Les incertitudes sur le calcul du risque sur l’environnement découlent de toutes les incertitudes citées précédemment. Elles sont minimisées autant que possible mais elles ne peuvent pas être quantifiées précisément dans l’expression des résultats rendus.

7.9 Méthode d’évaluation de l’impact sonore

Ce paragraphe présente :

� le logiciel et son utilisation,

� les incertitudes associées à son utilisation.

7.9.1 Présentation du logiciel et utilisation

7.9.1.1 Présentation

Artemis est un logiciel de simulation développé par DYNAE et CERTU (ministère des transports) conforme aux Normes ISO 9613-2, NMPB route 96, NFS 31-130. A ce titre, les résultats obtenus dépendent essentiellement de la qualité du modèle réalisé. L’analyse de la propagation du bruit repose sur un calcul géométrique des chemins acoustiques possibles entre chaque source de bruit et chaque point récepteur. Ce calcul impose une définition 3D correcte du site pour les éléments intervenants dans la contribution des chemins, à savoir :

� le maillage du sol,

� les faces génératrices de réflexions,

� les arêtes diffractantes,

� les niveaux d’émission et la position des sources,

� la position des points récepteurs.



Les objets modélisés se répartissent dans les catégories présentées dans le tableau suivant.

Catégorie Objet

Emission du bruit Sources industrielles

Voies routières Voies ferrées

Faces Bâtiments

Ecrans Facettes du sol

Arêtes

Bâtiments Ecrans

Sommet de buttes Talus

Bords de plate-forme Protections des voies routières ou

ferrées Facettes du sol

Sol

Points cotés Courbes de niveaux

Zones d’aplats Talus

Tableau 7 : Objets modélisés dans le logiciel ARTEM IS (Source : AD INGENIERIE – 2011)



La technique récepteur image mise en œuvre identifie les trajets acoustiques possibles (chemin direct ou réfléchi sur des faces) et calcule pour chacun d’eux les atténuations ou contributions indiquées dans le tableau suivant.

Contribution Paramètres principaux Précautions de mise en œuvre

Divergence géométrique Distance entre la source, le récepteur et les faces

réfléchissantes Positionnement 2D des objets

Atténuation de l’air Longueur du chemin

Absorption atmosphérique Positionnement 2D des objets

Température et humidité de l’air

Réflexion sur des obstacles

Absorption des faces Identification des matériaux

Réflexion sur le sol Absorption ou porosité du sol

Hauteur du chemin

Positionnement en Z des objets et topologie

Composition du sol

Diffractions verticales/obstacles

Déviation du chemin direct Positionnement en Z des objets

Diffractions horizontales/ obstacles

Déviation du chemin direct Positionnement en 2D des

objets et longueur

Diffractions sur le sol Hauteur du chemin Positionnement en Z des objets

et topologie

Effet de sol Hauteur du chemin Positionnement en Z des objets

et topologie

Tableau 8 : Atténuation et contributions calculées par le logiciel ARTEMIS (Source : AD INGENIERIE – 2011)



La figure ci-dessous présente le schéma de principe.

RiverainSources

industrielles

Réflexions

Diffractions latérales

Bâtiment

Bâtiment

Chemin direct

Figure 10 : Schéma de principe (Source : AD INGENIE RIE – 2011)

7.9.1.2 Utilisation du logiciel

Les étapes de mise en œuvre de la modélisation par ARTEMIS sont résumées ci-dessous :

� préparation des données : cette phase consiste à collecter les informations nécessaires à l’étude envisagée, effectuer éventuellement des mesures et/ou comptages sur le terrain, il s'agit de définir les objectifs de l’étude,

� création du site : cette phase consiste à créer l’espace de travail sur le logiciel (étendue des sites, libellés…),

� saisie des paramètres généraux :

− choix de la méthode de calcul : paramètres d’absorption (sol, air, matériaux), définition des hypothèses d’émission envisagées, choix de la résolution (bandes d’octaves ou 1/3 octaves),

− saisie des éléments définissant le sol : courbes de niveaux, points cotés, zones d’aplats, talus,

− calcul du sol,

− définition du site : obstacles à prendre en compte lors des calculs, comme les bâtiments, les écrans, les buttes, les talus…, définition des sources de bruit (trafics, voies routières ou ferrées, sources ponctuelles), définition des points de calculs (récepteurs, cartographies),

− exécution des calculs : estimation de l’ordre de calcul nécessaire sur quelques récepteurs, choix des paramètres de calculs (compromis temps de calcul/précision selon les objectifs à atteindre),

− exploitation des résultats : analyse et mise en place éventuelle de protections.

Les hypothèses de calculs et de modélisation sont les suivantes :

� l’ordre de réflexion est pris égal à 5,

� les diffractions latérales sont prise en compte,

� le rayon de calcul est de 4 000 m,

� le sol est considéré très réverbérant.





7.9.2 Incertitudes

Le logiciel de modélisation de l’impact sonore est classé selon la Norme NFS 31-130 et les calculs ont été effectués selon la Méthode ISO9613-2.

Les incertitudes du modèle ont pu être minimisées via la précision de ses données d’entrée15 : inventaire précis des sources sonores à chacune des périodes de travaux, réalisation de trois simulations permettant de définir ou de vérifier les puissances acoustiques des principaux équipements, localisation précise des sources de bruit dans le modèle.

7.10 Comparaison des modèles de dispersion utilisés pour la modélisation des rejets gazeux

Une comparaison des deux logiciels de dispersion utilisés (ADMS v4 pour la dispersion de substances chimiques, COTRAM v4.0 pour la dispersion de substances radioactives) a été réalisée (calculs en fonctionnement normal d’une installation). Une synthèse de cette comparaison est présentée dans ce paragraphe.

Cette comparaison a été effectuée en réponse aux interrogations de plusieurs administrations, afin de justifier l’usage de logiciels distincts pour la dispersion atmosphérique radioactive d’une part et pour la dispersion atmosphérique des substances chimiques d’autre part.

7.10.1 Méthodologie de comparaison

Les compléments présentés dans ce paragraphe sont issus de la note technique « Comparaison des outils de dispersion atmosphériques utilisés par l’INERIS et l’IRSN pour différents schémas météorologiques annuels » réalisée par la Société Générale pour les techniques Nouvelles (SGN). Ce document présente les résultats de la comparaison des Coefficients de Transfert Atmosphérique (CTA en s/m3) et des Coefficients de Transfert Surfacique (CTS en m-2) calculés en fonctionnement normal d’une installation, à l’aide du code de dispersion utilisé dans le domaine du chimique par l’INERIS (ADMS v4), avec celui utilisé par l’IRSN (COTRAM v4.0, utilisé dans le logiciel COMODORE). La comparaison concerne les résultats des CTA et CTS obtenus :

� sur 5 sites (FBFC, La Hague, Malvési, Mélox et le Tricastin),

� sur plusieurs groupes de référence pour chaque site,

� pour les conditions météorologiques suivantes : diffusion faible et diffusion normale, avec et sans précipitations,

� avec un rejet unitaire annuel à débit constant de 1 Bq/s d’un radioélément à vie longue (pour que la décroissance radioactive n’intervienne pas) au niveau d’une ou plusieurs cheminées de chaque site.

15 « Données d’entrée de l’étude d’impact acoustique pour le dossier de demande d’autorisation de

MAD/DEM de l’INB 105 – Réf. DS10315V3TS-A.COG2601 - 15/02/2013 - AD Ingénierie



7.10.2 Comparaison des deux logiciels

Il ressort de l’analyse qualitative des deux codes que le code ADMS est plus élaboré que le code COTRAM sur le plan du calcul de dispersion atmosphérique. Outre ses capacités de modélisation plus importantes, il permet de spécifier de manière plus précise des facteurs tels que la pluviométrie annuelle ou le coefficient de lessivage, contrairement à COTRAM qui utilise des valeurs codées en dur pour ces paramètres.

Des inter-comparaisons ont été réalisées entre ces deux modèles, sur la plate-forme AREVA du Tricastin avec des rejets réels, des données météorologiques réelles et une même configuration de rejet. Les résultats obtenus par ces deux outils de calcul se sont révélés cohérents et du même ordre de grandeur, même si les résultats rendus par COTRAM sont systématiquement supérieurs. En effet, la comparaison des CTA et CTS calculés avec les 2 codes montre que dans toutes les configurations, le ratio de CTA/CTS COTRAM/ADMS est supérieur à 1. Ceci signifie que le code COTRAM donne des résultats systématiquement plus élevés que ceux d’ADMS.



7.11 Synthèse des incertitudes et de leurs impacts sur la quantification des risques

Le tableau suivant résume les facteurs d’incertitude et leur impact sur les résultats de l’étude.

Impact

Paramètre Sous-estimation potentielle Influence non-quantifiable Sur-estimation potentielle

Etat initial des écosystèmes terrestres

Négligeable : malgré certains facteurs limitant comme les conditions météorologiques et les périodes estivales choisies, la sous-estimation potentielle est négligeable En effet, les prospections réalisées ont permis d'identifier les principaux enjeux écologiques relatifs à l'aire d'étude

Négligeable : tous les appareils de mesures utilisés sont contrôlés et étalonnés régulièrement Les méthodes d’analyses sont normées

Etat initial physico-chimique et radiologique de l’environnement

Négligeable : tous les appareils de mesures utilisés sont contrôlés et étalonnés régulièrement Les méthodes d’analyses sont normées

Etat initial du bruit La nuit : renforcement faible du niveau sonore

Incertitudes liées à l’appareil de mesure, les conditions météorologiques

Le jour : atténuation forte du niveau sonore

Estimation des termes sources atmosphériques et liquides

Négligeable Sur-estimation des volumes d’effluents liquides (hypothèses majorantes retenues)



Impact


Estimation de l’impact dosimétrique : caractérisation des émissions

Analyse de sensibilité

Non-quantifiable : les coefficients de transferts sont issus de données bibliographiques et d’études connues

Estimation de l’impact dosimétrique : quantification des risques

Sur-estimation des résultats d’exposition interne par ingestion (hypothèses majorantes retenues)

Estimation des impacts sanitaire chimique : caractérisation des émissions

Négligeable : les substances exclues dans la quantification des risques sont en quantité plus faible et moins toxiques que celles retenues

Non-quantifiable, mais a priori les facteurs de bio-transferts utilisés sont plutôt majorants

Sur-estimation des concentrations accumulées dans les sols (hypothèses majorantes retenues)

Estimation des impacts sanitaire chimique : caractérisation des émissions

Négligeable



Impact


Estimation des impacts sanitaire chimique : quantification des risques

Négligeable : la non-prise en compte de la voie inhalation pour les animaux est mineure au regard de la contribution de la voie ingestion

Non-quantifiable : les rations alimentaires choisies sont issues des données des ZEAT Méditerranée CIBLEX Par contre, les quantités de sols ingérées pour les enfants tendent à sur-estimer le risque

Sur-estimation des concentrations dans les poissons en considérant que ces derniers proviennent uniquement du canal de Tauran

Estimation des impacts environnementaux : caractérisation des émissions

Non-quantifiable mais les hypothèses prises sont plutôt réalistes (les concentrations s’appuient sur des valeurs réelles mesurées au plus proche du site)

Estimation des impacts environnementaux : quantification des risques

Non-quantifiable, mais a priori les hypothèses choisies ont tendance à majorer les résultats : les données éco-toxicologiques sont définies pour l’espèce la plus sensible dans le milieu considéré et cette dernière n’est pas forcément présente dans l’air d’étude



Impact


Evaluation de l’impact sonore

Hypothèse prises les plus réalistes possibles : inventaire précis des sources sonores à chacune des périodes de travaux, réalisation de trois simulations permettant de définir ou de vérifier les puissances acoustiques des principaux équipements, localisation précise des sources de bruit dans le modèle

Tableau 9 : Bilan des incertitudes et de leurs impa cts sur la quantification des risques

Documents

INB 105. PIECE 7 - Drome