Pour les cas d'activités industrielles, il est également possible d'envisager la réalisation d'une éRé pendant la période d'activité, l'éRé est alors prospective et a pour objectifs de prédire les effets d'un aménagement ou d'un changement de process sur l'écosystème cible et de participer à la définition de mesures de gestion pour limiter voire éviter l'apparition d'effets néfastes sur l'écosystème cible.

# 1. Les domaines d'application de l'éRé

Selon Hayet et al. (2009), il existe trois grands domaines d'application définis principalement en fonction de la nature de la source de perturbation (chimique, physique ou biologique) et l'objectif de l'évaluation de l'évaluation (mise en dépôt d'un sédiment, réhabilitation de friche...) : l'approche substance, l'approche matrice et l'approche milieu.

* L'approche **substance** fait référence aux méthodes où la source est une substance tel qu'un produit chimique destiné à la commercialisation. Selon cette approche, les risques sont évalués et exprimés substance par substance. Ce sont des méthodes ayant principalement recours aux tests d'écotoxicité en laboratoire pour exprimer le risque d'une substance sur l'environnement et notamment la faune et la flore.

* L'approche **matrice** fait référence aux méthodes où la source est une matrice comme par exemple un sédiment. Selon cette approche, ce sont les effets d'une matrice sur un milieu récepteur qui sont considérés. Ce sont des méthodes ayant principalement recours aux bio-essais en laboratoire pour exprimer le risque d'une matrice contaminée sur l'environnement et notamment la faune et la flore.

* L'approche « **site-spécifique** » fait référence aux méthodes où la source est un milieu, comme par exemple une friche industrielle. Selon cette approche, les effets de l'ensemble des contaminants présents dans le milieu sont intégrés au calcul de risque. Ce sont des méthodes pouvant avoir recours à de multiples outils : tests d'écotoxicité, bioessais, inventaires et suivis écologiques in situ...

# 2. Les critères d'application de l'éRé

Selon l'approche développée, les critères d'application de l'éRé sont variables. Pour les approches matrice et substance, ces critères sont en général liés à un contexte réglementaire ou normatif précisant les conditions pour lesquelles la réalisation d'un éRé se justifie.

Pour l'approche « site-spécifique », les critères sont multiples et varient en fonction des caractéristiques des sites étudiés. D'après Hayet et al. (2009), ces critères sont (i) liés à l'environnement (ex. : identification d'une zone polluée engendrant ou susceptible d'engendrer des effets sur le milieu naturel), (ii) écologiques (ex. : préservation d'espèces patrimoniales) ou (iii) réglementaires, certains pays ayant inscrits dans leur législation les scénarios justifiant la mise en œuvre d'une éRé (ex. : acte britannique de protection de l'environnement).

# 3. La construction méthodologique générale de l'éRé

Principalement inspirée du modèle américain dont la méthodologie « Guidelines for ERA » est considérée comme référente (Rivière, 1998 ; Hayet et al., 2009), l'éRé est généralement constituée de trois phases conduites en continu. Ces trois phases sont :
- la formulation du problème ;

- l'analyse de l'exposition et des effets ;

- la caractérisation du risque.

La formulation du problème consiste à définir et préciser la problématique.

L'analyse des expositions (ou interaction entre agents de stress et récepteurs écologiques) consiste essentiellement à mesurer :

- les concentrations de contaminants dans l'environnement ;

- les changements physiques d'un habitat.

L'analyse des effets (vecteur/transfert entre agent de stress et récepteur) consiste à étudier la nature et l'amplitude des effets en fonction de l'exposition.

La caractérisation du risque est réalisée en intégrant les résultats de l'analyse de l'exposition et des effets. Elle permet d'estimer un risque écologique à partir de méthodes qualitatives et/ou quantitatives et d'évaluer les incertitudes.

Le risque écologique ainsi calculé traduit la possibilité que des effets néfastes soient observés suite à l'exposition aux agents de stress identifiés pour une cible donnée (la cible pouvant correspondre à une espèce, une population, une communauté, ...). Les risques calculés pour les entités cibles de l'écosystème impacté constituent un ensemble d'indices permettant de hiérarchiser et/ou prioriser les décisions de gestion.

La figure 38 est une reproduction de la construction méthodologique de l'é Ré selon le modèle américain (USEPA, 1998). Ce modèle de construction, repris et adapté par de nombreuses autres méthodologies d'é Ré, permet de visualiser l'articulation des phases essentielles de l'é Ré.

<figure><img src="image_44.png" /><figcaption>Figure 37. Guideline on ERA, US EPA, 1998</figcaption></figure>
4. <u>Organisation des principales phases constitutives de l'éRé</u>

L'architecture méthodologique est la manière dont les phases essentielles sont organisées. Trois types d'architecture se distinguent selon les objectifs de l'évaluation et des données appuyant la prise de décision :

• Les évaluations par étapes ;

• Les évaluations progressives ;

• Les évaluations semi-progressives.

Les évaluations par étapes (figure 39) où le risque est évalué à chaque niveau du processus d'évaluation selon un quotient ou ratio de risque, au moins pour les premières étapes de l'évaluation. Lorsque le risque estimé est inférieur à la valeur de référence, l'agent de stress est considéré comme n'engendrant pas d'impact sur l'écosystème et le processus d'évaluation est arrêté. Par contre, lorsque le risque estimé est supérieur à la valeur de référence, la contamination est considérée comme susceptible d'avoir un impact sur l'écosystème. D'un point de vue méthodologique, il est nécessaire de passer à l'étape suivante de l'éRé et de réaliser des investigations supplémentaires comme par exemple des études écologiques ou des tests en microcosmes qui ont pour but d'affiner l'estimation du risque.

<figure><img src="image_45.png" /><figcaption>Figure 38. Architecture par étapes de l'éRé</figcaption></figure>
*Les évaluations progressives* (figure 40) dans lesquelles les différentes phases sont menées les unes après les autres. L'évaluation se déroule ainsi de manière progressive mais itérative. Ceci induit que l'apport de nouvelles données peut conduire, si nécessaire, à la révision d'une étape antérieure sans remettre en cause l'ensemble du processus. Le risque est évalué à la fin du processus d'évaluation à partir des données bibliographiques et/ou de résultats d'investigations de terrain. Le mode d'évaluation du risque écologique est établi en fonction de la disponibilité des données. Par exemple, lorsque les données concernant l'exposition et les effets sont limitées ou ne sont pas exprimées en termes quantitatifs, il est proposée d'utiliser une technique d'évaluation appelée « categorical ranking ». Cette technique est basée sur l'expertise et le jugement de l'évaluateur qui classe le risque selon des catégories (« petit, moyen, grand » ou « oui/non ») qu'il aura arbitrairement défini. Par contre, lorsque l'exposition et les effets sont exprimés en termes quantitatifs (lorsque les valeurs de références sont disponibles), une approche basée sur le calcul de ratios ou de quotients de risque pourra être appliquée.

<figure><img src="image_46.png" /><figcaption>Figure 39. Architecture progressive de l'éRé</figcaption></figure>

*Les évaluations semi-progressives* (figure 41) sont composées de deux niveaux : le premier correspond à une évaluation préliminaire qui conduit au calcul d'un risque exprimé par un quotient ou un ratio de risque. Ensuite, lorsque le risque estimé est jugé inacceptable, la méthode propose un second niveau dénommé « éRé quantitative » aboutissant au calcul d'un risque apprécié à partir de méthodes empiriques, mécanistes et expérimentales.
<figure><img src="image_47.png" /><figcaption>Figure 40. Architecture semi-progressive de l'éRé</figcaption></figure>

Selon le type d'architecture méthodologique, l'expression du risque et le type de données permettant de le qualifier et/ou le quantifier sont variables.

Le calcul de risque sera exprimé soit par un quotient ou ratio de risque, soit par des méthodes empiriques, mécanistes et expérimentales. Le choix d'un type architectural conditionne également le type de données nécessaires pour évaluer le risque. En effet, pour les évaluations par étapes et semi-progressives, le risque est préférentiellement calculé à partir de données physico-chimiques, au moins durant les premières étapes. Les investigations de terrain, notamment les études écologiques sont principalement conduites dans les derniers niveaux de l'évaluation. En revanche, pour les méthodologies progressives, le niveau d'information requis est discuté et fixé en fonction des objectifs de l'éRé et le risque pourra être apprécié avec des données bibliographiques et/ou des données de terrain (Hayet *et al.*, 2009)

### III. Les outils biologiques classiquement utilisés en éRé

#### 1. Place des outils dans le processus d'éRé

Outre les analyses physico-chimiques, indispensables à la caractérisation de la contamination et des propriétés physiques et chimiques du milieu, les outils biologiques, écologiques ou écotoxicologiques peuvent être employés en éRé.
L'utilisation des données produites par ces différents outils varie en fonction des phases de l'évaluation. Le schéma suivant (figure 42) permet de synthétiser l'emploi potentiel de ces données dans un processus classique d'éRé.

<figure><img src="image_48.png" /><figcaption>Figure 42. Utilisation des données physico-chimiques, écologiques et écotoxicologiques en éRé
(Hayet, 2010)</figcaption></figure>

Comme l'illustre la figure 42 (Hayet, 2010), les données écologiques, issues de la caractérisation de l'écosystème cible, participent à l'identification des entités cibles de l'éRé. Lorsqu'elles sont issues d'inventaires écologiques in situ, les données de caractérisation de l'écosystème permettent une sélection d'entités cibles représentatives de la réalité du terrain, en termes de biodiversité, et des conditions d'exposition et révélatrices d'effets, si ces derniers sont visibles. Une caractérisation de l'écosystème implique nécessairement une identification et une analyse des réseaux trophiques qui vont participer à l'évaluation des transferts notamment via la chaîne alimentaire. Par la connaissance et/ou l'étude du comportement des entités cibles, les données écologiques concourent à la caractérisation de l'exposition.

Les données écotoxicologiques, notamment les tests de bioaccumulation, participent à la caractérisation de l'exposition. Les bio-essais réalisés sur site ou des échantillons de matrice (sol, eaux, sédiments) permettent de déterminer des concentrations d'effets. La combinaison des informations fournies par les données écotoxicologiques et physico-chimiques (flèche en pointillés) peuvent aboutir à l'expression d'un risque sous forme du ratio PEC/PNEC.

Quelle que soit leur nature, les données biologiques (écotoxicologiques ou écologiques) peuvent
alimenter toutes les étapes de l'éRé, depuis la formulation du problème jusqu'au calcul de risque.
Le recours aux données biologiques en éRé est à définir au cas par cas en fonction notamment des besoins de l'étude, des exigences réglementaires, de l'architecture méthodologique retenue (cf paragraphe précédent).

Comme soulignée par de nombreux auteurs, l'information fournie par l'analyse de données biologiques est complémentaire de la caractérisation physico-chimique classiquement réalisée pour évaluer le risque. En effet, les données biologiques peuvent mettre en évidence des dysfonctionnements de l'écosystème sans nécessairement pouvoir en expliquer la cause alors que les données issues de l'analyse physico-chimique permettent de mettre en évidence une contamination sans nécessairement pouvoir en traduire les conséquences (Hayet, 2010). Expliquer la causalité des effets observés étant l'objectif de l'éRé (Suter, 2001), il semble pertinent d'associer ces deux types de données en éRé.

## 2. Les outils biologiques et la caractérisation des sédiments

Le sédiment constitue un milieu dynamique dont dépendent de nombreuses espèces en tant qu'habitat, lieu de nourrissage ou encore site de reproduction. Les propriétés physico-chimiques du sédiment induisent souvent une absorption des polluants qui peuvent être toxiques pour les organismes et se retrouver dans la chaîne alimentaire (Monbet, 1999). Il est donc important de surveiller et évaluer la qualité de ces sédiments afin de protéger ces écosystèmes. C'est dans ce sens que plusieurs Directives européennes (e.g. Grenelle de la mer, Directive Cadre sur l'Eau) mettent en évidence le besoin d'un suivi de la qualité écologique des cours d'eau, et du besoin de méthodes de bioévaluation plus performantes ce qui nécessite l'actualisation et l'utilisation d'outils spécifiques. Les caractérisations physico-chimiques des sédiments ne permettent pas d'évaluer le risque toxique *in situ*, ni de prédire l'effet des polluants sur les organismes benthiques. De plus, il n'est pas envisageable de doser de façon exhaustive la totalité des contaminants pouvant être présents dans le sédiment. C'est pourquoi des méthodes d'analyses biologiques des sédiments viennent les compléter afin de décrire les effets de ces polluants sur les organismes. Ainsi, des tests écotoxiques en laboratoire ont été développés dans ce but mais ne sont pas toujours extrapolables à la réalité du terrain. C'est pourquoi, dès les années 1990, la méthode des triades est recommandée pour évaluer la qualité des sédiments. Il s'agit de réaliser des analyses physico-chimiques, des tests écotoxiques et des méthodes biologiques *in situ* (effets sur les peuplements) (e.g. de Castro-Català et al., 2015 ; Chapman, 1990).

Plusieurs difficultés existent pour mettre en place des outils en routine, notamment dans le fait qu'il existe diverses voies d'exposition possibles pour les organismes, différents micro-habitats (dans ou à la surface de sédiment) et régimes alimentaires (filtreurs, broyeurs, prédateurs ...). En conséquence il existe une multitude de tests de toxicité, de tests écotoxiques encore appelés bio-essais. Par exemple, rien que pour les invertébrés benthiques, 30 espèces sont étudiées pour les milieux d'eau douce et 70 espèces pour les milieux marins (Beketov et al., 2013). Ces tests utilisent aussi bien des microorganismes que des organismes de la faune ou la flore benthiques (e.g. Beketov et al., 2013 ; Burton 2000 ; van Beelen, 2003). Toutefois, ces tests manquent de synthèse et d'harmonisation comme en font le constat Beketov et al., (2013).

Afin d'aider les décideurs dans leur choix de gestion, il existe différentes plateformes en ligne qui essaient de guider les utilisateurs dans leur choix pour sélectionner les indicateurs les plus pertinents
au regard de leur problématique et de différents critères tels que le coût ou la facilité d'utilisation comme le site de l'ADEME en France concernant les sols (https://ecobiosoil.univ-rennes1.fr/ADEME-Bioindicateur/) ou le site ECOTOX de l'EPA aux Etats-Unis (http://cfpub.epa.gov/ecotox/quick_query.htm).

Dans un premier temps, il est donc nécessaire de lister les principales méthodes existantes, qui sont les plus utilisées et qui sont, pour la plupart, normées (OECD 2004, 2007, 2010 ; ECHA 2008 ; EC 2003 ; USEPA 2000 etc.). Plusieurs auteurs s'accordent à dire qu'il est important de prendre compte plusieurs niveaux trophiques (e.g. Beketov et al., 2013), c'est pourquoi dans les indicateurs retenus, un soin a été apporté à présenter - dans la mesure où ils existent - à la fois des organismes des différents règnes (fongique, végétal, animal) et appartenant également à différentes échelles (micro à macroscopique).

Ainsi, dans un premier temps les tests écotoxicologiques encore appelés bioessais seront présentés en veillant à distinguer les niveaux d'organisation (organismes microbiens, faunistiques et floristiques) ainsi que le type de milieu pour lesquels ils sont adaptés (eau douce, marine ou milieu terrestre). Dans un second temps, les différents indices biologiques permettant d'évaluer la qualité « globale » du milieu seront exposés. Enfin les avantages et limites de ces méthodes seront discutés.

# 1. Les tests écotoxicologiques ou bio-essais

Afin d'évaluer les effets d'un (ou plusieurs) contaminant(s) sur l'écosystème, des tests sur des organismes modèles sont mis en place, souvent au laboratoire. Il s'agit bien souvent d'exposer un organisme vivant à des substances à tester. Ces organismes sont souvent appelés « espèces sentinelles ». Cette substance peut-être ingérée ou se trouver directement dans le milieu de vie, par exemple un sol ou une eau contaminé. Souvent, il s'agit de disposer plusieurs individus (le plus souvent issus d'élevage) dans différents milieux contenant des degrés de contamination variable afin d'évaluer l'effet de ce polluant sur la survie, la croissance ou encore la reproduction des organismes. Ainsi les organismes des différents lots sont suivis régulièrement. Un lot témoin, c'est-à-dire qu'il ne contient aucun polluant, est toujours réalisé afin de servir de référence (Walker et al., 2012 ; Ramade, 2007 ; Hoffman et al., 2002).

Les tests écotoxicologiques sont donc utilisés pour (i) évaluer la dangerosité d'une ou plusieurs substances (connue ou nouvelle substance), (ii) évaluer la qualité d'un milieu et (iii) comprendre les mécanismes d'action d'un polluant. Ils visent également à mettre en évidence une toxicité aigüe (effet en peu de temps) ou une toxicité chronique (effet à long terme) (Walker et al., 2012 ; Ramade, 2007 ; Hoffman et al., 2002).

Plusieurs valeurs de références sont mesurées lors de la mise en place de ces tests (Walker et al., 2012 ; Ramade, 2007 ; Hoffman et al., 2002).

* NOEC : No Observed Effect Concentration : c'est la plus forte concentration pour laquelle aucun effet n'a été observé ;

* LOEC : Low Observed Effect Concentration : c'est la plus faible concentration pour laquelle un effet a été observé ;

* CE₅₀ : Concentration Effective 50% : c'est la concentration qui induit 50% d'effet. Cette valeur est déterminée grâce à la courbe tracée d'après les points expérimentaux ;
* $CL_{50}$ (Concentration Léthale 50%) : c'est la concentration en polluant qui tue 50% des individus en un temps donné ;

* $CI_{50}$ (Concentration inhibitrice 50%) : c'est la concentration en polluant qui inhibe une fonction biologique ou biochimique spécifique à hauteur de 50%.

Calow (2003) estime que pour qu'un test écotoxicologique soit efficace, il doit respecter la règle des 5R :

1) **Réalisme**, pertinence, représentativité (Relevance). L'organisme choisi doit être représentatif du milieu évalué ;

2) **Fiabilité** (Reliability). La méthode doit être fiable afin de pouvoir être employée dans divers cas de figure ;

3) **Répétabilité** (Repeatability). Lorsque le test est répété, les résultats doivent être similaires ;

4) **Reproductibilité** (Reproducibility). Des résultats similaires doivent être obtenus, quel que soit le laboratoire effectuant le test ;

5) **Robustesse** (Robustness). Un test robuste permet le limiter les effets des expérimentateurs.

Ainsi, la recherche en écotoxicologie a permis de mettre au point différents outils permettant de définir la toxicité d'un contaminant vis-à-vis des êtres vivants ou d'évaluer l'état d'un milieu naturel. De nombreux outils sont couramment utilisés en raison de leur rapidité et leur relative facilité d'exécution et sont définis ci-après (Walker *et al.*, 2012 ; Ramade, 2007 ; Hoffman *et al.*, 2002). De plus, ces tests présentent l'avantage d'être standardisés ce qui permet la comparaison des résultats obtenus avec la littérature.

### a. Micro-organismes

#### (i) Système aquatique

La bactérie marine *Vibrio fischeri* est couramment utilisée pour évaluer la toxicité aigüe d'un ou plusieurs contaminants (e.g. en milieu marin : Mamindy-Pajany *et al.*, 2013 ; Schipper *et al.*, 2010 ; Stronkhorst *et al.*, 2003 et en milieu dulcicole : de Castro-Català *et al.*, 2015). Cette bactérie émet naturelle de photons (lumière). En présence de contaminants, son métabolisme est affecté ce qui induit une baisse de la luminescence. Cette propriété a été exploitée. Cette baisse de luminescence peut être mesurée et ainsi ce test permet de déterminer la concentration du produit testé pour laquelle une diminution de 50% de l'activité métabolique ($EC_{50}$ après 15 min) est mesurée (Burton *et al.*, 2002). Cette méthode de mesure de bioluminescence a été normalisée (ISO 11348-1, 2007) et est applicable à de nombreux contextes (e.g. eaux usées, extraits aqueux et lixiviats, eaux douces et marines, éluats de sédiments ...). Ce test est aussi connu sous le nom « Microtox® Toxicity Testing ».

#### (ii) Système terrestre

Les microorganismes du sol ont un rôle essentiel dans la dégradation biochimique et la minéralisation des matières organiques mortes (Seastedt, 1984 ; Parkinson and Coleman, 1991 ; Lavelle and Spain, 2001 ; Nannipieri *et al.*, 2002 ; Gobat *et al.*, 2010). Ils permettent l'hydrolyse (« digestion ») des macromolécules qui composent la litière en secrétant des enzymes extracellulaires comme la cellulase dans le sol. Ils sont responsables de la libération dans le sol de
près de 90 % des nutriments stockés dans les matières organiques (Dungern, 1983). De ce fait, les micro-organismes sont fréquemment étudiés en tant qu'indicateurs de la qualité des sols (e.g.: Anderson, 2003 ; Schloter et al., 2003 ; Bloem et al., 2009 ; Phillippot et al., 2012 ; Muscolo et al., 2014).

Parmi les activités microbiennes des sols, nous retiendrons ici trois indicateurs qui sont parmi les plus utilisés.

## Les activités enzymatiques

Les activités enzymatiques sont de bons indicateurs du fonctionnement biochimiques des sols (naturel et anthropique) et sont utilisées depuis plusieurs décennies. Il s'agit souvent de méthodes simples, précises, sensibles et qui sont réalisées rapidement. De plus, ces méthodes ne nécessitent bien souvent qu'une petite quantité de sol (Nannipieri et al., 2002). Cependant, les enzymes présentes dans le sol peuvent être libérées par d'autres organismes que la fonge ou les bactéries. C'est pourquoi il est important de bien cibler les enzymes à étudier.

On peut distinguer deux types d'enzymes fréquemment étudiées : les enzymes en lien avec les grands cycles biogéochimiques et le processus de minéralisation et celles dites généralistes. Pour le premier groupe, on peut citer les phosphatases ou l'uréase. Les phosphatases du sol sont des enzymes associées à la minéralisation de certains composés organiques. Elles rentrent en jeu dans le cycle du phosphore en catalysant l'hydrolyse des phosphates organiques en ortho-phosphates afin de rendre le phosphate de nouveau assimilable par les plantes et les microorganismes (Eivazi and Tabatabai, 1977 ; Gobat et al., 2010). L'uréase est une enzyme commune chez les microorganismes du sol, laquelle est associée au cycle de l'azote. Elle hydrolyse l'urée en NH₃ et CO₂ (Tabatabai and Bremner, 1972 ; Gobat et al., 2010). C'est une enzyme couramment étudiée (Tabatabai and Bremner, 1972 ; Zantua and Bremner, 1977 ; Kandeler and Gerber, 1988 ; Francis et al., 2002).

Toutefois, la mesure d'une seule enzyme ne permet pas de « déterminer » la qualité d'un sol et la mesure de plusieurs activités enzymatiques rend l'interprétation parfois plus difficile en raison de leur comportement différent d'un sol à un autre (Laval et al., 2009), c'est pourquoi utiliser un test permettant d'appréhender l'activité de plusieurs enzymes en même temps semble pertinent. Ainsi, les bactéries et la fonge sont capables d'hydrolyser le diacétate de fluorescéine (FDA) et la quantité de fluorescéine ainsi libérée s'avère être corrélée avec la biomasse microbienne et se révèle donc être un indicateur pertinent (Schnurer and Rosswall, 1982). Le produit de la FDA, la fluorescéine, est un composé fluorescent vert, facilement quantifiable par des techniques de spectrométrie (Green et al., 2006 ; Alarcon-Gutierrez et al., 2008). Schnurer and Rosswall (1982) ont été les premiers à utiliser cette capacité pour estimer la biomasse microbienne du sol (Lavelle and Spain, 2001). Elle est depuis couramment utilisée pour estimer la biomasse fongique des sols (Kjoller and Struwe, 2002 ; Muscolo et al., 2014 ; Stauffer et al., 2014).

Quelle que soit l'activité enzymatique choisie, la méthode repose sur l'utilisation d'un substrat homogénéisé qui est ensuite transformé en solution et réparti dans des microplaques. Après ajout d'une substance réactive spécifique et un temps d'incubation propre à chaque enzyme, la réaction est ensuite arrêtée puis les échantillons sont dosés à l'aide d'un spectrophotomètre. Il convient de préciser qu'une gamme d'étalonnage sert de référentiel.
## La respiration basale microbienne

La respiration basale microbienne est définie comme la respiration dans le sol et provient de la minéralisation de la matière organique (Creamer et al., 2014). Elle est estimée en quantifiant le CO2 produit (ou l'O2 consommé) par les microorganismes (Nannipieri et al., 2002 ; Bispo et al., 2009 ; Creamer et al., 2014). Il s'agit d'un indicateur de l'activité globale de la microflore (Nannipieri et al., 2002 ; Bispo et al., 2009). Cette technique ne permet pas la distinction entre la fonge et les bactéries, mais la respirométrie est une technique intéressante pour les études comparatives (Lavelle and Spain, 2001 ; Sinsabough et al., 2002). La respiration basale microbienne est fréquemment utilisée pour quantifier les activités des communautés microbiennes du sol (Hofman et al., 2004 ; Winding et al., 2005 ; Creamer et al., 2014) et a fait l'objet d'une normalisation (ISO 16072, 2002). De plus, c'est une méthode qui présente les avantages d'être peu coûteuse, simple et rapide (Hofman et al., 2004).

## L'ergostérol

L'ergostérol est un composant des membranes lipidiques présent exclusivement dans des cellules fongiques (Eash et al., 1996 ; Mille-Lindblom et al., 2004). C'est un stérol qui remplit une fonction importante au sein de la cellule (comme le contrôle de la fluidité ou précurseur d'autres molécules) à l'instar du cholestérol pour les cellules animales (Weete et al., 2010). L'ergostérol est donc un composant couramment utilisé pour estimer la biomasse fongique vivante des litières et des sols et ce, depuis les années 1970 (Djajakirana et al., 1996 ; Eash et al., 1996 ; Montgomery et al., 2000 ; Gong et al., 2001 ; Kjoller and Struwe, 2002 ; Mille-Lindblom et al., 2004 ; Zhao et al., 2005 ; Legras, 2012).

### b. Invertébrés

#### (iii) Système aquatique d'eau douce

##### Daphnies (Daphnia magna)

<figure><img src="image_49.png" /></figure>

wikipedia

Les daphnies sont de petits crustacés mesurant un à cinq millimètres très communs. Elles cohabitent avec divers copépodes et larves de chironomidés et forment ainsi l'essentiel du zooplancton des eaux douces tempérées. Les tests écotoxicologiques utilisant les daphnies ont pour objectif d'évaluer la toxicité d'un contaminant (Burton et al., 2002). Les tests d'écotoxicologie utilisant les daphnies

sont parmi les plus utilisés notamment du fait de leur facilité d'utilisation (e.g. de Castro-Català et al., 2015 ; Kuzmanović et al., 2015 ; Burton et al., 2002). Deux types de tests, normalisés, utilise ces organismes.

### ➔ Test de mobilité (norme ISO 6341, 2012)

Afin d'évaluer les effets à court terme d'un polluant, un test de mobilité utilisant les daphnies a été normalisé en 1996 puis 2012 (ISO 6341, 2012). Ce test a pour objectif d'évaluer la toxicité aigüe d'un produit testé. Il permet de déterminer la concentration du produit testé qui, en 24h, immobilise 50% des daphnies (Daphnia magna) soit la CE50 du produit. Cette méthode s'applique à de nombreuses substances comme les substances chimiques solubles, les effluents industriels ou domestiques, les eaux usées traitées ou non, les extraits aqueux et lixiviats, les eaux douces de surface et souterraines, les éluats de sédiments ainsi que les eaux interstitielles de sédiments d'eau douce.
→ Test de reproduction (OECD, 2012)

Pour évaluer les effets à plus long terme, un test sur la reproduction des daphnies a été normalisé en 2012 (OECD, 2012). Il s'agit d'évaluer les effets d'un contaminant sur la descendance engendrée de l'espèce *Daphnia magna*. Pour cela, le nombre de descendants vivants à différentes concentrations d'un produit après 21 jours est comptabilisé.

### Amphipodes (Hyalella azteca et Gammarus pulex)

<figure><img src="image_50.png" /></figure>

Les amphipodes sont de petits crustacés très communs, mesurant généralement une taille de l'ordre du centimètre. Ils sont utilisés comme organismes tests pour évaluer la toxicité des sédiments limniques (ISO 16303, 2014 ; Environnement Canada, 2013). *Hyalella azteca* est un amphipode d'eau douce connu pour sa sensibilité en présence de contaminants dans les sédiments d'eau douce. C'est un organisme benthique détritivore et herbivore qui s'enfouit dans les sédiments de surface à la recherche de nourriture. Cet organisme présente différents avantages : un cycle de vie court, une distribution large et abondante, une facilité de mise en culture, une large tolérance à la taille des grains des sédiments ainsi qu'à la salinité (Burton *et al.*, 2002). Cela en fait une espèce sentinelle couramment utilisée (Hasenbein *et al.*, 2015 ; Environnement Canada, 2013 ; Ingersoll *et al.*, 1996 ; Hargrave 1970). En Europe, le genre *Gammarus* est aussi utilisé (De Lange *et al.*, 2006 ; Burton *et al.*, 2002 ; McCahon et Pascoe, 1988). La méthode, normalisée, utilisant *Hyalella azteca* repose sur un test de survie ainsi que l'inhibition de la croissance après 14 et/ou 28 jours (ISO 16303, 2014 ; NF T90-338-1, 2010 ; USEPA, 2000). Elle s'applique aux échantillons de sédiments d'eau douce contaminés, aux boues chimiques, industrielles, urbaines, ou autres déchets solides pouvant se combiner à des sédiments d'eau douce, ou à des produits chimiques ou des préparations ajouté(s) à un sédiment propre.

### Rotifères (Brachionus calyciflorus)

<figure><img src="image_51.png" /></figure>

Les rotifères sont des organismes d'eau douce, communs et de petite taille. Leur large répartition et leur abondance en font des organismes important dans les premiers maillons du réseau trophique. Ils ont un cycle de vie court (une génération peut être obtenue en un peu plus deux jours à 24°C). Un test écotoxicologique utilisant l'espèce *Brachionus calyciflorus* a été mis au point et normalisé (ISO 20666, 2008). Il s'agit d'une méthode de détermination de la toxicité chronique basée sur l'étude de la croissance de la population en 48h à partir d'individus âgés de moins de deux heures. Le protocole préconise une incubation de 48h à 25°C et dans le noir. Ainsi, un individu est mis en contact avec 0,9 mL de solution test et ASTM E 1440-91 (2004) préconise d'utiliser au moins six réplicats de chaque échantillon. Cette méthode peut être utilisée dans de nombreuses situations comme aux substances chimiques solubles, aux effluents industriels, aux eaux usées, aux extraits acqueux... (e.g. Isidori *et al.*, 2009 ; Parrella *et al.*, 2014 ; Zarrelli *et al.*, 2014)

### Larves de chironome (Chironomus riparius)

<figure><img src="image_52.png" /></figure>

Les larves de chironomes constituent une ressource importante pour de nombreux prédateurs. *Chironomus riparius* (mouche arlequin) est une espèce de diptères de la famille des Chironomidae, commune en Amérique du Nord et en Europe. C'est une mouche non piqueuse qui ressemble à un moustique.
Cette espèce est couramment utilisée comme espèce sentinelle afin de déterminer la toxicité d'un sédiment (Hasenbein et al., 2015 ; de Castro-Català et al., 2015 ; Agra et al., 2009 ; Burton et al., 2002 ; Ingersoll et al., 1996). Deux types de tests normalisés sont fréquemment employés :

- Test de survie à court terme :

Afin d'estimer les effets à court terme (test de toxicité aigüe) un test de survie est mis en place. Des individus au premier stade larvaire sont exposés pendant un à deux jours aux échantillons à tester en phase aqueuse (NF T90-339-1 2010 ; OECD Draft, 2010 ; Weltje et al., 2010). Les larves survivantes sont ensuite comptabilisées ;

- Test de survie à long terme et d'étude du cycle de vie :

Pour estimer les effets à plus long terme, un test de toxicité chronique est également disponible (NF T90-339, 2010 ; Environnement Canada, 1997). Il s'agit d'étudier les effets des polluants et des échantillons de sédiments sur le développement et la survie des chironomes (Williams et al., 1986 ; Ingersoll et al., 1996, Desrosiers et al., 2012). Les individus sont exposés aux échantillons à tester pendant sept à dix jours pour le test de croissance (NF T90-339-1 2010 ; AFNOR, 2004 ; OCDE 2004 a,b) et 28 jours pour le test d'émergence (OCDE, 2004 a,b).

Il existe également un test de toxicité sur la totalité du cycle de vie des chironomes pour l'étude des sédiments chargés contenant différentes concentrations de polluant (OCDE, 2010). Les paramètres étudiés sont la croissance des larves (mesure de la taille ou du poids), le taux de survie, l'émergence et le sex-ratio ainsi que l'étude de la reproduction (nombre et taux de fertilité des œufs).

### Oligochète

Les oligochètes présentent de nombreux avantages pour l'étude des sédiments contaminés comme le fait d'être en contact direct avec le sédiment, largement présent, facilement cultivable ou encore d'être tolérant face aux variations des propriétés physico-chimiques des sédiments. Un test de bioaccumulation a été standardisé aux Etats-Unis et utilise l'espèce *Lumbriculus variegatus* au stade adulte. L'expérimentation se déroule pendant 28 jours. Il s'agit ensuite de doser la quantité de polluant présent dans l'organisme afin d'estimer le degré de bioaccumulation du/des polluants (USEPA, 2000). Ce test est couramment utilisé, notamment en Amérique du Nord (e.g. Burkhard et al., 2015 ; Jantunen et al., 2008 ; Higgins et al., 2007 ; Hyötyläinen et Oikari, 2004 ; Brunson et al., 1998 ; Phipps et al., 1993).

<figure><img src="image_53.png" /></figure>

### (iv) Système aquatique marin

Au niveau de système aquatique marin, il existe de nombreux tests utilisant des espèces sentinelles mais peu sont normalisés.

### Copépodes (Tigriopus japonicus)

<figure><img src="image_54.png" /></figure>

Les copépodes sont de petits crustacés largement présents dans le milieu marin et constitue de ce fait une ressource pour de nombreux organismes marins. L'espèce *Tigriopus japonicus* est la première du genre à avoir été utilisée pour des études écotoxicologiques (Raisuddin et al., 2007) notamment à travers (i) des mesures de mortalité suite à une toxicité aiguë, (ii) l'étude du cycle de vie de plusieurs générations à travers des tests de
toxicité au niveau des populations, et (iii) des études de toxicité à court terme étudiant les effets au niveau infra-individuel (e.g. Yi et al., 2014 ; Raisuddin et al., 2007 ; Kwok et al., 2005).

### Amphipodes (Ampelisca abdita, Leptocheirus plumulosus, Corophium volutator, Eohaustorius estuarius)

Les amphipodes sont de petits crustacés très communs dans la zone de balancement des marées. Ils sont utilisés comme organismes tests pour évaluer la toxicité des sédiments marins (Anderson et al., 2008 ; Quiniou et Alzieu, 1999 ; Schlekat et al., 1995). Le test peut être corrélat positivement avec un changement des communautés benthiques (Chapman et al., 2002). Ce test de toxicité des sédiments était déjà recommandé en 1993 par l'ASTM (Quiniou et Alzieu, 1999). Ces organismes répondent à différentes pollutions comme des pollutions métalliques (McPherson et Chapman, 2000), des résidus médicamenteux (De Lange et al., 2006), des pesticides (Swartz et al., 1994). Différentes espèces sont utilisées comme par exemple pour les espèces marines *Ampelisca abdita* (Anderson et al., 2008) qui est sensible mais dont il est difficile de faire un élevage (Chapman et al., 2002), et *Leptocherius plumulosus* (Schlekat et al., 1995) qui est moins sensible mais qui peut se développer en élevage ce qui assure une meilleure assurance qualité (Chapman et al., 2002 ; McPherson et Chapman, 2000). Des différences de sensibilité selon les espèces et les polluants ont également été mises en évidence par Anderson et al. (2008) ou Schlekat et al. (1995). D'autres espèces sont également étudiées pour réaliser des tests écotoxicologiques comme par exemple *Corophium volutator*, *Eohaustorius estuarius*, *Ampelisca abdita* (Schipper et al., 2010 ; Anderson et al., 2008 ; Stronkhorst et al., 2003 ; McPherson et Chapman, 2000).

### Echinodermes et bivalves

<figure><img src="image_55.png" /></figure>

En raison de la grande sensibilité aux toxiques de la phase de développement embryonnaire des invertébrés marins, l'étude du développement embryonnaire chez les oursins et les bivalves se développent (Quiniou et Alzieu, 1999).

### Les oursins

Les différents stades de développement des oursins a toujours succité l'intérêt en écotoxicologie et la phase la plus étudiée correspond à celle des gamètes et de la fécondation (Pétinay et al., 2009). Des essais de standardisation et normalisation sont en cours. Il s'agit de tests toxicologiques sublétaux. Ainsi, le sperme est exposé à la substance à tester puis des œufs sont ajoutés. Tout en poursuivant l'exposition à une concentration constante de la substance testée, le succès de fécondation est mesuré (Envrionnement Canada, 2011). Ainsi, il s'agit d'évaluer le taux de non développement des œufs fécondés, les taux de malformations et la longueur des larves à 96h (Pétinay et al., 2009). Ce test présente l'avantage d'être peu chronophage et sensible (Pétinay et al., 2009). Plusieurs espèces sont utilisées comme *Paracentrotus lividus* (Pétinay et al., 2009), *Echinocardium cordatum* (Schipper et al., 2010 ; Stronkhorst et al., 2003) ou encore *Sphcrechinus granulans*, *Paracentrotus lividus* (Quiniou et Alzieu, 1999).

### Les bivalves

L'huître creuse, encore appelée l'huître japonaise (*Crassostrea gigas*) est originaire du Pacifique mais est aujourd'hui présente dans de nombreuses régions du monde du fait de sa commercialisation. Ce bivalve, suspensivore et de 15 cm le long en moyenne, vit le long des côtes abritées, dans la
zones des marées et supporte bien les variations de salinité. Ces caractéristiques ont poussé les écotoxicologues à s'intéresser à cette espèce pour évaluer la toxicité des milieux. Ainsi des tests visant à évaluer la toxicité de sédiments se développent à travers l'étude du développement larvaire en présence d'élutriat de sédiments. Ainsi, des œufs d'huître fraîchement fécondés sont mis en développement (24 h à 23°C) dans différents élutriats et les pourcentages d'anomalies de développement larvaire (Figure 43) sont alors déterminés (Galgani, 2007).

<figure><img src="image_56.png" /><figcaption>Figure 41 : Larves de l'huître Crassostrea gigas normales au stade D (24h de développement) et différents types d'anomalies larvaires caractéristiques (d'après Galgani, 2007).</figcaption></figure>

Plusieurs études ont utilisé cette méthode (Picone et al., 2016 ; Mamindy-pajany et al., 2010, 2011, 2013). Par exemple, une étude réalisée dans les Bouches du Rhône a mis en évidence des pourcentages d'anomalies allant de 0 à 100 %, les zones les plus touchées étant les zones portuaires (Galgani, 2007).

#### (v) Système terrestre

*Vers de terre (ISO 11268, 2012)*

Les vers de terre sont considérés comme les ingénieurs du sol car, du fait de leur caractère fouisseur, ils participent au mélange des couches du sol. Ils jouent ainsi un rôle essentiel dans la fonctionnalité du sol (Lavelle et Spain, 2001). De ce fait, les vers sont souvent utilisés pour étudier la toxicité des sols et notamment *Eisenia fetida* et *Eisenia andrei* qui sont considérés comme étant représentatifs de la faune du sol et des vers de terre en particulier. D'autres espèces, par exemple *Aporrectodea caliginosa*, *Lumbricus rubellus* et *Lumbricus terrestris*, ont également été utilisées comme organismes d'essai. En général, ces espèces, ou d'autres, ne se sont pas avérées plus sensibles, et les bases de données et l'expérience dans l'évaluation des sols sont réduites (ISO 11268, 2012). Deux tests ont été normalisés et sont présentés ci-après.

##### Test de mortalité (ISO 11268-1, 2012)

Ce premier test évalue la toxicité à court terme (toxicité aiguë) à travers l'étude de la mortalité des vers de terre (*E. fetifa*) exposés pendant 14 jours à un sol pollué. La $CL_{50}$ (concentration léthale pour 50 % des individus) est ensuite déterminée. Ce test est utilisé fréquemment (Correia et al. 2010 ; Xiao et al., 2006 ; Schaefer et al., 2003).

##### Test de reproduction (ISO 11268-2, 2012)

Pour le second test, les effets de la toxicité chronique (effets à long terme : 4 à 8 semaines) des polluants sur la reproduction des organismes sont étudiés. Cette méthode permet d'évaluer la fonction d'habitat des sols et de déterminer les effets des contaminants du sol et de produits chimiques sur la reproduction de d'Eisenia fetida et Eisenia andrei par absorption cutanée et ingestion. Pour cela, la concentration sans effet sur la reproduction (NOEC) est le paramètre retenu.
Exemples d'utilisation de ce test : Chelinho *et al.*, 2014 ; Xiao *et al.*, 2006 ; Pandard *et al.*, 2006 ; Schaefer, 2004.

### Collemboles : Folsomia candida (ISO 11267, 2014)

<figure><img src="image_57.png" /></figure>

Les collemboles sont les organismes les plus nombreux dans le sol. Leur taille varie entre 1 et 3 mm et ils ont des morphologies très variables. Ils sont ubiquistes et vivent principalement dans la litière et les premiers centimètres du sol (Thibaud et D'Haese, 2010 ; Lavelle et Spain, 2001).

Il existe un test écotoxicologique utilisant l'espèce *Folsomia candida* qui vise à évaluer la qualité du sol (Luo *et al.*, 2014 ; Filser *et al.*, 2013 ; Thibaud et D'Haese, 2010 ; Pernin *et al.*, 2005) et qui est normalisé (ISO 11267, 2014). Il s'agit d'un test permettant d'évaluer la fonction d'habitat du sol et les effets des contaminants sur la reproduction de *Folsomia candida* par voie cutanée et alimentaire. Dans ce test, dix individus âgés de 10 à 12 jours sont mis en contact avec le sol à étudier pendant 28 jours à 20°C dans une salle respectant l'alternance jour/nuit (12/12h).

### c. Flore

#### (i) Système aquatique d'eau douce

##### Algue

###### Pseudokirchneriella subcapitata (ISO 8692, 2012/ AFNOR T90-304, 2005)

<figure><img src="image_58.png" /></figure>

Les algues sont largement réparties dans les milieux aquatiques et constituent une part importante de la ressource pour de nombreux organismes, c'est pourquoi elles ont un rôle important dans le réseau trophique. Ainsi, les algues sont étudiées en tant qu'espèce sentinelle, et notamment l'espèce d'algue verte unicellulaire *Pseudokirchneriella subcapitata* (anciennement appelée *Selenastrum capricornutum*). Une méthode déterminant la toxicité d'un milieu a été mise au point à travers l'étude de la croissance chez l'algue d'eau douce *P. subcapitata*. Il s'agit de mesurer la densité cellulaire après quatre jours d'exposition. La concentration de l'échantillon qui cause une réduction de 25 % de la croissance de la population algale après une période de 96h ($CI_{25}$ 96h) peut ainsi être déterminée. La $CI_{50}$ est aussi calculée. Les algues utilisées pour le test doivent être en phase logarithmique de croissance et âgée de 3 à 7 jours (Centre d'expertise en analyse environnementale du Québec, 2015). Ce test a été normalisé (ISO 8692, 2012/ AFNOR T90-304, 2005) et est fréquemment utilisé (de Castro-Català *et al.*, 2015 ; Kuzmanović *et al.*, 2015 ; Rodgher *et al.*, 2012 ; Perrodin *et al.*, 2006 ; Heijerick *et al.*, 2002).

#### (ii) Système aquatique marin

##### Algue Chlorella vulgaris (OECD 201 Guideline, 2006)

Tout comme les algues marines, les algues d'eau douce ont été utilisées comme espèce sentinelle et notamment l'espèce unicellulaire. Il s'agit également d'une étude de la croissance algale mais ici au bout de 72h. Le test est également normalisé (OECD 201 Guideline, 2006) et utilisé fréquememnt (Baltazar *et al.*, 2014 ; Mamindy-pajany *et al.*, 2011 ; Silva *et al.*, 2009)
(iii) Système terrestre

Test de phytotoxicité (NF EN ISO 11269, 2013)

La croissance des végétaux peut être fortement influencée par les propriétés du sol, telles que la texture, le pH, la teneur en éléments nutritifs ou de contaminants. Ainsi, la flore terrestre a également été utilisée pour évaluer la qualité d'un milieu et sa fonction d'habitat et notamment la qualité d'un sol inconnu. La méthode employée vise à étudier l'émergence et la réponse sur les premiers stades de croissance d'au moins deux espèces végétales terrestres et de la comparer à des sols de référence ou témoins standards. Le taux de germination est mesuré après quatre à sept jours d'exposition, selon les espèces choisies. Cette méthode a été normalisée (NF EN ISO 11269-2, 2013) et est applicable à des sols de qualité inconnue comme par exemple des sols provenant de sites contaminés, des sols amendés (e.g. Lafont et al., 2007 ; Pandard et al., 2006 ; Aït-Aïssa et al., 2003 ; Thybaud et al., 1998). Ces tests de phytotoxicité ont également été réalisés sur des sédiments d'eau douce (Perrodin et al., 2006 ; Bedell et al., 2003) et marins (Bedell et al. 2013).

d. Synthèse des principaux tests écotoxicologiques

Pour résumer, les différents tests écotoxicologiques présentés précédemment ont été regroupés
dans un tableau synthétique (tableau XXV).
<table><caption>Tableau XXV: Synthèse des différents tests écotoxicologiques</caption><thead><tr><th>Règne</th><th>Système étudié</th><th>Nom de la<br>méthode</th><th>Organisme utilisé</th><th>Norme</th><th>Principe</th><th>Exemples</th></tr></thead><tbody><tr><td colspan="7">Les tests écotoxicques</td></tr><tr><td rowspan="7">Micro-organismes</td><td rowspan="2">Système eau douce</td><td rowspan="2">Microtox® Toxicity<br>Testing</td><td>Bactérie<br>Vibrio fischeri</td><td>ISO 11348-1, 2007</td><td>Etude de la bioluminescence<br>EC<sub>50</sub> après 15 min</td><td>de Castro-Català et al., 2015<br>Mamindy-Pajany et al, 2013; Schipper et al, 2010; Stronkhorst et al, 2003</td></tr><tr><td>Phosphatase</td><td>-</td><td rowspan="3">Dosage colorimétrique</td><td>Eivazi and Tabatabai, 1977; Gobat et al, 2010</td></tr><tr><td rowspan="3">Système marin</td><td rowspan="3">Activités<br>enzymatiques</td><td>Uréase</td><td>-</td><td rowspan="2">Tabatabai and Bremner, 1972; Zantua and Bremner, 1977; Kandeler and Gerber, 1988; Francis et al, 2002</td><td></td></tr><tr><td>FDA</td><td>-</td><td>Green et al, 2006; Alarcon-Gutierrez et al, 2008; Muscolo et al, 2014; Stauffer et al, 2014</td></tr><tr><td>Respiration basale<br>microbienne</td><td>Sol</td><td>ISO 16072, 2002</td><td>Dosage de CO<sub>2</sub> produit</td><td>Nannipieri et al, 2002; Bispo et al, 2009; Creamer et al, 2014</td></tr><tr><td rowspan="7">Invertébrés</td><td rowspan="5">Système eau douce</td><td>Ergostérol</td><td>Sol</td><td>-</td><td>Dosage d'ergostérol</td><td>Djajakirana et al, 1996; Eash et al, 1996; Montgomery et al, 2000; Gong et al, 2001; Kjoller and Struwe, 2002; Mille-Lindblom et al, 2004; Zhao et al, 2005; Legras, 2012</td></tr><tr><td>Crustacé Daphie<br>Daphnia magna</td><td>norme ISO 6341,<br>2012</td><td>Test de mobilité<br>CE50 après 24h<br>→ Effet à court terme</td><td rowspan="2">Castro-Català et al, 2015; Kuzmanović et al, 2015; Burton et al, 2002</td></tr><tr><td>OECD, 2012</td><td>Test de reproduction<br>Nombre de descendant après<br>21 jours<br>Effet à long terme</td></tr><tr><td>Crustacé Amphipode<br>Hykella azteca et Gammurus pulex</td><td>ISO 16303, 2014; Environnement Canada, 2013<br>USEPA, 2000</td><td>Test de survie et d'inhibition<br>de la croissance après<br>14 et/ou 28 jours</td><td>Hasenbein et al, 2015; Environnement Canada, 2013; Ingersoll et al, 1996; Hargrave 1970<br>De Lange et al, 2006; Burton et al, 2002; McCahon et Pascoe, 1988</td></tr><tr><td>Rattifère<br>Brachionus calyciflorus</td><td>ISO 20666, 2008</td><td>Croissance de population<br>en 48h</td><td>Isidori et al, 2009; Parrella et al, 2014; Zarrelli et al, 2014</td></tr><tr><td>Chironome<br>Chironomus riparius</td><td>NF T90-339-1<br>2010; OECD<br>Draft, 2010</td><td>Test de toxicité aiguë :<br>survie après 1 ou 2 jours<br>(court terme)</td><td>Hasenbein et al, 2015; de Castro-Català et al, 2015; Agra et al, 2009; Burton et al, 2002; Ingersoll et al, 1996</td></tr><tr><td>Bioaccumulation</td><td>Oligochète<br>Lumbriculus<br>variogatus</td><td>NF T90-339-1,<br>2010;<br>Environnement<br>Canada, 1997</td><td>Test de toxicité chronique<br>Test de croissance 10 jours<br>Test d'émergence 28 jours</td><td>Williams et al, 1986; Ingersoll et al, 1996, Desrosiers et al, 2012</td></tr><tr><td rowspan="5">Système marin</td><td>Bivalve<br>Huitre (Crassostrea gigas)</td><td>USEPA, 2000</td><td>Dosage de contaminant dans<br>l'organisme testé après<br>exposition de 28 jours</td><td>Burkhard et al, 2015; Jantunen et al, 2008; Higgins et al, 2007; Hyötyläinen et Oikari, 2004; Brunson et al, 1998</td></tr><tr><td>Copépodes<br>Tigrionus japonicus</td><td>Raisuddin et al,<br>2007</td><td>Test de toxicité</td><td>Yi et al, 2014; Raisuddin et al, 2007; Kwok et al, 2005</td></tr><tr><td>Amphipodes<br>(Ampelisca abdita, Leptocherius plumulatus, Corophium volutator, Eobiontorius estuarinus, Ampelisca abdita)</td><td>ASTM 1993<br>in Quiniou et<br>Alzieu, 1999</td><td>Test de toxicité</td><td>Anderson et al, 2008; Quiniou et Alzieu, 1999; Schlekat et al, 1995</td></tr><tr><td>Oursin<br>P. lividus<br>E. cordatum<br>S. granulans, P. lividus</td><td>Pétinay et al, 2009<br>Environnement<br>Canada, 2011</td><td>Test de toxicité sur le<br>développement embryonnaire<br>Après 96 h</td><td>Schipper et al, 2010; Pétinay et al, 2009; Stronkhorst et al, 2003; Quiniou et Alzieu 1999</td></tr><tr><td>Bivalve<br>Huitre (Crassostrea gigas)</td><td>Galgani, 2007</td><td>Test de toxicité sur le<br>développement larvaire</td><td>Picone et al, 2016; Mamindy-pajany et al, 2010, 2011, 2013; Galgani, 2007; Quiniou et Alzieu, 1999</td></tr><tr><td rowspan="3">Système terrestre</td><td>Vers de terre<br>Eisenia fetida et E. aindrei</td><td>ISO 11268-1, 2012</td><td>Test de toxicité aiguë<br>Mortalité 14 h CL50</td><td>Correia et al 2010; Xia et al, 2006; Schaefer et al, 2003)</td></tr><tr><td>Collembole<br>Folzomia candida</td><td>ISO 11268-2, 2012</td><td>Test de toxicité chronique<br>Reproduction 4 à 8 semaines<br>NOEC</td><td>Chelinho et al, 2014; Xia et al, 2006; Pandard et al, 2006; Schaefer, 2004</td></tr><tr><td></td><td>ISO 11267, 2014</td><td>Test de toxicité sur la<br>reproduction<br>28 jours exposition</td><td>Luo et al, 2014; Filser et al, 2013; Thibaud et<br>D'Haese, 2010; Pernin et al, 2005</td></tr><tr><td rowspan="4">Flore</td><td rowspan="2">Système eau douce</td><td rowspan="2">Algue unicellulaire<br>Pseudokirchneriella subcapitata</td><td rowspan="2">ISO 8692, 2012</td><td>Densité cellulaire d'une<br>population après 4 jours<br>d'exposition<br>CI<sub>50</sub></td><td>de Castro-Català et al, 2015; Kuzmanović et al, 2015; Rodgher et al, 2012; Perrodin et al, 2006; Heijerick et al, 2002</td></tr><tr><td>ISO 201<br>Guideline, 2006</td><td>Croissance algale 72 h</td><td>Baltazar et al 2014; Mamindy-pajany et al 2011; Silva et al, 2009</td></tr><tr><td>Système marin</td><td>Algue<br>Chlorella vulgaris</td><td>NF EN ISO<br>11269, 2013</td><td>Test de germination<br>4 à 7 jours exposition</td><td>Lafont et al, 2009; Pandard et al, 2006; Ait-Aïssa et al, 2003; Thybaud et al, 1998</td></tr><tr><td>Système terrestre</td><td>Graines</td><td></td><td>Appliqué sur sédiments d'eau douce<br>Appliqué sur sédiments marins</td><td>Perrodin et al, 2006; Bedell et al, 2003<br>Bedell et al 2013</td></tr></tbody></table>
Les tests écotoxicologiques proposent un panel d'indicateurs permettant d'évaluer la toxicité d'un milieu sur les différents organismes appartenant à différents maillons de la chaîne trophique et ayant des sensibilités différentes. Ils permettent également de réaliser des suivis sur le court ou le long terme et intègrent différents niveaux de développement (œufs, juvéniles, adultes). Pour cela, différents paramètres sont suivis comme la survie/mortalité, la reproduction, le développement embryonnaire, la croissance, la mobilité, le cycle de vie ou encore la bioaccumulation. Une approche qui se veut donc assez complète. De plus, si la teneur en contaminant(s) n'est pas connue, ces tests permettent de renseigner sur le caractère potentiellement dangereux du milieu et ont l'avantage d'être relativement faciles à mettre en place et à standardiser.

Toutefois, leur faible réalisme est souvent critiqué car ils ne prennent pas en compte les variations environnementales comme les conditions météorologiques, l'habitat de l'organisme testé ou encore le courant. En effet, tester une seule espèce en laboratoire n'a pas la même précision, la même représentativité, ni la même possibilité d'extrapolation que d'étudier un peuplement végétal « entier ». Ainsi, il serait tentant de se tourner vers des tests *in situ*, c'est-à-dire effectués sur le terrain qui sont de plus en plus développés aujourd'hui car plus réalistes. La difficulté réside cette fois dans la mise en place, beaucoup plus complexe, et surtout le problème de la standardisation. Cependant, pour pouvoir comparer les résultats entre eux, cette étape de standardisation est indispensable. Ces tests sont donc régulièrement améliorés pour palier cette limite et parfois à l'état de développement.

Pour compléter les réponses apportées par les bio-essais, le recours aux indicateurs biologiques ou écologiques constitue une alternative intéressante, notamment pour apprécier l'influence d'un milieu, en l'occurrence d'un milieu perturbé, sur la biocénose. Une présentation et une analyse critique des indicateurs écologiques les plus couramment employés et décrits dans la littérature scientifique esont proposées dans la suite de notre propos.

## 2. Les indicateurs biologiques

Les méthodes de bioindication sont apparues dès le début du XXème siècle dans la littérature européenne et notamment allemande, et s'intéressent à l'étude des organismes ayant des exigences écologiques particulière vis à vis des pollutions organiques (Reyjol et al., 2012). Ces organismes sont considérés comme des indicateurs biologiques et permettent donc de renseigner de la qualité d'un milieu. La présence ou l'état de l'indicateur va permettre de renseigner sur certaines caractéristiques écologiques comme le degré de contamination, salinité, pH... Contrairement à la recherche d'un contaminant dans le milieu, l'utilisation des indicateurs biologiques afin de prévenir les conséquences écologiques, vise à détecter les changements produits au sein d'un peupement (Dauvin et al., 2006).

Un bioindicateur ou indicateur biologique a été précisé dans le cadre du programme « bioindicateurs de qualité des sols de l'ADEME » comme « un organisme (ou une partie d'un organisme ou une communauté d'organismes) qui renseigne sur l'état et le fonctionnement d'un écosystème » (Bispo et al., 2008). Ceci est permis car l'organisme est particulièrement bien adapté aux caractéristiques d'un milieu et/ou qu'il réagit aux impacts et changements de l'environnement (Paoletti, 1999). Il est possible de différencier des bioindicateurs d'anthropisation, lesquels
répondent à des modifications de l'environnement engendrées par les activités anthropiques (Ramade, 2012). Ainsi, un bioindicateur a des caractéristiques propres (par exemple, la présence ou l'absence, la densité de la population, la dispersion de l'espèce, le succès de reproduction, etc) lesquelles peuvent être utilisées comme indice pour évaluer un milieu (Lindenmayer et al., 2000) et comme critères d'effets en éRé.

Les informations recueillies à partir des bioindicateurs aboutissent souvent à l'utilisation d'un indice qui permet de résumer la qualité biologique du milieu au travers d'une valeur numérique unique qui est représentative d'un nombre suffisant d'informations écologiques et comprises par un large public. Ainsi, pour répondre aux variations des paramètres physico-chimiques du milieu, les indices permettent de synthétiser des informations concernant la structure des peuplements (richesse spécifique, abondance, biomasse, groupes trophiques ou écologiques, etc) (Dauvin et al., 2006). Les principaux indices biologiques sont présentés ci-dessous en fonction des différents types de milieu étudié : aquatique d'eau douce, marine et milieu terrestre.

### a. Système aquatique d'eau douce

#### (i) Indice Biologique Diatomique (IBD)

Les diatomées sont des algues brunes microscopiques unicellulaires et sont utilisées pour évaluer la qualité biologique d'une station et permet également le suivi temporel d'une station. Il existe plus d'une vingtaine de méthodes référencées en Europe (Prygiel et Coste, 2000). En France, un premier indice permettant d'évaluer la qualité biologique de l'eau au moyen d'une analyse des communautés diatomiques benthiques a été proposé en 1995 (Lenoir et Coste, 1996) puis a évolué avant d'être normalisée en 2000 par l'AFNOR (Prygiel et Coste, 2000). Cet indice était peu adapté aux milieux acides et saumâtres. Pour faire face à ces limites et afin de répondre aux exigences imposées par la Directive Cadre sur l'Eau (DCE), la méthode a évolué en 2004 et a abouti à une nouvelle version (Coste et al., 2009). La base de données s'est enrichie et a désormais une assise taxonomique plus large (plus de 800 taxons). Les sept classes de qualité des eaux ont été redéfinies et le nombre d'espèces prises en compte dans le calcul a été revu à la hausse. Cette nouvelle méthode, normalisée en 2007 (NF T 90-354, 2007), permet une amélioration des profils écologiques retenus et considère davantage les caractères anthropiques à travers une pondération (Reyjol et al., 2012). Cet indice biologique diatomique est couramment utilisé (e.g. Luis et al., 2009 ; Torrisi et al., 2006 ; Prygiel et al., 2002).

Des programmes de recherche sont actuellement en cours (notamment par Irstea et INRA) et visent à identifier les métriques spécifiques reposant sur les traits biologiques (forme de vie, guildes) répondant à d'autres contaminations comme des métaux et des pesticides. L'objectif étant, in fine, d'obtenir un indice diatomées multimétrique qui soit à la fois sensible à la physio-chimie générale de l'eau mais aussi à des pollutions chimiques plus spécifiques (Reyjol et al., 2012).

#### (ii) Indice Biologique global normalisé (IBGN → I2M2)

Les macro-invertébrés benthiques ont depuis longtemps suscité l'intérêt et font partie des premiers organismes à avoir été étudiés en tant que bioindicateur dès le début du XXᵉ siècle et constituent, encore aujourd'hui et à l'échelle internationale, un des maillons de la chaîne trophique le plus employé pour évaluer la qualité écologique d'un milieu (Reyjol et al., 2012). Dans les années 1970
en France, l'attrait pour la bioindication mène Verneaux et Tuffery (1967) à étudier les macro-invertébrés benthiques, afin de déterminer l'état général d'un milieu. Cela les conduira ensuite à créer un premier Indice de Qualité Biologique Globale (IQBG) en 1976. L'indice évolue ensuite au cours du temps : Indice Biologique Global (IBG) en 1985, avant d'être normalisé en 1992 (NF T90-350) sous l'appellation Indice Biologique Global Normalisé (IBGN) (Reyjol et al., 2012). Cet indice repose sur une méthode d'identification de différents macro-invertébrés d'eau douce afin de calculer une note (0-20) basée sur la présence ou l'absence de certains taxons bioindicateurs et de la richesse faunistique globale du site (Gay et al., 2000). Cet indice est fréquemment utilisé (e.g. Kuzmanovi et al., 2015 ; Bennett et al., 2011 ; Genin et al., 2003, Kosmala et al., 1999) et existe aussi dans les protocoles internationaux comme ceux de l'EPA.

Cependant, l'IBGN connait quelques lacunes, notamment la non prise en compte explicite de (i) l'abondance et de la diversité des taxons ni de l'abondance relative des taxons sensibles par rapport aux taxons résistants, (ii) la typologie des cours d'eau, (iii) faible sensibilité de certains taxons aux pressions anthropiques, (iv) un écart par rapport à un état de référence (fortement souhaité par la DCE). L'IBGN a donc lui aussi évolué vers un nouvel indicateur IBG-DCE (XP T90-388, 2010 ; XP T90-333, 2009) jusqu'à aujourd'hui l'Indice Invertébrés Multi-Métriques (I2M2) qui prend en compte d'autres paramètres que la « seule » richesse faunistique et groupe indicateur (Agence de l'eau Artois-Picardie et Aquascop 2014 ; Mondy et Usseglio-Polatera, 2012 ; Prieto Montes et al., 2012). Au final, l'I2M2 se révèle être plus sensible que l'IBGN aux perturbations anthropiques et permet de discriminer plus efficacement les situations perturbées (Reyjol et al., 2012).

### (iii) Indice Oligochète de bioindication des sédiments (IOBS)

Les vers oligochètes aquatiques vivent dans les sédiments au fond des cours d'eau et sont relativement peu mobiles. Ces organismes sédentaires et fouisseurs possèdent des capacités d'adaptation et colonisent des habitats très diversifiés. Selon les espèces, ils expriment une sensibilité à la pollution variable. Toutes ces propriétés expliquent l'intérêt porté à ces organismes pour décrire la qualité biologique des milieux à travers l'analyse des communautés présentes dans le sédiment étudié. Ainsi, les vers sont prélevés dans le sédiment puis extraits et identifiés au laboratoire. Un indice est calculé : l'IOBS. Si la valeur de l'indice est égale à zéro, cela signifie qu'il n'y a aucun oligochète et que la qualité du milieu est mauvaise. Un indice supérieur à six indique en revanche un milieu de très bonne qualité. Cette méthode a été normalisée en 2002 (NF T90-390, 2002) et est applicable aux cours d'eaux naturels ou artificialisés dans la mesure où la concentration en chlorures est inférieure à 5 g.L⁻¹. Cet indice permet d'évaluer la qualité biologique des sédiments fins ou sableux permanents et stables. En revanche il ne s'applique pas aux sédiments constitués presque exclusivement par une fraction minérale ou presque exclusivement par une fraction organique. Il renseigne sur l'influence des micropolluants organiques et minéraux. La richesse taxonomique (nombre d'espèces différentes) ainsi que le pourcentage d'individus les plus tolérants à la pollution (famille des Tubificidae) permet de calculer cet indice. Le calcul est présenté ci-dessous.

$$IOBS = 10 \times S \times T^{-1}$$ où S = nombre total de taxons identifiés parmi 100 oligochètes et T le pourcentage du groupe dominant de *Tubificidae*.
Cet indice est de plus en plus utilisé (e.g. Braud *et al.*, 2011 ; Lafont *et al.*, 2007 ; Montuelle, 2003) et notamment entre 2002 et 2005 dans le cadre du Réseau National de Bassin (RNB). Toutefois, il a quelques limites. En effet, il peut surestimer l'impact de la pollution pour des sédiments fins de sources ou des sédiments sableux des petits cours d'eau. Les valeurs faibles de l'indice révèlent une faible capacité d'assimilation des sédiments face à des rejets polluants réels mais encore modérés. Inversement, l'indice IOBS peut présenter des valeurs élevées dans des sédiments sableux très instables ou dans des sédiments recouverts d'un tapis dense et épais de macrophytes et/ou d'algues filamenteuses ; l'instabilité des sédiments ne permet pas en effet à la charge polluante d'être stockée et les macrophytes, ou les algues filamenteuses, peuvent constituer une couche protectrice par rapport à la toxicité sous-jacente des sédiments (NF T90-390, 2002).

(iv) Indice Biologique Macrophytique en rivière (IBMR)

L'indice Macrophytique en Rivière (IBMR) repose sur un relevé de la végétation aquatique et supra-
aquatique (Haury et al., 1996 ; Haury et al., 2006) et a été normalisé en 2003 sous la référence NF T
90-395. Cet indice permet de prendre en compte la dégradation de la qualité physico-chimique
générale du milieu. Il prend en compte plus de 200 taxons et intègre des données qualitatives qui
sont pondérées par des coefficients d'abondance (Reyjol et al., 2012). Cet indice est basé sur l'étude
des peuplements et la mesure in situ de l'abondance des macrophytes du milieu (identification des
taxons) et sur le principe d'un écart à une référence. Le calcul de l'indice est réalisé à partir d'un
référentiel et donne une valeur comprise de 0 à 20. Il révèle principalement un degré
d'eutrophisation du milieu (Reyjol et al., 2012). L'application de cet indice est fréquent pour estimer
la qualité des cours d'eau (e.g. Lainé et al., 2014 ; Loriot et al., 2014 ; Birk et Willby, 2010).

Actuellement, des travaux sont en cours pour améliorer cet indice et prendre en compte les
remarques de la DCE. Il s'agit notamment de mettre en évidence des métriques complémentaires
qui soient sensibles aux pressions hydromorphologiques et de définir les valeurs de références pour
les différents types de cours d'eau présents sur la métropole. Huit biotypes ont déjà été identifiés
et un calcul d'un Elément de Qualité Biologique (EQR) est à l'étude. (Reyjol et al., 2012).

(v) Indice Poisson Rivière (IPR)

Les années 1980 sont davantage tournées vers les outils de bioindication « multimétriques », dont l'IPR fait partie, qui prennent en compte la variabilité naturelle du milieu dans le temps et l'espace ainsi que les impacts des différentes pressions anthropiques (Reyjol et al., 2012). La méthodologie de l'IPR repose sur la mesure de l'écart entre la composition d'un peuplement à une station donnée à celle d'une situation de référence c'est-à-dire dans des conditions peu ou pas modifiées par l'homme. Les échantillonnages sont effectués par pêche électrique (ONEMA, 2006). Cet indice a été normé en 2004 par l'AFNOR (NF T90-344). C'est le premier outil multimétrique (7 paramètres pris en compte) français prenant en compte des sites de références et des sites dégradés (Reyjol et al., 2012), intègre une approche état/pression/réponse et prend en compte l'intensité des perturbations anthropiques qui renseignent sur la composition taxonomique, la structure trophique et l'abondance des espèces (ONEMA, 2006). Exemples d'application : Le Pape et al., 2015 ; Lainé et al., 2014 ; Launois, 2011 ; Delpech et al., 2010 ; Oberdorff et al., 2002.
b. Système aquatique marin

Tout comme le système aquatique d'eau douce, il existe de nombreux indices biotiques (Dauvin *et al.*, 2006 ; Diaz *et al.*, 2004) dont les plus utilisés sont présentés ci-après. L'évaluation du système aquatique marin repose bien souvent sur l'étude des communautés des macro-invertébrés benthiques qui sont de bons bioindicateurs de l'état du milieu du fait de leur faible dispersion (organismes plutôt sédentaires), de leur longévité (souvent plus d'un an) et de leurs réponses très variables face à des sources différentes de perturbation (pollution, eutrophisation, etc) (Dauvin *et al.*, 2006).

(i) AMBI (AZTI Marine Biotic Index)

L'AMBI est un indice défini par Borja *et al.*, (2000) qui vise à évaluer la qualité écologiques des côtes et estuaires européens. Il est calculé à partir des proportions d'individus présents dans chacun des cinq groupes écologiques définis. Il s'agit de comparer les communautés benthiques présentes dans un milieu naturel non perturbé et à celles de milieux perturbés. L'indice peut varier de 0 (Excellent) à 7 (Mauvais). L'efficacité de cet indice a été mise en évidence à travers diverses perturbations (Hutton *et al.*, 2015 ; Muniz *et al.*, 2005 ; Muxika *et al.*, 2005 ; Borja *et al.*, 2000, 2003, 2005).

(ii) Indice d'évaluation de l'endofaune côtière (I2EC)

L'I2EC a été mis au point par Grall et Glémarec (2003) et apparait comme un outil opérationnel visant à mettre en évidence les perturbations variées que subit l'écosystème côtier. Cet indice se base lui aussi sur la réponse des peuplements benthiques face aux changements naturels ou induits par l'homme. Un I2EC de 0 indique un état normal du peuplement avec la présence d'espèces sensibles et un indice de 6 correspond à un milieu fortement dégradé en lien avec un état de pollution maximale et caractérisé par la présence de quelques espèces opportunistes en densités inhabituelles (100 000 individus par m²). Entre ces deux extrêmes, il existe des étapes de transition ou écotones qui sont définis par l'effondrement des paramètres représentant la richesse spécifique et l'abondance des peuplements ou par l'explosion d'une espèce indifférente, qui s'explique notamment par un manque de compétition. Cet indice est obtenu par des mesures quantitatives sur la macrofaune qui permettent ensuite la distinction de cinq groupes d'espèces qui ont une sensibilité similaire vis-à-vis de la matière organique en excès et d'un potentiel déficit en oxygène (Gregoire *et al.*, 2013 ; Alzieu, 2003 ; Grall *et al.*, 2003).

(iii) Autres indices

La macrofaune benthique n'est pas la seule communauté étudiée au regard des indices biologiques des milieux marins. Les macrophytes sont également utilisés dans l'indice Ecological Evaluation Index (EEI) créé par Orfanidis *et al.* (2001). Deux groupes écologiques de macrophytes sont étudiés (les algues et les herbiers) pour évaluer les stress abiotiques à travers les changements observés entre les groupements dans lesquels les espèces sensibles et de fin de succession écologique sont développées et ceux des états dégradés avec des espèces opportunistes (Orlando-Bonaca *et al.* 2008 ; Austoni *et al.*, 2007 ; Orfanidis *et al.* 2001, 2003, 2011).

L'Infaunal Trophic Index (ITI) est défini à partir de quatre grands groupes trophiques (Maurer *et al.*, 1999) : i) les suspensivores, ii) les déposivores de surface et mixte, iii) déposivores de subsurface
et iv) les autres. Il varie de 0 (100% de déposivores de subsurface) à 100 (100% de suspensivores). Un milieu est dégradé lorsque l'indice est compris entre 0 et 30 ; modifié entre 30 et 60 et « normal » entre 60 et 100 (Dauvin et al., 2006).

### c. Système terrestre

Le « bon état écologique » voulu dans de nombreuses directives européennes est également souhaité pour le système terrestre (Directive Habitat, Trame Verte et Bleue, etc) et l'efficacité des mesures de restauration dépendent des méthodes d'évaluation du fonctionnement des sols. Ainsi, pour mettre en place, suivre et assurer les actions de protection et de gestion, il convient de définir des indicateurs qui permettent d'identifier et de quantifier les perturbations, les transformations du sol et les impacts sur les écosystèmes (Bispo et al., 2008).

L'étude de la qualité des sols s'est d'abord concentrée sur ses propriétés physico-chimiques (Schoenholtz et al., 2000 ; Walter et al., 2002 ; Jolivet et al., 2006 ; Volchko et al., 2014). Larson et Pierce ont défini en 1991 un nombre minimum de paramètres physico-chimiques à considérer (MDS = Minimum Data Set). Des paramètres biologiques, comme le carbone microbien ou la respiration du sol, ont ensuite été proposés pour compléter ces indicateurs physico-chimiques (Doran and Parkin, 1994 ; Doran and Safley, 1997 ; Walter et al., 2002). En complément de l'étude des microorganismes (e.g. Anderson, 2003 ; Schloter et al., 2003 ; Bloem et al., 2009 ; Muscolo et al., 2014), un intérêt spécifique a été porté sur les organismes du sol (Paoletti and Bressan, 1996 ; Paoletti, 1999 ; Doran et Zeiss, 2000 ; Breure et al., 2003 ; Breure, 2004 ; Ruiz et al., 2009 ; Santorufo et al., 2012). Parmi eux citons par exemple des organismes de la pédofaune comme les collemboles, les acariens, les cloportes, les vers ou les carabes. Les organismes de la pédofaune sont en contact direct et permanent avec le sol où ils vivent, se nourrissent et se reproduisent. Ils ont des modes de vie très variés et occupent une grande diversité d'habitats. Ils sont ainsi capables d'intégrer les changements de l'environnement dans le temps et dans l'espace et d'y répondre avec un degré d'intensité variable dépendant de leur mode de vie. Faciles à échantillonner à l'aide d'une méthode standardisée (Anderson et Ingram, 1993 ; ISO 23611-51), les macro-invertébrés du sol constituent d'excellents bioindicateurs de l'état du milieu et de l'impact des pratiques de gestion. Ainsi plusieurs indicateurs de la qualité du milieu ont été développés à partir de l'étude des organismes qui composent la pédofaune.

#### (i) IndVal (Indicator Value Index)

Après avoir identifié l'ensemble des espèces de macro-invertébrés présents dans les échantillons, la méthode IndVal (Dufrêne et Legendre, 1997) permet le regroupement des sites les plus similaires à partir de la sélection des taxons les plus représentatifs et les plus informatifs pour un groupe de site. Autrement dit, les taxons qui ont une valeur indicatrice. Ces taxons seront par conséquent représentatifs d'un état donné de l'écosystème. Le groupement des sites peut se faire (i) *a priori* : les sites sont réunis en fonction des caractéristiques et des similitudes connues (e.g. milieux très pollués, faiblement pollués et peu ou pas pollués) et il s'agit d'identifier les taxons indicateurs caractéristiques de ces groupements en appliquant la méthode IndVal ou (ii) *a posteriori*, à l'aide d'analyses multivariées à partir de données caractérisant l'état du sol et de l'écosystème (e.g. données physico-chimiques ou faunistiques). Ainsi la méthode IndVal permet d'identifier les espèces indicatrices et les assemblages d'espèces caractéristiques de groupement d'échantillons. Elle combine la notion d'abondance relative (spécificité pour un groupe) et de fréquence relative (notion
de fidélité à l'intérieur du groupe). Cette méthode est appliquée à de nombreux groupes faunistiques (Podani et Csányi, 2010 ; Ouellette et al. 2005 ; Bonte et al. 2004 ; Nahmani et al. 2003).

(ii) **IBQS (Indice Biologique de Qualité des Sols / Index of Biological Soil Quality)**

Un autre indice de l'état physique, chimique et écologique du sol est calculé à partir des données d'abondance et de la diversité des taxons indicateurs présents dans les peuplements de macro-invertébrés du sol, il s'agit de l'IBQS. Cet indice varie de 0 (mauvaise qualité) à 20 (qualité optimale) (Ruiz, 2004 ; 2008 ; 2011) et permet de renseigner sur l'état écologique du sol. Il s'agit d'étudier la capacité du sol à s'autoréguler afin d'assurer les fonctions essentielles au maintien de sa qualité ainsi que sa capacité à intégrer les changements qu'ils soient d'origine naturelle ou en lien avec les activités anthropiques (Volchko et al., 2014 ; Ruiz et al., 2008 ; Ruiz et al., 2011).

(iii) GISQ (General Indicator of Soil Quality)

Un nouvel indice de la qualité des sols a été développé et évalue les services de l'écosystème sol grâce à un ensemble de cinq sous-indicateurs, basés sur cinq types de données collectées sur le terrain (données physico-chimiques et biologiques) qui sont ensuite regroupée en un seul indice général : le GISQ. Les sous-indicateurs sont basés sur des analyses multivariées, notamment des analyses en composantes principales (ACP) (Velasquez et al., 2007). Cet indicateur semble prometteur mais certains auteurs critiquent le manque de bases théoriques et/ou empiriques, notamment dans les calculs statistiques (Rossi et al., 2009).

(iv) Nématofaune (NF EN ISO 23611-4, 2011)

Les nématodes sont des vers microscopiques (d'environ 1 mL) qui présentent plusieurs avantages : ils sont ubiquistes, abondants (environ 1 million de nématodes par m²), grande diversité taxonomique et fonctionnelle (différents comportements alimentaires, différentes capacités de colonisation, etc), ils jouent un rôle clé dans le réseau trophique (régulateur des micro-organismes) et sont sensibles aux perturbations physiques et chimiques (IRD UMR Eco & Sol, 2012). Ces caractéristiques en font un bioindicateur de choix (Stone et al., 2016 ; Coll et al., 2013 ; Villenave et al., 2013). Ainsi ces organismes sont utilisés afin de définir la qualité d'un sol. Il s'agit d'échantillonner des sols, d'en extraire les nématodes puis de les dénombrer et les identifier. Les abondances obtenues permettent ensuite de calculer plusieurs indices (SI : indice de structure qui renseigne sur la stabilité du milieu, EI : indice d'enrichissement, MI : indice de maturité, PPI : indice de nématodes phytophages, IVD : indice des voies de décomposition des matières organiques) (IRD UMR Eco & Sol, 2012). Cette méthode a été normalisée (NF EN ISO 23611-4, 2011).

(v) La phytosociologie

La phytosociologie est une discipline qui a pour objectif la description de la structure des phytocœnoses (c'est-à-dire l'ensemble des communautés végétales présentes) et l'analyse des groupements végétaux à partir desquels sont définies des associations végétales. L'évolution dans le temps de ces communautés végétales est également étudiée (Ramade, 2008). Tout commence par une analyse de la végétation en place à travers un inventaire floristique à partir duquel des groupements végétaux peuvent être mis en évidence. L'abondance de certaines espèces caractéristiques peut mettre en évidence des spécificités écologiques du biotope étudié (Ramade, 2008). Par exemple, les pelouses métallicoles et calaminaires (spécifiques aux sols contaminés en
plomb, cadmium et zinc) se distinguent par la présence de quatre plantes métallophytes (qui ont une tolérance pour les fortes concentrations en métaux dans les sols) inféodées à ces pelouses. Il s'agit de l'Arabette de Haller (Arabidopsis halleri), la Silène humble (Silene vulgaris ver. Humilis), l'Armerie de Haller (Armeria maritima subsp halleri) et la Pensée calaminaire (Viola calaminaria) (Lemoine et Pauwels, 2014).

### d. Synthèse

Les différents indices biologiques précédemment détaillés sont résumés dans le tableau XXVI.

<table><caption>Tableau XXVI : Les différents indices biologiques du milieu aquatique et terrestre</caption><thead><tr><th>Type de milieu</th><th>Nom</th><th>Norme / Références</th><th>Principe</th><th>Exemples</th></tr></thead><tbody><tr><td colspan="5" style="text-align: center; font-weight: bold;">Indicateur biologique de la qualité du milieu</td></tr><tr><td rowspan="4">Eau douce</td><td>IDB :<br>Indice Biologique<br>Diatomique</td><td>NF T 90-354,<br>2007</td><td>identification de différentes<br>diatomées et calculs d'indice</td><td>Luis et al., 2009 ; Torrisi et al.,<br>2006 ; Prygiel et al., 2002.</td></tr><tr><td>IBGN :<br>Indice Biologique<br>global normalisé<br>INGN-DCE<br>12M2:<br>l'Indice Invertébrés<br>Multi-Métriques</td><td>NF T90-350,<br>1992<br>XP T90-388,<br>2010 ;<br>XP T90-333,<br>2009<br>(en cours)</td><td>identification de différents<br>macro-invertébrés</td><td>Gay et al., 2000 ; Mondy et<br>Usseglio-Polatera, 2012 ;<br>Prieto Montes et al., 2012 ;<br>Reyjol et al., 2012</td></tr><tr><td>IOBS :<br>Indice Oligochète de<br>bioindication des<br>sédiments</td><td>NF T90-390,<br>2002</td><td>Identification de différents vers<br>oligochètes</td><td>Braud et al., 2011 ; Lafont et<br>al., 2007 ; Montuelle, 2003</td></tr><tr><td>IBMR :<br>Indice Biologique<br>Macrophytique en<br>Rivière</td><td>NF T 90-395,<br>2003</td><td>Etude des peuplements et<br>mesure in situ de l'abondance<br>des macrophytes du milieu</td><td>Reyjol et al. 2012 ; Lainé et al.,<br>2014 ; Loriot et al. 2014 ; Birk<br>et Willby, 2010</td></tr><tr><td colspan="5" style="text-align: center; font-weight: bold;">Tableau XXVI (suite) : Les différents indices biologiques du milieu aquatique et terrestre</td></tr><tr><td rowspan="2">Eau marine</td><td>IPR :<br>Indice Poisson Rivière</td><td>NF T90-344,<br>2004</td><td>Outil multimétrique<br>Identification de l'ichtyofaune</td><td>Pape et al., 2015 ; Lainé et al.,<br>2014 ; Launois, 2011 ;<br>Delpech et al., 2010 ;<br>ONEMA, 2006 ; Oberdorff<br>et al., 2002</td></tr><tr><td>AMBI :<br>AZTI Marine Biotic<br>Index</td><td>Borja et al., 2000</td><td>Comparaison entre les<br>communautés benthiques<br>présentes dans un milieu<br>naturel non perturbé et celles<br>de milieux perturbés</td><td>Hutton et al., 2015 ; Muniz et<br>al., 2005 ; Muxika et al., 2005 ;<br>Borja et al., 2000, 2003, 2005</td></tr><tr><td></td><td>I2EC :<br>indice d'évaluation de<br>l'endofaune côtière</td><td>Grall et<br>Glémarec, 2003</td><td>Étude des peuplements<br>benthiques</td><td>Gregoire et al., 2013 ; Alzieu,<br>2003 ; Grall et al., 2003</td></tr></tbody></table>
<table><tr><td></td><td>EEI :<br>Ecological Evaluation<br>Index</td><td>Orfanidis et al.,<br>2001</td><td>Étude des algues et les herbiers</td><td>Orlando-Bonaca et al. 2008 ;<br>Austoni et al., 2007 ;<br>Orfanidis et al. 2001, 2003,<br>2011</td></tr><tr><td></td><td>ITI :<br>L'Infaunal Trophic<br>Index (ITI)</td><td>Maurer et al.,<br>1999</td><td>Étude des groupes trophiques<br>(les suspensivores, les déposivores de<br>surface et mixte, les déposivores de<br>subsurface et les autres)</td><td>Maurer et al., 1999;<br>Dauvin et al., 2006</td></tr><tr><td rowspan="5">Système<br>terrestre</td><td>IndVal :<br>Indicator Value Index</td><td>Dufrêne &<br>Legendre, 1997</td><td>Étude des macro-invertébrés du<br>sol et des espèces indicatrices<br>permettant d'identifier les<br>assemblages d'espèces<br>caractéristiques de groupement<br>d'échantillon</td><td>Podani et Csányi 2010 ;<br>Ouellette et al. 2005 ; Bonte et<br>al. 2004 ; Nahmani et al. 2003</td></tr><tr><td>IBQS :<br>Indice Biologique de<br>Qualité des Sols</td><td>Ruiz, 2008</td><td>Étude des données<br>d'abondance et de la diversité<br>des taxons indicateurs présents<br>dans les peuplements de macro-<br>invertébrés du sol,</td><td>Volchko et al., 2014 ; Ruiz et<br>al., 2008 ; Ruiz et al., 2011</td></tr><tr><td>GISQ :<br>General Indicator of<br>Soil Quality</td><td>Velasquez et al.<br>2007</td><td>Étude des services<br>écosystémiques du sol grâce à<br>un ensemble de cinq sous-<br>indicateurs</td><td>Rossi et al., 2009<br>Velasquez et al., 2007</td></tr><tr><td>Nématofaune</td><td>NF EN ISO<br>23611-4, 2011</td><td>Calcul d'indices à partir des<br>inventaires des nématodes du<br>sol</td><td>Stone et al., 2016 ; Coll et al.,<br>2013 ; Villenave et al., 2013</td></tr><tr><td>Phytosociologie</td><td></td><td>Indice phytosociologique à<br>partir de l'étude des<br>associations végétales</td><td>Lemoine et Pauwels, (2014)</td></tr></table>
## I. Principes méthodologiques décrits dans la littérature

Dans la littérature, la problématique des risques liés aux sédiments s'inscrit le plus souvent dans un projet de dragage ou de restauration de milieu et pose la question des effets du projet, et en particulier du dragage sur le milieu. La réponse à cette question implique nécessairement une évaluation de la qualité du sédiment. Un outil classiquement cité dans la littérature pour évaluer la qualité des sédiments est l'utilisation des SQG pour « Sediment Quality Guidelines », parfois également nommées SQV pour « Sediment Quality Values ». Ils sont en effet un outil important de nombreux guides d'évaluation des sédiments (Apitz et Power, 2002) et font l'objet du paragraphe I.1. Le plus souvent, cette caractérisation repose sur des analyses physico-chimiques des sédiments dont les résultats, notamment en termes de contamination, constituent les bases d'une prise de décisions quant à la faisabilité du projet ou du/des mode(s) de gestion des sédiments. Cette méthode, bien que reconnue et appliquée dans le Monde, présente néanmoins certaines limites, notamment en termes de représentativité des résultats, dont nous discuterons dans ce paragraphe.

D'autres méthodes, parfois décrites comme des éRé, traitent de la problématique des sédiments contaminés en se basant essentiellement sur la caractérisation des effets biologiques pour évaluer la qualité/les risques des sédiments. Ces méthodes appelées BEBA pour Biological effects-Based Assessment font l'objet du paragraphe I.2. Il existe également des méthodes intégrant à la fois les données physico-chimiques, biologiques et écologiques. Dans le paragraphe I.3, nous décrirons l'approche dite Triad, considérée comme la méthode la plus souvent employée pour évaluer la qualité des sédiments (Chapman, 2002).

Toutes ces méthodes participent à la prise de décision quant à la faisabilité d'un projet ou le devenir des matériaux extraits. Certaines méthodes proposent de renforcer ce processus d'aide à la décision en développant des approches basées sur la comparaison de scénarios ou sur l'intégration de l'expertise, de l'avis des gestionnaires ou autres décideurs. Deux exemples de ces méthodes sont décrits dans le paragraphe I.4.

### 1. SQG et évaluation de la qualité des sédiments

Les SQG sont des valeurs de référence correspondant à des concentrations chimiques destinées à protéger la ressource biologique, à prédire les effets néfastes sur cette ressource ou les deux (Wenning et Ingersoll, 2002). Elles sont déterminées selon des approches empiriques, théoriques ou consensuelles (voir la publication de Delvalls et al., 2004, pour une approche critique de la construction des SQG).

Selon Kwok et al. (2014), l'utilisation des SQG est considérée comme l'un des plus importants outils réglementaires de gestion des sédiments depuis le début des années 80. Le principe de l'utilisation des SQG est une comparaison entre la teneur d'un contaminant (il s'agit en général d'une
concentration mesurée dans un ou plusieurs échantillons du sédiment étudié) et une valeur de référence, valeur renseignée dans le SQG.

> Notons que cette démarche repose sur les mêmes principes que l'approche substance de l'éRé dans le sens où la réponse apportée est le plus souvent appréciée substance par substance et non pour une matrice ou un milieu.

A la fin des années 90, de nombreuses études mettent en avant certaines limites de la méthode des SQG, elles soulignent d'une part l'importance de prendre en compte la fraction biodisponible des contaminants et d'autre part la nécessité de considérer l'effet cocktail des substances présentes dans le sédiment pour apprécier, de manière plus représentative l'exposition des organismes benthiques (den Besten et al., 2003). Pour sa capacité à apporter une réponse plus globale, l'éRé reçoit à cette période une attention particulière (den Besten et al., 2003). On s'intéresse alors en particulier à l'approche dite matrice de l'éRé qui, en testant les effets de la matrice sédimentaire sur des organismes, permet d'obtenir une réponse intégrant à la fois la biodisponibilité et l'effet cocktail des substances.

En effet, si l'évaluation de la qualité des sédiments est indispensable à la prise de décision de gestion, elle ne constitue pas pour autant une évaluation des risques telle que nous l'avons défini précédemment. Comme le stipulent Chapman et Mann (1999), l'application des SQV en éRé devrait être restreinte à l'étape de la formulation du problème où elles peuvent être utilisées seules ou dans une approche de type « poids de preuves » (Weight Of Evidence – WOE) afin d'écarter les contaminants engendrant des risques négligeables pour les récepteurs écologiques. L'approche WOE est d'ailleurs reprise par la plupart des guides méthodologiques d'élimination des sédiments dragués, produits sous l'impulsion des conventions internationales sur la gestion des sédiments dragués (Convention de Londres, Convention OSPAR, Convention de Barcelone, ...). (Delvalls et al., 2004). Son principe repose sur une première étape dite de « screening » où sont considérés des facteurs relatifs aux matériaux de dragage (ex. : caractéristiques granulométriques, historique du sédiment, données environnementales, ...) qui, selon les cas et le niveau d'information recueillie, peut évoluer vers une évaluation plus détaillée impliquant une caractérisation chimique du sédiment couplée, selon les pays, à des bio-essais de « screening ». La qualité des sédiments ainsi estimée peut conduire à une prise de décision de gestion. Si ce n'est pas le cas, le processus de décision nécessite alors des mesures directes de toxicité, des tests de bioaccumulation ou toutes autres études spécifiques au site jusqu'à ce que le niveau d'information recueillie soit jugé suffisant pour une prise de décision concernant l'élimination des sédiments (Delvalls et al., 2004). Ce processus de décision par étapes rappelle un des modèles d'architecture méthodologique de l'éRé nommé architecture par étapes (Hayet et al. 2009) (figure 6). Dans une revue des guides d'évaluation et de gestion des sédiments, Apitz et Power (2002) soulignent que pratiquement toutes les méthodologies d'évaluation adaptée ou appliquée aux sédiments ont en commun un processus par étapes (Hill et al., 2000 ; Chapman et al., 2002), de même qu'elles utilisent pratiquement toutes des SQG dans les premières étapes et que nombre d'entre elles utilisent des évaluations biologiques pour les étapes supérieures de l'évaluation.
## 2. Les évaluations basées sur des effets biologiques ou BEBA

Des méthodes d'évaluation basée sur des effets biologiques, très -trop- souvent nommées éRé (Den Besten et al., 2003) sont décrites dans la littérature. Il s'agit des évaluations de la qualité des sédiments basées sur les effets biologiques dites BEBA pour Biological effects-based assessment (den Besten et al., 2003).

En Europe, le rôle des BEBA est très variable selon les pays et un nombre limité de pays ont inscrit les BEBA dans un cadre réglementaire (tableau XXVII, den Besten et al., 2003).

<caption>Tableau XXVII : Etat d'avancement des BEBA en Europe (den Besten et al., 2003)</caption>

<table><caption>Table 8: Status of implementation of BEBA frameworks in Europe</caption><thead><tr><td>Country</td><td>BEBA in situ risks</td><td>BEBA ex situ risks (of dredged sediment)</td></tr></thead><tbody><tr><td>Belgium</td><td>In monitoring programs and for prioritisation</td><td>—</td></tr><tr><td>France</td><td>In development (in monitoring programs and for prioritisation)</td><td>In development: in monitoring programs, for prioritisation and for disposal</td></tr><tr><td>Germany</td><td>—</td><td>In development, used for prioritisation</td></tr><tr><td>Italy</td><td>Only in case of evident environmental degradation</td><td>—</td></tr><tr><td>Netherlands</td><td>In DSS</td><td>In DSS (for disposal at sea); for disposal of freshwater sediment on land still in development</td></tr><tr><td>Norway</td><td>In development</td><td>In development</td></tr><tr><td>United Kingdom</td><td>In development, used for prioritisation</td><td>In DSS (for disposal at sea and in estuaries)</td></tr><tr><td>Spain</td><td>In development</td><td>In development</td></tr></tbody></table>

Il convient de distinguer les « in situ BEBA » qui évaluent les risques de sites où la qualité des sédiments et potentiellement la gestion des sédiments doivent être considérés et les « ex situ BEBA » qui évaluent la qualité de sédiments de dragage avec pour objectif la définition de modes de gestion des sédiments. Ces deux approches interviennent à des niveaux différents du processus de décision : les « in situ BEBA » intervenant pour évaluer le risque que représente le sédiment avant toutes actions envisageables et les « ex situ BEBA » intervenant lorsque la décision d'un dragage s'impose (ex. : entretiens de voies d'eau) mais qu'il est nécessaire de définir des options de gestion des sédiments dragués.

Notre problématique se concentre sur les effets des sédiments pollués déposés en milieux terrestres, nous nous sommes donc plutôt intéressés aux « ex situ BEBA » et leurs applications, notamment en France. Dans la suite de notre propos, les « in situ BEBA » ne seront donc pas considérées car elles évaluent les risques de la contamination du compartiment sédimentaire sur le milieu d'origine (écosystème aquatique d'eaux douces, marines ou estuariennes).

Selon den Besten et al. (2003), les « ex situ BEBA » correspondent à une évaluation du danger, dans laquelle les critères d'effets biologiques et toxicologiques sont employés comme prédicteurs des effets potentiels susceptibles de s'exprimer lors du dépôt du sédiment. En France, deux exemples d'application d'« ex situ BEBA » figurent dans la méthodologie d'évaluation écotoxicologique de matériaux de dragage (Babut et Perrodin, 2004)

a. L'exemple de la méthodologie d'évaluation écotoxicologique de matériaux de dragage (Babut et Perrodin, 2004)

Cette démarche d'évaluation des risques de sédiments extraits de milieux aquatiques d'eaux douces (figure 44) est inspirée du Guidelines for ERA (USEPA, 1998) et propose une évaluation en trois étapes :
* étape 1 appelée ESR pour évaluation simplifiée des risques, méthode appliquant le principe des SQG (Den Besten *et al.*, 2003) par le calcul d'un quotient de risque exprimé par le ratio PEC/PNEC pour les contaminants du sédiment étudié (dans la limite des données disponibles sur les caractéristiques et les effets des contaminants) ;

* étape 2 nommée affinement, si l'ESR ne permet pas d'exclure un risque, des tests complémentaires, comme par exemple les bio-essais sur chironomes (*C riparius*) ou crustacé (*H azteca*) peuvent être réalisés afin d'affiner l'ESR. Si les résultats ne permettent toujours pas d'exclure un risque alors passage à l'étape 3 ;

* étape 3, l'EDR pour évaluation détaillée des risques applicables à deux scénarios : le dépôt non confiné sur sol et le dépôt en gravière.

<figure><img src="image_59.png" /><figcaption>Figure 42. Logigramme de l'évaluation des risques écotoxicologiques (Babut *et al.*, 2003)</figcaption></figure>

### (i) Le scénario « dépôt en gravière »

Le scénario « dépôt en gravière » (figure 45) considère un réseau trophique à trois niveaux avec pour cibles potentielles des contaminants du sédiment : des producteurs primaires (phytoplancton et éventuellement des macrophytes), des consommateurs primaires (micro et macro invertébrés pélagiques et benthiques) et des consommateurs secondaires (batraciens, poissons, oiseaux se
nourrissant d'invertébrés aquatiques). Les principales voies de transfert considérées sont les eaux
interstitielles du sédiment et la remise en suspension de particules fines. Les outils utilisés pour
caractériser les effets biologiques sont les essais sur crustacés (survie et croissance *H. azteca*, ISO
16303, 2014) et chironomes (survie et croissance *C. riparius*, norme NF T 90-339, 2010) pour le
compartiment sédimentaire et essais sur algues (croissance *P. subcapitata* (norme ISO 8692, 2012
eau douce et *C. vulgaris*, norme OECD 201, 2006 pour eau marine), sur bactéries (diminution de la
photoluminescence *V. fischeri*, norme ISO 11348-1, 2007) et rotifères d'eau douce (survie et
reproduction de *B. calyciflorus*, norme ISO 20666, 2008) ou crustacés (survie et reproduction *D. magna*, norme ISO 6341,2012) pour le compartiment aquatique.

<figure><img src="image_60.png" /><figcaption>Fig. 3 - Modèle conceptuel pour le scénario « dépôt en gravière »
(avec : B : bactéries ; C Benth : crustacés benthiques ; I : insectes ; A : algues ; C Pél : crustacés pélagiques ;
M : mollusques ; P : poissons. Les éléments en pointillé n'ont pas été retenus pour l'étape d'analyse).</figcaption></figure>

L'évaluation de l'exposition nécessite la définition précise des ratios massiques/volumiques mis en jeu :

- ratio « volume eau de surface/volume sédiments » (V<sub>ES</sub>/V<sub>S</sub>);

- ratio « volume eau de surface/volume eau interstitielle sédiments libérée » (V<sub>ES</sub>/V<sub>El</sub>) ; ce ratio sert à déterminer l'exposition des espèces de la colonne d'eau au-dessus du dépôt et, donc, à caler la gamme des dilutions testées ;

- ratio annuel « volume eau de nappe/masse brute sédiment traversé par percolation » (V<sub>EN</sub>/V<sub>SP</sub>) ; ce ratio sert à calculer les concentrations dans la nappe et, par conséquent, permet de caler les volumes de percolats.

Figure 43. Modèle conceptuel du scénario dépôt en gravière (Babut *et al*., 2013)

(ii) Le scénario « dépôt non confiné sur sol »

Le scénario « dépôt non confiné sur sol » (figure 46) considère les effets des contaminants du dépôt de sédiment sur le sol, les organismes cibles pris en compte dans ce cas étant les végétaux, la
microflore du sol et la faune du sol (insectes et vers de terre). Les principales voies de transfert sont les eaux de lessivage et de ruissellement. Si le dépôt se situe à proximité d'un milieu aquatique susceptible de recueillir les eaux de lessivage du dépôt, le scénario considère en complément les effets des contaminants présents dans les eaux de lessivage du dépôt sur des producteurs primaires (phytoplancton et éventuellement des macrophytes), des consommateurs primaires (micro et macro invertébrés pélagiques et benthiques) et des consommateurs secondaires (batraciens, poissons, oiseaux se nourrissant d'invertébrés aquatiques). Les outils utilisés pour caractériser les effets biologiques sont des tests sur végétaux supérieurs, des essais sur les micro-organismes du sol et des essais sur la microfaune pour le compartiment sol périphérique ; des essais sur les algues (Croissance *P. subcapitata*, norme ISO 8692) et les crustacés (Survie et reproduction *C. dubia*, norme NF T 90-376).

<figure><img src="image_61.png" /><figcaption>Fig. 5 - Modèle conceptuel pour le scénario « dépôt sur sol »
(avec : B : bactéries ; A : algues ; C Pél : crustacés pélagiques ; Am : amphibiens ; µFa : microfaune du sol ; Vsup : végétaux ; les éléments en grisé/flèches en pointillé n'ont pas pu être retenus dans l'immédiat, mais devraient être pris en compte à l'avenir.</figcaption></figure>

L'évaluation de l'exposition nécessite par ailleurs la définition très précise des ratios massiques/volumiques mis en jeu :

- ratio « volume annuel d'eau d'égouttage par unité de surface de sol périphérique affecté » (VEEUS) ; ce ratio détermine le volume d'eau d'égouttage ajouté dans les essais écotoxicologiques sur plantes ;

- ratio annuel « eau de pluie traversant le dépôt/masse brute sédiment traversé » (V<sub>EPMS</sub>);
ce ratio permet de caler la gamme de volumes à percoler dans les colonnes ;

- proportion percolats issus du dépôt dans la rivière (P<sub>PR</sub>) ; ce ratio permet de calculer l'exposition des organismes aquatiques ;

- proportion percolats issus du dépôt dans le front de nappe en aval immédiat du dépôt (P<sub>PN</sub>) ; ce ratio permet de calculer les concentrations résiduelles dans la nappe sous le dépôt.

Figure 44. Modèle conceptuel du scénario dépôt non confiné sur sol (Babut *et al*., 2013)
## b. BEBA ou éRé ?

Selon le modèle développé, les BEBA peuvent faire partie intégrante de l'éRé voire être assimilées à de véritables éRé comme le démontre l'exemple de la méthode développée par Babut et Perrodin. Comme le soulignent den Besten et al. (2003), les BEBA figurent parmi les trois plus importants faisceaux de preuve de l'éRé de sédiments contaminés en Europe ; les deux autres étant l'évaluation des conditions communautés de zoomacroinvertébrés benthiques et l'évaluation des effets dans la chaîne alimentaire (bioaccumulation, bioamplification).

L'intérêt des BEBA en éRé traduit l'importance des bio-essais dont « *l'application apporte aux éRé plus d'information sur l'exposition des organismes du sédiment contaminé* ». Néanmoins, les auteurs rappellent certaines précautions d'usage concernant les bio-essais notamment le fait qu'ils peuvent mettre en évidence des effets non en lien avec la contamination, comme l'influence de la granulométrie du sédiment par exemple. Ils soulignent également l'importance de définir un témoin pertinent pour le site ou la situation étudié. Cette question du témoin fait aussi débat lors de la réalisation d'une évaluation des risques écologiques (se référer à étude RECORD, 2006). Enfin, ils concluent que les *ex situ* BEBA peuvent aider à une meilleure priorisation des sédiments dragués à haut risque écologique, qui pourraient dans ce cas être orientés vers un confinement. Selon les auteurs, il est préférable qu'une telle priorisation se base sur des observations d'effets plutôt que sur des mesures chimiques car les réponses écologiques intègrent les effets de tous les contaminants biodisponibles (den Besten et al., 2003).

## 3. L'approche Triad

D'après le SMOCS (Sustainable Management of Contaminated Sediments in the Baltic Sea) Guideline (2013), l'outil de gestion essentiel pour une évaluation de la qualité est une approche par étapes *et* basée sur la caractérisation physique, chimique et écotoxicologique des sédiments à draguer. L'intégration de données de différentes nature et notamment de données chimiques, écotoxicologiques et écologiques selon une approche nommée « Triad » est, selon Chapman (1996), souvent employée pour évaluer la qualité des sédiments.

A titre d'exemple, en 2001, en France, un guide méthodologique de caractérisation des sédiments des milieux aquatiques d'eaux douces a développé, dans le cadre d'un diagnostic approfondi des sédiments, une approche « Triad » dont l'objectif est de compléter l'information apportée par les analyses physico-chimiques par une caractérisation biologique du sédiment. Selon les auteurs, celle-ci permet de démontrer la biodisponibilité des contaminants (par la réalisation de tests de bioaccumulation) et d'obtenir un aperçu de la qualité écologique du sédiment par la réalisation d'inventaires sur site (comprenant l'analyse de la composition, la définition de la densité des populations ou la recherche de malformations des organismes vivant dans les sédiments). Les auteurs précisent toutefois que, dans la pratique, la caractérisation biologique était peu usitée alors, notamment dans le cadre de projets de curage, et que la caractérisation physico-chimique était appliquée de manière prépondérante, voire exclusive.

Pour organiser la méthode, les auteurs se sont inspirés des travaux de Burton (1992) et Chapman (1995) sur l'approche dite « Triad » qui témoignait déjà d'un consensus international pour la caractérisation des effets biologiques de substances indésirables d'un sédiment sur les écosystèmes.
Cette approche reprend trois modes de caractérisation : la caractérisation physico-chimique qui permet de quantifier les concentrations des substances indésirables, la détermination des effets biologiques par la mise en œuvre de bio-essais et l'indentification d'effets *in situ* par la réalisation d'inventaires biologiques sur site. L'organisation de cette démarche est proposée figure 47.

<figure><img src="image_62.png" /></figure>

1: mesures physico-chimiques ; 2: mesures écologiques ; 3: mesures biologiques

<caption>Figure 45. Schématisation de l'approche traid développée dans le guide « Caractérisation des sédiments (Agence de l'eau Artois-Picardie, 2001)</caption>

## 4. CRA et MCDA

Plusieurs méthodes associées à l'évaluation ou la gestion des sédiments contaminés possèdent des intitulés variables et intègrent tout ou partie d'une évaluation des risques dans leur démarche. C'est le cas notamment des CRA pour Comparative Risk Assessment et MCDA pour Multicriteria Decision Assessment. L'objectif de ces deux méthodes étant de fournir aux décideurs des outils performants et intégrateurs d'aide à la décision.

Les MCDA intègrent des résultats scientifiques et des « avis » de décideurs pour comparer des scénarios de gestion. En effet, quel que soit le contexte, « stakeholder involvement is increasingly recognized as being an essential element of successful environmental decision making » (Linkov et al. 2006). Plusieurs méthodes de MCDA existent, voici une liste non exhaustive des méthodes recensées :

- MAUT pour MultiAttribute utility theory

- MAVT multiAttribute value theory

- AHP Analytical hierarchy process

- SMART Simple Attribute Rating technique

Les MCDA sont des méthodes davantage utilisées pour les problématiques de sites et sols contaminés. Selon Linkov *et al.* (2006), elles sont rarement appliquées à la restauration des sédiments et systèmes aquatiques. Lors de notre réflexion sur l'apport de l'é Ré à la problématique des dépôts de sédiments contaminés (problématique assimilable à une problématique de SSP), nous
évaluerons l'intérêt d'intégrer et la faisabilité de ce type de démarche dans le processus d'aide à la décision.

## II. Les outils biologiques appliqués à l'éRé de sédiments contaminés déposés en milieux terrestres

Dans le cadre de la gestion de sédiments contaminés, les bio-essais sont classiquement utilisés pour caractériser le potentiel « danger » d'un sédiment. Ils sont souvent cités comme complémentaires des analyses physico-chimiques pour apprécier la qualité d'un sédiment et interviennent alors dans la prise de décisions de gestion. A ce titre, ils apparaissent dans plusieurs guides méthodologiques de caractérisation des sédiments. Le tableau XXVIII donne quelques exemples de bio-essais recommandées par différentes agences ou organisations gouvernementales dans le Monde à utiliser dans le cadre d'une approche par étapes de la gestion des matériaux de dragage (Delvalls et al., 2004).

<table><caption>Tableau XXVIII : Exemples de bio-essais sur sédiments recommandés dans le Monde par différentes agences ou organismes gouvernementaux à utiliser dans le cadre d'une approche par étapes de la gestion des matériaux de dragage (Delvalls et al., 2004)</caption><thead><tr><th>Type</th><th>Test</th><th>Country</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="4">Screening</td><td rowspan="4">Microtox (STP)</td><td>The Netherlands</td></tr><tr><td>Canada</td></tr><tr><td>Australia</td></tr><tr><td>Spain</td></tr><tr><td rowspan="5">Solid phase</td><td rowspan="5">Amphipods</td><td>The Netherlands</td></tr><tr><td>Canada</td></tr><tr><td>USA</td></tr><tr><td>UK</td></tr><tr><td>Australia</td></tr><tr><td rowspan="2">Benthic algae viability</td><td>Spain</td></tr><tr><td>Australia</td></tr><tr><td rowspan="6">Liquid phase</td><td rowspan="3">Sea urchin embryo development</td><td>Canada</td></tr><tr><td>Spain</td></tr><tr><td>USA</td></tr><tr><td>Sea urchin fertilization and larval development</td><td>Australia</td></tr><tr><td>Bivalve larval development</td><td>USA</td></tr><tr><td>Tiger prawn survival (post larvae)</td><td>Australia</td></tr><tr><td>Algal growth inhibition test</td><td>Australia</td></tr><tr><td rowspan="3">Bioaccumulation</td><td>Bivalves</td><td>Canada</td></tr><tr><td rowspan="2">Polichaetae</td><td>USA</td></tr><tr><td>USA</td></tr></tbody></table>

Parmi les organismes testés pour évaluer la toxicité des sédiments, les amphipodes sont généralement reconnus comme des organismes de choix pour l'évaluation de la toxicité de nombreux sédiments, les tests de toxicité sur les amphipodes étant positivement corrélés aux changements de communautés benthiques (Swartz et al., 1994 ; Long et al., 2001. In Chapman et al., 2002).
Comme l'illustre le tableau XXVIII, les organismes testés dans le cadre d'une évaluation des sédiments sont essentiellement aquatiques. Une grande majorité des sédiments dragués étant d'origine marine ou estuarienne et destinés à l'immersion principalement en milieu marin, il est assez cohérent d'évaluer le danger potentiel d'un sédiment sur des organismes aquatiques ou benthiques. Néanmoins, dans notre contexte de gestion à terre des sédiments, l'information apportée par ce type de bio-essais ne répond pas à la question ni du danger ni du risque que le sédiment contaminé représente pour l'écosystème récepteur, en particulier dans l'hypothèse d'un dépôt sur sol.

Dans la littérature, il existe peu d'exemples d'approches basées sur des essais réalisés sur des organismes terrestres afin d'apprécier les effets du sédiment sur le milieu récepteur ou les effets des contaminants du sédiment sur l'écosystème susceptible de coloniser le dépôt de sédiment. Selon Vasickova et al. (2013), les recommandations officielles pour l'évaluation des sédiments dragués sont généralement rares et ne considèrent pas souvent les aspects écotoxicologiques alors que, selon les auteurs, les tests d'écotoxicité de matériaux complexes que l'on projette de déposer sur le sol sont nécessaires afin de prendre en compte la biodisponibilité des contaminants, les interactions possibles entre polluants et intégrer les effets de la matrice environnementale. Dans les exemples décrits dans la littérature, l'organisme le plus utilisé pour tester la phase solide des sédiments dragués sont les plantes. Les études où les invertébrés du sol sont utilisés sont beaucoup plus rares (Vasickova et al., 2013 ; Eijsackers et al., 2001).

Dans une étude menée sur 36 échantillons de sédiments, Vasickova et al. (2013) ont comparé les résultats de plusieurs bio-essais réalisés sur des organismes terrestres et les ont confrontés aux résultats des analyses physico-chimiques. Les bio-essais réalisés dans le cadre de cette étude sont précisés dans le tableau XXIX.

<table><caption>Tableau XXIX : Bio-essais développés dans la publication de Vasickova et al. (2013)</caption><thead><tr><td>Types de tests</td><td>Dénomination du test</td></tr></thead><tbody><tr><td>Tests réalisés dans le cadre d'épandage sur sol (soumis à réglementation en République Tchèque)</td><td><ul><li>reproduction de <i>Enchytraeus crypticus</i></li><li>reproduction de <i>Folsomia candida</i>,</li><li>élongation racinaire de <i>Lactuca sativa</i>,</li><li>potential ammonium oxydation</li></ul></td></tr><tr><td>Bio-essais sur phase solide</td><td><ul><li>mortalité de <i>Caenorhabditis elegans</i>,</li><li>reproduction et évitement d'Eisenia foetida</li></ul></td></tr><tr><td>Bio-essais sur éluats</td><td><ul><li>immobilisation de <i>Daphnia magna</i>,</li><li>test d'inhibition de croissance de <i>Pseudokirchneriella subcapitata</i>,</li><li>luminescence de <i>Vibrio fischeri</i>.</li></ul></td></tr></tbody></table>

Les résultats obtenus montrent que les cinq bio-essais réglementés sont efficaces pour détecter les échantillons toxiques pour le milieu terrestre et les différentes voies d'exposition. Ces résultats encouragent le développement de bio-essais sur la phase solide du sédiment à partir d'organismes terrestres pour évaluer l'écotoxicité d'un dépôt de sédiments contaminés sur l'écosystème du sol.
A l'heure actuelle, cette démarche est peu répandue bien qu'elle soit recommandée, notamment en France par Babut et Perrodin (méthode CETMEF).

Les bio-essais réalisés sur les éluats ont démontré leur efficacité à identifier les échantillons dangereux pour le milieu aquatique, et non pour le milieu terrestre. Résultat intéressant à souligner alors que la plupart des études traitant la question de l'écotoxicité des sédiments dragués sur les écosystèmes terrestres utilisent des tests sur éluats.

Dans l'étude de Vasickova et al. (2013), les auteurs soulignent également que les sédiments different non seulement en termes de contaminants toxiques mais aussi en termes de propriétés physico-chimiques. Ces propriétés peuvent affecter les organismes testés et de surcroît biaiser significativement les résultats des bio-essais. En conséquence, ils encouragent la réalisation d'une batterie de test pour différents niveaux trophiques, habitats et critères d'effets.

Cette publication et les réflexions portées par les auteurs soulèvent de nombreuses questions en lien direct avec notre problématique :

1. Les bio-essais sont indispensables à la caractérisation des effets biologiques du dépôt de sédiment sur le milieu terrestre-récepteur. Pour autant, ils n'expliquent pas tout et les caractéristiques spécifiques du sédiment font certainement partie des variables non expliquées. Peut-on, comme certains auteurs le proposent (Vandecasteele et al., 2005, Capilla et al., 2006), assimiler le dépôt de sédiment à un sol et auquel cas, dérouler les méthodes d'éRé classiquement appliquées aux sites et sols pollués ?

2. L'analyse des résultats a nécessité la définition d'un sol de référence. Pour les besoins de l'étude, c'est un sol cultivé non contaminé qui a été retenu. La question du choix d'un « bon témoin » fait toujours débat en éRé et devra donc être de nouveau abordée lors de l'analyse de la faisabilité de l'éRé à la problématique de la gestion à terre des sédiments.

3. La finalité des essais biologiques réalisés dans le cadre de l'étude est d'évaluer le risque que représente le sédiment dragué sur le sol récepteur, en l'occurrence le sol agricole. Dans le cadre de notre problématique, cette approche peut également servir la phase de caractérisation des effets d'une éRé dont l'objectif est d'apprécier les effets du dépôt, et notamment de ses contaminants, sur l'écosystème susceptible de coloniser le dépôt. En d'autres termes, les résultats de bio-essais réalisés sur la phase solide du sédiment et employant des organismes terrestres peuvent permettre d'évaluer les risques du dépôt sur le milieu récepteur-sol et sur l'écosystème du dépôt.

4. La caractérisation des risques pour l'écosystème cible nécessite la réalisation de batteries de tests pour différents niveaux trophiques, habitats et critères d'effets. En éRé, les tests de toxicité sont un moyen mais pas une finalité pour comprendre les risques des sédiments. En effet, comme le précisent Chapman et al. (2002), l'utilisation de tests de toxicité dans les éRé des sédiments nécessite la définition de critères d'effets (« endpoints » en anglais) appropriés et des hypothèses de risque ne considérant pas uniquement des résultats statistiquement significatifs, et que danger ne signifie pas risque. La différence entre danger et risque est importante et souvent confondue dans la littérature. Or, elle apparaît comme un critère de décision essentiel pour le choix du test le plus adapté au contexte d'étude.
### III. Faisabilité de l'éRé selon les filières de valorisation

Notre analyse de la littérature scientifique, des retours d'expérience et de la réglementation a mis en évidence une grande variabilité d'utilisation des sédiments en fonction des filières de valorisation. Cette variabilité se traduit par des caractéristiques différentes des sédiments en lien avec leur provenance (différence entre sédiments marins et fluviaux, différence en fonction de la provenance géographique), le type d'activités exercées au niveau du site de prélèvements et le parcours suivi depuis le site de dragage jusqu'à la valorisation.

Pour chaque filière de valorisation, nous posons donc la question de l'applicabilité de l'éRé : l'éRé est-elle l'outil le mieux adapté ? Quelle est l'approche la plus pertinente et quelle est sa finalité ? Pour y répondre, il a été nécessaire de définir en première approche les contraintes/exigences de la filière de valorisation vis-à-vis des sédiments et de l'écosystème récepteur, et ce pour chacune des sept filières identifiées.

Par souci de synthèse, nous avons consigné l'ensemble de ces questions dans un tableau (tableau XXX) dans lequel figure en première colonne les principales filières de valorisation, en deuxième et troisième colonne les contraintes/exigences des sédiments et de l'écosystème récepteur, en quatrième et cinquième colonne, une justification, au cas par cas, de l'applicabilité et l'apport des approches « matrice » et « site-spécifique » de l'éRé.

A la suite du tableau de synthèse, les différentes approches éRé pour chacune des sept filières de valorisation sont discutées.

* L'approche substance n'a pas été retenue dans le cadre de cette analyse car nous cherchons à déterminer les effets soit de la matrice sédimentaire (approche matrice) soit de l'aménagement ou de l'ouvrage (approche site-spécifique) dans lequel s'insèrent les sédiments. Pour aucun des scénarios envisagés, la porte d'entrée est une substance dont nous souhaiterions évaluer les effets sur l'écosystème.

* Pour rappel, l'approche matrice fait référence aux méthodes où la source est une matrice comme par exemple une matrice sédimentaire. Selon cette approche, ce sont les effets de la matrice sédimentaire sur un milieu récepteur qui sont considérés. Ce sont des méthodes ayant principalement recours aux bio-essais en laboratoire pour exprimer le risque de la matrice sur l'environnement et notamment la faune et la flore. Il s'agit d'une approche résolument prospective plutôt axée sur les effets du transfert de contaminants sur la faune et la flore. Une extrapolation des observations de laboratoire permet de conclure sur les effets de la matrice sur un ou plusieurs écosystèmes récepteurs. Les conclusions de cette approche sont donc transposables à des problématiques similaires.

* L'approche « site-spécifique » fait référence aux méthodes où la source est un milieu, comme par exemple une friche industrielle (principal cas d'application). Selon cette approche, les effets de l'ensemble des contaminants présents dans le milieu sont intégrés au calcul de risque. Ce sont des méthodes pouvant avoir recours à de multiples outils : tests
d'écotoxicité, bio-essais, inventaires et suivis écologiques *in situ...* Cette approche peut être
envisagée en amont ou en aval d'un projet pouvant ainsi être prospective ou rétrospective
selon les cas. Elle apporte des réponses spécifiques à un site d'étude, les conclusions sont
par conséquent difficilement transposables.
<table><caption>Tableau XXX : Evaluation de la faisabilité de l'éRé pour les principales filières de valorisation à terre des sédiments</caption><thead><tr><th rowspan="2">Type de valorisation</th><th colspan="2">Contraintes/Exigences</th><th colspan="2">Faisabilité éRé</th></tr><tr><th>Sédiments</th><th>Ecosystème</th><th>Approche site-spécifique</th><th>Approche matrice</th></tr></thead><tbody><tr><td>Valorisation agricole</td><td><ul><li>Salinité des sédiments marins ou estuariens</li><li>Volume de sédiments utilisables limité par la réglementation</li><li>Conformité avec les normes d'épandage, notamment en termes de contamination</li><li>Valeur agronomique</li><li>Matrice sédimentaire potentiellement composite *</li></ul></td><td><ul><li>Saisonnalité des perturbations ;</li><li>Remaniement important et fréquent en période d'activités ;</li><li>Multiplicité des sources potentielles de perturbation (apport engrais, pesticides, ...).</li></ul></td><td>Evaluation de la causalité des effets et lien avec l'apport sédimentaire difficile à établir dans le cadre d'une approche site-spécifique</td><td>Evaluation des effets de la matrice sédimentaire sur la faune et la flore<br>Les espèces testées seront en lien avec l'usage.</td></tr><tr><td>Ré-ensablement de plages</td><td><ul><li>Granulométrie et colorimétrie similaire à celle du sable de la plage réceptrice</li><li>Risques sanitaires (microbiologique et physico-chimique)</li><li>Nécessité de cohérence entre l'origine du sédiment et le milieu d'accueil</li><li>Matrice sédimentaire potentiellement composite *</li></ul></td><td><ul><li>Remaniement important ponctuel lié au ré-ensablement</li><li>Variabilité des pressions naturelles (marée et force des vents) et saisonnalité des pressions anthropiques (plage sauvage vs plage fréquentée)</li></ul></td><td>Evaluation des effets à long terme de l'apport sédimentaire sur l'écosystème marin</td><td>Evaluation des effets de la matrice sédimentaire sur la faune et la flore<br>Les espèces testées seront en lien avec l'usage</td></tr><tr><td>Remblaiement de carrières</td><td><ul><li>Contraintes réglementaires</li><li>Matrice sédimentaire potentiellement composite (potentiellement composée de matrices sédimentaires issues de dragage différent)</li></ul></td><td><ul><li>À évaluer au cas par cas</li></ul></td><td>Evaluation à long terme des effets de la matrice sédimentaire sur l'écosystème récepteur</td><td>Evaluation de la compatibilité entre l'usage futur et les caractéristiques de la matrice sédimentaire</td></tr><tr><td>Génie civil<br>- Mobilier urbain<br>- Routes<br>- Pistes cyclables<br>- ...</td><td><ul><li>Granulométrie compatible</li><li>Siccité</li><li>Salinité</li></ul></td><td><ul><li>Pas d'écosystème en cible directe</li></ul></td><td>Possible pour évaluer les effets de l'ouvrage (et non de la matrice sédimentaire) sur l'écosystème récepteur</td><td>Possible pour évaluer les effets du transfert de contaminants de l'ouvrage (et non de la matrice sédimentaire) sur la faune et la flore</td></tr></tbody></table>
<table><caption>Tableau XXX (suite) : Evaluation de la faisabilité de l'é Ré pour les principales filières de valorisation à terre des sédiments</caption><tr><td>Renforcement de berges</td><td><ul><li>Origine du sédiment cohérent avec milieu d'accueil</li></ul></td><td><ul><li>Remaniement important mais ponctuel lié à l'opération</li><li>Écosystème avec une composante aquatique et une composante terrestre</li></ul></td><td>Evaluation des effets à long terme du dragage et de l'apport sédimentaire sur l'écosystème récepteur aquatique et terrestre</td><td>Evaluation des effets de la matrice sédimentaire sur la faune et la flore<br>Le choix des espèces testées sera en lien avec l'usage et devra considérée la composante aquatique et terrestre</td></tr><tr><td>Couverture installation de stockage de déchets</td><td><ul><li>Contraintes réglementaires</li><li>Matrice sédimentaire potentiellement composite (potentiellement composée de matrices sédimentaires issues de dragage différent)</li></ul></td><td><ul><li>À évaluer au cas par cas</li></ul></td><td>Evaluation à long terme des effets de la couverture sur l'écosystème<br>À envisager dans une approche globale à l'échelle de l'installation</td><td>Évaluer les effets de la matrice sur la faune et la flore</td></tr><tr><td>Aménagements paysagers<br>- Buttes paysagères<br>- Terre-plein<br>- Merlon anti-bruit<br>- ...</td><td><ul><li>Contraintes réglementaires</li><li>Contraintes géotechniques</li><li>Matrice sédimentaire vraisemblablement composite (potentiellement composée de matrices sédimentaires issues de dragage différent)</li></ul></td><td><ul><li>Remaniement important de durée variable selon la conception de l'aménagement</li><li>À évaluer au cas par cas</li></ul></td><td>Evaluation des effets à long terme de l'aménagement sur l'écosystème récepteur de l'aménagement et sur l'écosystème de l'aménagement</td><td>Evaluation des effets de la matrice sédimentaire sur la faune et la flore<br>Choix des espèces testées en cohérence avec milieu d'accueil de l'aménagement</td></tr></table>

<footnote>*Matrice sédimentaire potentiellement composite signifie que la matrice sédimentaire peut être composée de matrices sédimentaires issues de dragages différents donc de sédiments d'origine différente, d'âge différents, de granulométrie différents, de parcours différents, de traitements différents ...</footnote>
# 1. Valorisation agricole

Les sédiments valorisables en épandage agricole sont soumis à des exigences particulières conditionnant leur usage. Ils doivent notamment être conformes aux normes d'épandage et présenter des caractéristiques justifiant un intérêt agronomique pour les sols. La réglementation en vigueur limite, par ailleurs, le volume de sédiments utilisables en épandage. Enfin, le recours à des sédiments marins « bruts »/non traités est proscrit en raison de la salinité et des effets néfastes de celle-ci sur le développement de la végétation (Macía et al., 2014; Sardinha, et al., 2003; Sheehan, et al., 2010; Wichern, et al., 2006). Enfin, il n'est pas exclu que les sédiments employés dans le cadre d'un épandage puissent avoir des origines et des typologies différentes.

En ce qui concerne l'écosystème récepteur, nous avons mis en avant les pressions subies par les agrosystèmes, ces pressions ayant des conséquences non négligeables sur leurs caractéristiques et leur fonctionnement. En effet, comme le soulignent Burel et al. (2008), certaines pratiques agricoles sont susceptibles d'engendrer des perturbations des agroécosystèmes :

- le labour, utilisé de façon répétée, a un effet sur la richesse spécifique ou l'abondance de nombreux organismes :

* dans le cas de labour répété et des conditions défavorables (ressources organiques faibles, conditions microclimatiques contraignantes) la richesse spécifique des communautés de macrofaune peut également être réduite ;

* les différentes techniques de travail peuvent modifier la structure des communautés ;

- les produits phytosanitaires de synthèse sont considérés comme l'un des facteurs majeurs responsables du déclin de la biodiversité dans les agroécosystèmes ;

- la fertilisation croissante a pour conséquence une homogénéisation des milieux et une baisse de la richesse spécifique aussi bien dans les parcelles que dans les bordures adjacentes, et notamment la fertilisation azotée (effets particulièrement marqués dans le cas d'une fertilisation minérale et plus nuancés dans le cas d'une fertilisation organique) ;

- l'irrigation est globalement favorable à la faune du sol, mais conduit à une diminution de la diversité végétale.

Ces pressions conditionnent également la faisabilité de l'é Ré et le choix de l'approche la plus adaptée. En effet, la multiplicité des sources potentielles de perturbation (labour, utilisation de produits phytosanitaire, irrigation, épandage...) ne permettent pas d'évaluer spécifiquement la causalité des effets en lien avec l'apport sédimentaire dans le cadre d'une approche site-spécifique. L'approche matrice, quant à elle, peut être envisagée avec pour objectif d'apprécier, en amont d'un projet d'épandage, les effets de la matrice sédimentaire sur l'agrosystème. Cette démarche privilégiera dans ce cas des bio-essais réalisés sur des espèces cultivées et/ou des organismes du sol. Soulignons toutefois que l'approche matrice ainsi envisagée n'est pertinente que si les sédiments sont parfaitement caractérisés, cette condition s'impose tout particulièrement dans le cas d'une matrice sédimentaire composite. En effet, un mélange de sédiments peut être problématique en raison des interactions possibles entre les contaminants et des potentiels effets synergiques.
## 2. Ré – ensablement de plage

Les sédiments valorisables en ré-ensablement de plages sont soumis à des exigences particulières conditionnant leur usage. Ils doivent notamment présenter une granulométrie et une colorimétrie similaire à celle du sable de la plage réceptrice afin d'augmenter la bonne perception/ acceptation par les usagers (Foucher, 2005) et limiter les impacts écologiques du dépôts de matériaux sédimentaires sur les habitats intertidaux (Bolam & Whomersley, 2005 ; Ray, 2000 ; Shafer & Streever, 2000). La qualité physico-chimique et biologique des matériaux employés pour ce type d'usage doit être conforme aux exigences réglementaires afin de garantir une innocuité sanitaire. Enfin, il n'est pas exclu que les sédiments employés pour le ré-ensablement puissent avoir des origines et des typologies différentes.

En ce qui concerne l'écosystème récepteur, nous avons mis en avant les pressions subies par le milieu car celles-ci offrent des conditions de vie et de développement spécifiques. Ces pressions peuvent être d'origine naturelle (influence des marées, des vents et embruns...) ou anthropiques, (en particulier pour les plages touristiques) et varient notamment en fonction des saisons.
Pour ce type de valorisation, les deux approches d'éRé peuvent être envisagées, le recours à l'une ou l'autre dépendra de la finalité attendue de l'évaluation.

- Pour l'approche site-spécifique, la multiplicité des sources potentielles de perturbation ne permet pas d'évaluer spécifiquement la causalité des effets en lien avec l'apport sédimentaire sur l'écosystème de la plage. En revanche, elle peut être conduite afin d'apprécier les effets à long terme de l'apport sédimentaire sur les caractéristiques et le fonctionnement de l'écosystème marin, en particulier si le ré-ensablement concerne une plage soumise à l'influence des marées, qui accentuent la probabilité de migration des sédiments depuis le site de ré-ensablement vers le milieu marin.

- L'approche matrice peut avoir pour objectif d'apprécier, en amont d'un projet de ré-ensablement, les effets de la matrice sédimentaire sur l'écosystème de la plage et l'écosystème marin. Cette démarche privilégiera dans ce cas des bio-essais réalisés sur des espèces du littoral (milieu marin et plage). Soulignons toutefois que l'approche matrice ainsi envisagée n'est pertinente que si les sédiments sont parfaitement caractérisés, cette condition s'impose tout particulièrement dans le cas d'une matrice sédimentaire composite. En effet, un mélange de sédiments peut être problématique en raison des interactions possibles entre les contaminants et des potentiels effets synergiques.

## 3. Remblaiement de carrières

Les sédiments valorisables en remblaiement de carrières sont soumis à des exigences particulières définies réglementairement. Comme pour les scénarios précédemment décrits, il n'est pas exclu que les sédiments employés pour ce mode de valorisation puissent avoir des origines et des typologies différentes.

En ce qui concerne l'écosystème récepteur, celui-ci est à apprécier au cas par cas. L'existence et les caractéristiques de l'écosystème vont notamment dépendre de la période écoulée entre l'arrêt de l'exploitation et le remblaiement.

- L'approche site-spécifique, dans ce cas de figure, peut être envisagée pour évaluer le risque de la matrice sédimentaire sur l'écosystème allant se développer au droit de l'ancienne
carrière. Les entités cibles, dans ce cas, seront sélectionnées sur la base d'observation des écosystèmes limitrophes afin d'extrapoler les espèces susceptibles de coloniser le milieu nouvellement créé (approche prospective) ou, dans le cas d'une végétalisation, sur la base des espèces semées ou plantées.

- L'approche matrice peut avoir pour objectif d'apprécier, en amont d'un projet de remblaiement de carrière, les effets indirects de la matrice sédimentaire sur l'écosystème limitrophe ou d'évaluer la compatibilité entre l'usage futur et les caractéristiques de la matrice sédimentaire. En fonction du milieu dans lequel s'intègre la carrière à remblayer, cette démarche aura recours à des bio-essais réalisés sur des espèces en cohérence avec le milieu environnant. Soulignons par ailleurs que l'approche matrice ainsi envisagée n'est pertinente que si les sédiments sont parfaitement caractérisés, cette condition s'impose tout particulièrement dans le cas d'une matrice sédimentaire composite. En effet, un mélange de sédiments peut être problématique en raison des interactions possibles entre les contaminants et des potentiels effets synergiques.

## 4. Génie civil

Les sédiments valorisables en génie civil doivent être compatibles avec les exigences de l'ouvrage en termes de granulométrie, de siccité et de salinité. D'un point de vue réglementaire, cette voie de valorisation n'est soumise à aucune contrainte particulière. Pour ce mode de valorisation, l'écosystème récepteur est celui qui va accueillir l'ouvrage ou le matériau. De ce fait, si une éRé est menée, elle évaluera, non pas les effets de la matrice sédimentaire sur l'écosystème récepteur mais les effets de l'ouvrage sur l'écosystème récepteur que ce soit dans le cadre d'une approche site-spécifique ou d'une approche matrice. De ce fait, nous sortons du champ de l'étude ici présentée. Une étude d'impact est normalement réalisée en amont du projet de construction ce qui permet la caractérisation des espèces sensibles et de prévoir des mesures compensatoires mais elle n'évalue pas les effets sur le long terme.

Or, lors de la construction d'une route, de nombreuses pressions se font sentir et elles ne sont pas sans conséquence pour l'écosystème récepteur. En effet, au-delà de l'impact ponctuel à un temps donné de la construction de la route, des impacts sur le long terme en lien avec l'utilisation de la route se font également sentir. Ceux-ci sont à même d'engendrer (i) des perturbations aux écosystèmes alentours (Coffin, 2007) en lien notamment avec le cocktail de polluants émis par le trafic routier (Bignal, et al., 2007 ; Truscott, et al., 2005), (ii) l'isolement des individus en lien avec la fragmentation des paysages (Fahrig, 2003) ou encore (iii) d'engendrer une augmentation de la mortalité car les routes sont des obstacles difficilement franchissables (Primack, et al, 2012) aussi bien pour les gros animaux (Fischesser & Dupuis-Tate, 2007) que les insectes (Mader, 1984). Ces pressions conditionnent également la faisabilité de l'éRé et rendent difficile le choix de l'approche la plus adaptée.

La valorisation des sédiments en génie civil est parmi les filières les plus connues (voir résultats de l'enquête et nombreuses références bibliographiques) pourtant des réponses restent encore à apporter, notamment en ce qui concerne l'adaptabilité des tests environnementaux, les contaminations multiples et la dangerosité et le comportement à long terme (Aqua, 2014).
## 5. Renforcement de berges

Les sédiments valorisables en renforcement de berges sont le plus souvent directement extraits de la rivière faisant l'objet de l'opération de consolidation. Dans le cas contraire, il conviendrait de s'assurer d'une minima de la cohérence et de la compatibilité entre la matrice sédimentaire et le milieu d'accueil. En ce qui concerne l'écosystème récepteur, il présente la particularité d'être composé d'habitats aquatiques et terrestres. Ces deux composantes doivent donc être considérées pour apprécier les effets de la valorisation. En termes de perturbation, nous avons souligné le remaniement important mais ponctuel de l'écosystème au moment des travaux d'aménagement. Il semble pertinent, pour ce mode de valorisation, d'apprécier les effets du dragage et du renforcement dans une même éRé.

- Dans le cas d'une approche site-spécifique, il s'agit d'évaluer les effets à long terme de l'opération de dragage et du renforcement de berges sur l'écosystème récepteur.

- Pour l'approche matrice, l'objectif est d'évaluer les effets de la matrice sédimentaire sur la faune et la flore terrestre afin d'anticiper, en amont du projet, les effets directs et indirects des sédiments sur la faune et la flore. Pour le choix des bio-essais, cette démarche considérera des espèces terrestres et aquatiques.

## 6. Couverture d'installation de stockage de déchets

Les sédiments valorisables en couverture d'installations de stockage de déchets sont soumis à des exigences particulières définies réglementairement. Comme pour les scénarios précédemment décrits, il n'est pas exclu que les sédiments employés pour ce mode de valorisation puissent avoir des origines et des typologies différentes.

En ce qui concerne l'écosystème récepteur, celui-ci est à apprécier au cas par cas.

- Dans le cas d'une approche site-spécifique, les caractéristiques de l'écosystème récepteur vont notamment dépendre de la période écoulée entre la couverture et la réalisation de l'éRé. L'approche site-spécifique, dans ce cas de figure, a pour objectif d'évaluer le risque de l'ouvrage sur l'écosystème récepteur. Une approche globale à l'échelle de l'installation semble pertinente.

- L'approche matrice a pour objectif d'apprécier, en amont d'un projet de couverture d'installation, les effets de la matrice sédimentaire sur la faune et la flore. En fonction du milieu dans lequel s'intègre l'installation, cette démarche aura recours à des bio-essais réalisés sur des espèces en cohérence avec le milieu environnant. Soulignons par ailleurs que l'approche matrice ainsi envisagée n'est pertinente que si les sédiments sont parfaitement caractérisés, cette condition s'impose tout particulièrement dans le cas d'une matrice sédimentaire composite. En effet, un mélange de sédiments peut être problématique en raison des interactions possibles entre les contaminants et des potentiels effets synergiques.

## 7. Aménagements paysagers

Les sédiments valorisables en aménagements paysagers sont soumis à des exigences réglementaires et géotechniques. Le volume de matériau nécessaire à la réalisation des ouvrages et le retour d'expérience acquis par l'analyse de la littérature scientifique et l'enquête que les sédiments employés pour ce mode de valorisation ont/auront des origines et des typologies différentes.
En ce qui concerne l'écosystème récepteur, celui-ci est à apprécier au cas par cas. En termes de perturbation, l'écosystème récepteur de l'ouvrage subira un remaniement dont la durée et l'intensité varieront selon les modalités de conception de l'aménagement.

- Dans le cas d'une **approche site-spécifique**, les caractéristiques de l'écosystème récepteur vont notamment dépendre de la période écoulée entre la finalisation de l'ouvrage et la réalisation de l'éRé. L'approche site-spécifique, dans ce cas de figure, a pour objectif d'évaluer les effets à long terme de l'aménagement sur l'écosystème récepteur de l'aménagement et sur l'écosystème de l'aménagement.

- L'approche **matrice** a pour objectif d'apprécier, en amont d'un projet d'aménagement, les effets de la matrice sédimentaire sur la faune et la flore. En fonction du milieu dans lequel s'intègre l'installation, cette démarche aura recours à des bio-essais réalisés sur des espèces en cohérence avec le milieu environnant. Soulignons toutefois que l'approche matrice ainsi envisagée n'est pertinente que si les sédiments sont parfaitement caractérisés, cette condition s'impose tout particulièrement dans le cas d'une matrice sédimentaire composite. En effet, un mélange de sédiments peut être problématique en raison des interactions possibles entre les contaminants et des potentiels effets synergiques.
D'après l'analyse de la littérature et des résultats de l'enquête menée auprès de différents acteurs de la filière dans le cadre de cette étude, nous avons pu relever que l'éRé était plutôt bien connue mais finalement peu appliquée dans le cadre d'une gestion à terre des sédiments, pour le moins en France. Cela peut notamment s'expliquer par son caractère non obligatoire et le manque de guide disponible.

L'analyse de la littérature et des résultats de l'enquête a également montré une grande disparité des modes de gestion à terre des sédiments, disparité selon l'origine des sédiments (marins vs fluviaux) et selon le mode de réalisation de la filière de valorisation envisagée. Bien souvent, cette gestion à terre s'effectue au « cas par cas ». Ainsi, pour répondre au questionnement de l'étude et aider à la compréhension de l'éRé, une simulation sur trois cas théoriques est proposée :

- Réalisation d'un éco modelé paysager valorisant des sédiments marins de différentes origines selon une approche site spécifique (scénario 1),

- Réalisation d'un éco modelé paysager valorisant des sédiments marins de différentes origines selon une approche site spécifique (scénario 2),

- Régalage sur berges de sédiments fluviaux selon une approche matrice (scénario 3).

Ses trois cas théoriques ont été choisis (i) pour prendre en considération les différences fondamentales existant entre les sédiments marins et fluviaux (notamment en termes de caractéristiques et de volumes générés), (ii) pour illustrer les deux approches retenues dans le cadre de la problématique de l'étude, permettant ainsi une meilleure compréhension de la méthodologie de l'éRé, et (iii) pour évaluer sa valeur ajoutée par rapport à l'étude d'impact.

## I. Présentation des trois scénarios

### 1. Scénario 1 : Réalisation d'un éco-modelé paysager à partir de sédiments marins

Concernant les sédiments utilisés dans le cadre de cette valorisation, les différents paramètres retenus sont les suivants :

- Dragage d'entretien pour réduire l'envasement des infrastructures du port et rétablir les voies de navigation ;

- Sédiments dont l'immersion peut ne pas être autorisée compte tenu des seuils de qualité (TBT : rapport 1, plus de 50 % des sédiments marins dépasseraient le seuil N1 (Padox & Hennebert, 2010b), éléments traces ou autres contaminants organiques ; fonction des caractéristiques du lieu de dragage) ;

- Présence de chlorures dans les sédiments de par leur origine portuaire (sédiments potentiellement réducteurs ?)

- Utilisation de sédiments issus de plusieurs activités de dragage (matrice sédimentaire composite) ;

- Période de ressuyage (lagunage actif : décantation / déshydratation naturelle / déshydratation mécanique) afin de rendre les sédiments pelletables et donc transportables, mais également conformes aux normes géotechniques ;

(La siccité devant atteindre une valeur avoisinante de 60 % après déshydratation) ;

- Stockage temporaire en vue de la valorisation.

Concernant la réalisation de l'éco-modelé, elle sera effectuée selon les caractéristiques suivantes :
- Eco-modelé contenant plus de 90 % des sédiments marins ;

- Utilisation de 30 à 40 000 m³ de sédiments ;

- Dépôts des sédiments en couches successives :
  Longueur : 500 m ;
  Hauteur : de 5 à 7 m ;
  Largeur : 30 à 50 m ;

- Utilisation de matériau(x) annexe(s) : non ;

- Type de végétalisation envisagée : semis et plantation dont le choix des espèces sera adapté au contexte environnemental.

## ➔ Type d'éRé envisagée pour ce scénario : approche site spécifique, à démarrer une fois l'éco-modelé réalisé

L'absence de recours à des matériaux annexes se justifie par le fait que cela reviendrait à une dilution de la contamination, ainsi que par l'absence de contact direct entre la matrice sédimentaire composite et des espèces étudiées dans le cadre de l'éRé.

Les teneurs médianes des fractions granulométriques des sédiments marins sont de 5,71 % d'argile, 63,0 % de limon, 27,3 % de sable, avec 3,4 % de carbone organique et 0,35% d'azote Kjeldahl (Padox & Hennebert, 2010b).

## 2. Scénario 2 : Réalisation d'un éco-modelé paysager à partir de sédiments fluviaux

Les caractéristiques de ce scénario sont les mêmes que celles du scénario 1, à la différence que la valorisation sera effectuée à partir de sédiments fluviaux.

## 3. Scénario 3 : Réalisation d'un régalage sur berges de sédiments fluviaux

Concernant les sédiments utilisés dans le cadre de cette valorisation, les différents paramètres retenus sont les suivants :

- Curage d'entretien pour restaurer les voies de navigation garantissant ainsi le tirant d'eau, et lutter contre les inondations ;

- Sédiments ne présentant pas de dépassement de seuils
  Sédiments inertes

- Utilisation d'un seul type de sédiments

- Volume et nature des sédiments dépendent de facteurs du type géologie du bassin versant, du régime climatique de la vallée, du régime hydrologique du cours d'eau, de la couverture végétale du bassin versant et du degré d'activités humaines ;

- Source des sédiments : érosion hydrique des sols du bassin versant

Concernant la valorisation en tant que telle, les caractéristiques retenues sont les suivantes :

- Le dépôt / projection ne doit pas former un tas, et doit s'effectuer en dehors de secteurs écologiquement sensibles :
  Volume compris entre 5 à 10 000 m³;
  Dépôt en bandes de 5 à 10 mètres de larges, contigües au cours d'eau ;
  Epaisseur du dépôt : de 10 à 30 cm ;

- Utilisation de matériau(x) annexe(s) : non (même remarque que pour le scénario 1 concernant cet item) ;
- Type de végétalisation envisagée : Génie végétal<fnref n="17" /> en complément pour restaurer et protéger les berges.

→ **type d'éRé envisagée pour ce scénario : approche matrice, à réaliser dans la globalité du projet de dragage.**

Remarque concernant l'approche matrice : celle-ci a déjà été utilisée dans le cadre de différents travaux (Babut *et al.*, 2004 notamment). La méthodologie sera donc adaptée au scénario de valorisation de sédiments fluviaux en régalage sur berges.

Les teneurs médianes des fractions granulométriques des sédiments fluviaux sont de 11,9 % d'argile, 52,3 % de limon, 29,5 % de sable, avec 3,4 % de carbone organique (Padox & Hennebert, 2010a)

## II. <u>Principes méthodologiques de l'éRé</u>

### 1. <u>Principes méthodologiques des scénarios 1 et 2</u>

Pour les scénarios 1 et 2, c'est une approche site-spécifique menée une fois l'ouvrage réalisé qui est développée.

☞ L'approche site spécifique dans ce cas d'étude se justifie par le fait qu'elle permet d'englober tous les effets potentiels de l'éco-modelé, *i.e.* les effets des contaminants entre eux (synergiques, antagonistes, additifs) mais également de par la réalisation en elle-même.

Dans la suite de ce paragraphe, une description des différentes étapes méthodologiques issues des travaux de thèse d'Audrey Hayet (2010) est proposée. Celle-ci est issue de celle de l'US-EPA et se découpe en trois étapes :

- Etape 1 : la formulation du problème :

☞ définir et préciser la problématique en caractérisant l'environnement de manière élargie et la pollution (ces étapes sont synthétisées de manière schématique, figures 48, 49 et 50) ;

- Etape 2 : analyse de l'exposition et des entités cibles (figures 51 et 52) ;

- Etape 3 : caractérisation du risque (figure 53).

☞ Pour la réalisation d'un écomodelé paysager, il existe une méthodologie normée recommandée notamment par sédimatériaux et sédilab. Il s'agit de la norme NF 12920+A1 (2008). Cette méthodologie se compose de 3 phases :

* La phase 1 est une phase de caractérisation, elle demande des analyses complémentaires sur le gisement de sédiments qui doivent être non dangereux et non radioactifs. L'évaluation des caractéristiques géotechniques et mécaniques donnera des préconisations techniques pour la réalisation du projet. L'évaluation de l'impact environnemental se fera par le biais d'analyses chimiques (métaux, HAP, PCB, BTEX, TBT, hydrocarbures HC) et environnementales (tests de lixiviation NF EN 12457-2 et de percolation NF CEN/TS 14405) qui aboutiront également

<footnote n="17">¹⁷ Le Génie végétal (fascines, tressages, bouturage...) se compose de techniques écologiques et économiques en faveur de la biodiversité, les coûts au mètre linéaire étant globalement inférieurs aux procédés classiques (génie civil). Actuellement dans 50 % des cas, des techniques de génie végétal pour protéger et restaurer les berges sont mises en œuvre par VNF (VNF, 2014). Ces techniques doivent être privilégiées dans le cas de berges naturelles.</footnote>
à des préconisations. Une étude d'impact sur le site récepteur après sa sélection permettra de caractériser l'état initial du site, l'impact environnemental et le risque sanitaire et d'évaluer ainsi les risques sanitaires et environnementaux.

* La phase 2 est une phase d'étude en laboratoire. Elle repose sur des analyses physiques, mécaniques et environnementales. Des analyses chimiques et écotoxicologiques sont réalisées sur les eaux de ruissellement et de percolation.

* La phase 3 est une phase d'étude terrain. Un suivi visuel et géotechnique doit être mis en place pour le contrôle des sédiments déshydratés utilisés. L'installation de piézomètres permet le prélèvement des eaux d'infiltration par des analyses physico-chimiques en laboratoire (polluants, pH, conductivité, éléments majeurs, etc) et des analyses écotoxicologiques. Le suivi environnemental du site récepteur est assuré par l'analyse des eaux de surface et de sédiments des systèmes aquatiques situés à proximité de l'ouvrage, ainsi que par l'état de la faune et de la flore et une analyse de la qualité des sols (Mamindy-Pajany, 2014).

Dans ce contexte, l'éRé pourrait être envisagée dès la phase 1, en appui ou en complément de l'étude d'impact. Elle peut également alimenter certains besoins des phases 2 et 3, notamment en ce qui concerne l'évaluation des effets écotoxicologiques (phase 2) et le suivi environnemental du site récepteur (phase 3)

## a. Etape 1 : Définir et préciser la problématique

Différentes caractérisations pour la formulation du problème sont à mettre en œuvre au cours de cette première étape de l'évaluation des risques pour les écosystèmes. Celles-ci sont présentées ci-dessous (figure 48).

<figure><img src="image_63.png" /><figcaption>Figure 46 : Synthèse de l'étape 1 de l'éRé « site spécifique » (d'après Hayet, 2010)</figcaption></figure>

La caractérisation de l'environnement et de la pollution sont à réaliser dans le but de préciser et de définir la problématique, afin de pouvoir formuler des hypothèses de risques reliant des agents stresseurs et les groupes écologiques identifiés, qui seront illustrées dans un schéma conceptuel.
## Caractérisation de l'environnement

Pour la caractérisation de l'environnement, certaines étapes de l'éRé recoupent celles de l'étude d'impact, notamment en ce qui concerne les ressources en eau et la présence de groupes écologiques sur le site de valorisation et aux alentours.

<figure><img src="image_64.png" /><figcaption>Figure 47 : Synthèse caractérisation environnement élargi, étape 1 éRé « site spécifique »</figcaption></figure>

Par rapport à l'étude d'impact, des données supplémentaires seront à recueillir sur les groupes écologiques susceptibles d'être présents au pourtour et sur l'éco-modelé paysager (i) par une analyse de la littérature et (ii) par des inventaires écologiques de terrain qui permettent d'obtenir une représentation réaliste de la biocénose présente.

L'efficacité de l'information fournie va essentiellement dépendre de l'investissement financier et humain (recours à des écologues ; contraintes de temps de l'étude : selon les groupes biologiques et la stratégie mise en place le délai de réalisation des inventaires peut être plus ou moins long (Hayet & Deram, 2011).

→ Les inventaires *in situ* présentent l'avantage d'évaluer l'écosystème étudié d'un point de vue qualitatif et quantitatif, d'autant plus si le nombre de groupes biologiques considérés augmente ;

→ L'inconvénient est que cette démarche est souvent perçue comme complexe par les non spécialistes, ce qui induit une utilisation et une communication de ces résultats souvent limitées malgré l'intérêt qu'elles représentent.

Des indicateurs écologiques (nématofaune, IBQS par exemple) complètent ces inventaires *in situ* en les transcrivant en une donnée chiffrée plus accessible. Cependant, les indicateurs écologiques pour les écosystèmes terrestres sont encore insuffisants, *a contrario* de la gamme d'indicateurs existant pour les systèmes aquatiques d'eau douce (IBGN, IBMR, IPR, etc) (Hayet, 2010).

Le choix d'une entité écologique dans le cadre d'une éRé sera à déterminer en fonction (i) de la susceptibilité aux agents de stress (fonction de la voie et du niveau d'exposition ; mobilité et ubiquité de l'entité), (ii) de la pertinence écologique au sein de l'écosystème récepteur (place dans la chaine alimentaire, abondance, valeur patrimoniale, fonction et/ou rôle dans l'écosystème) et (iii) des objectifs de gestion (importance de l'entité dans le maintien de l'écosystème) devant être également considérés (principe de spécificité).
## Caractérisation de la pollution

Pour mener à bien l'évaluation du risque pour les écosystèmes, une stratégie analytique devra être menée afin de déterminer précisément les concentrations et la localisation des polluants sur le site de la valorisation des sédiments. Parallèlement des analyses agronomiques et granulométriques peuvent être également réalisées. La bonne connaissance de tous les paramètres de la réalisation permettra d'affiner le plan d'analyse. L'ensemble de ces données permet de caractériser le biotope dans lequel s'inscrit la réalisation. Les résultats obtenus seront à mettre en parallèle des données biocénotiques de manière à étudier d'éventuelles corrélations entre les inventaires, les indicateurs biologiques et la présence de contaminants dans le sol (Hayet, 2010).

<figure><img src="image_65.png" /><figcaption>Figure 48 : Synthèse caractérisation de la pollution, étape 1 éRé "site spécifique"</figcaption></figure>

Dans le but d'appréhender les teneurs et la répartition spatiale des contaminants et ainsi établir la traçabilité des contaminants au sein de l'écosystème, des sondages du sol seront à réaliser selon les critères spécifiques (i) du site d'étude, (ii) de la valorisation en tant que telle, et (iii) des contaminants présents au sein de la matrice sédimentaire.

## Schéma conceptuel

Ce schéma correspond à une description écrite et à une représentation visuelle des relations prédites entre les entités écologiques et des agents de stress auxquels elles sont susceptibles d'être exposées. Il est composé de deux parties principales : la définition d'hypothèses de risque et la réalisation d'un diagramme qui illustre ces hypothèses de risque.

## La réalisation du diagramme

Le modèle conceptuel est considéré comme l'une des plus importantes sources d'incertitude, du fait notamment de la non prise en compte de certaines relations, d'une mauvaise représentativité du risque, d'un manque d'informations, de difficultés pour identifier et interagir les paramètres spatio-temporels ou encore de l'oubli d'un agent de stress.

Plusieurs logiciels peuvent être utilisés pour réaliser ces schémas conceptuels, (i) le logiciel Caltox® qui permet une représentation de l'environnement et du transfert des polluants entre les milieux
(fréquemment utilisé pour estimer les expositions des populations liées aux retombées des émissions atmosphériques des installations classées pour l'environnement), (ii) le logiciel **Aquatox**, qui permet de développer des modèles simplifiés en regroupant des groupes taxonomiques selon des caractéristiques trophiques et fonctionnelles (les modèles peuvent ensuite être détaillés en distinguant des compartiments caractérisés par des sensibilités différentes par rapport aux contaminants), et (iii) le logiciel **Terrasys®** qui est un logiciel d'évaluation des risques écotoxicologiques des terrains contaminés, de la société canadienne « Sanexen services environnementaux inc » (permet de modéliser ces relations mais également de calculer les risques).

# Plan d'analyse

Le plan d'analyse constitue la dernière étape de la formulation du problème. Les hypothèses de risque sont analysées afin de déterminer lesquelles pourront être évaluées. Cette démarche implique une identification des mesures d'effets, d'exposition et des caractéristiques de l'écosystème nécessaires à l'évaluation des critères d'effets (Hayet, 2010).

## b. Etape 2 : Analyse de l'exposition des entités cibles et des effets

Cette deuxième étape est possible par la caractérisation des expositions des entités cibles et de la pollution.

### (i) Caractérisation des expositions

La caractérisation de l'exposition des différentes espèces relevées parmi les groupes écologiques est une des phases les plus complexes de l'é Ré. En effet, les informations nécessaires pour caractériser cette exposition ne sont pas toutes disponibles, et des extrapolations seront parfois à envisager. Ces extrapolations devront être intégrées à la discussion sur les incertitudes au moment de la caractérisation du risque.

→ L'amélioration de cette étape dépendra notamment de (i) l'amélioration des modèles toxicocinétiques, (ii) de l'amélioration des connaissances concernant la bioaccumulation dans les chaines alimentaires, et (iii) de l'avancée des connaissances dans le domaine de la caractérisation du comportement des organismes vis-à-vis d'une émission de polluants (Perrodin, 2012).
<figure><img src="image_66.png" /><figcaption>Figure 49 : Synthèse caractérisation de l'exposition, étape 2 éRé « site spécifique »</figcaption></figure>

Selon Sample et al. (1997), l'exposition dermique chez les oiseaux et les mammifères peut être considérée comme négligeable au regard des autres voies d'exposition. En effet, la présence de plumes pour les oiseaux ou de fourrures pour les mammifères limite considérablement le contact de la peau avec le sol. Il en est de même pour l'inhalation en raison de (i) la rapide dilution et/ou dispersion des substances volatiles dans l'atmosphère et (ii) de la part minimisée de poussières émises dans l'atmosphère, notamment lorsque le couvert végétal est important. Par conséquent, la concentration totale d'exposition correspond à la concentration d'exposition par ingestion (ou Dose Journalière d'Exposition DJE orale) (Hayet, 2010).

## => Les incertitudes liées aux calculs de la DJE

Les concentrations d'exposition varient en fonction de l'âge, du sexe, de la saison ce qui peut constituer une source d'incertitudes. De plus, les individus n'auront pas nécessairement la même taille, le même métabolisme, la même diète (existence de différences entre juvéniles, adultes, mâles, femelles). Il est possible de calculer plusieurs concentrations d'exposition pour chaque saison et/ou chaque sexe par exemple, la comparaison de ces différentes estimations permettrait d'appréhender la population la plus exposée et/ou la saison de l'année où l'exposition est la plus conséquente. Néanmoins, cela implique la connaissance parfaite du comportement des espèces cibles pour les différents stades de leur vie. La modélisation de l'exposition ne renseigne pas non plus la distribution spatiale de l'exposition ni de la disponibilité de la ressource (Hayet, 2010).

## (ii) Analyse des effets

Cette analyse des effets se fait par une analyse bibliographique pour chaque agent stresseur sur les entités cibles afin de lister les effets attendus en vue de mener une analyse approfondie des résultats (caractérisation reprise sous forme de schéma, figure 52).
<figure><img src="image_67.png" /><figcaption>Figure 50 : Synthèse caractérisation des effets écologiques, étape 2 éRé « site spécifique »</figcaption></figure>

Les valeurs de référence devront faire l'objet d'une attention particulière afin de garder ce principe de spécificité. En fonction des valeurs disponibles, le choix pourra s'opérer entre des PNEC (une PNECsol ne fait à priori pas de distinction entre les végétaux et les invertébrés du sol), des Eco-SSL (Ecological Soil Screening Levels), des VTR (l'US-EPA propose des valeurs spécifiques pour les mammifères et les oiseaux), des PNECfood (pour des consommateurs de fin de chaine alimentaire et espèces dépendantes ; valeurs issues du projet « nomiracle »).

Des valeurs écotoxicologiques susceptibles d'être utilisées dans le cadre d'une éRé sur des sédiments ont été listées dans deux tableaux (pages suivantes) : le tableau XXXI pour les contaminants inorganiques et XXXII pour les contaminants organiques. Les contaminants figurant dans ces tableaux sont spécifiques aux sédiments.
<table><caption>Tableau XXXI : Valeurs écotoxicologiques de référence, contaminants inorganiques</caption><thead><tr><th></th><th>Valeur toxicologique</th><th>Référence</th></tr></thead><tbody><tr><td>Pb</td><td>Eco-SSL (invertébrés du sol) = 1700 mg/kg ps<br>Eco-SSL (végétaux) = 120 mg/kg ps<br>VTR (avifaune) = 1,63 mg/kg ps/j<br>VTR (mammifères) = 4,7 mg/kg ps/j</td><td>US-EPA (Mars, 2005). Ecological Soil Screening Levels for Lead Interim Final. OSWER Directive 9285.7-70.</td></tr><tr><td>Zn</td><td>Eco-SSL (invertébrés du sol) = 120 mg/kg ps<br>Eco-SSL (végétaux) = 160 mg/kg ps<br>VTR (avifaune) = 66,1 mg/kg/j<br>VTR (mammifères) = 75,4 mg/kg ps/j</td><td>US-EPA (Juin, 2007). Ecological Soil Screening Levels for Zinc Interim Final. OSWER Directive 9285.7-73.</td></tr><tr><td>Cd</td><td>Eco-SSL (invertébrés du sol) = 140 mg/kg ps<br>Eco-SSL (végétaux) = 32 mg/kg ps<br>VTR (avifaune) = 1,47 mg/kg ps/j<br>VTR (mammifères) = 0,77 mg/kg ps/j</td><td>US-EPA (Mars, 2005). Ecological Soil Screening Levels for Cadmium Interim Final. OSWER Directive 9285.7-65.</td></tr><tr><td>Cu</td><td>Eco-SSL (invertébrés du sol) = 80 mg/kg ps<br>Eco-SSL (végétaux) = 70 mg/kg ps<br>VTR (avifaune) = 4,05 mg/kg ps/j<br>VTR (mammifères) = 5,6 mg/kg ps/j</td><td>US-EPA (Février, 2007). Ecological Soil Screening Levels for Copper Interim Final. OSWER Directive 9285.7-68.</td></tr><tr><td>Ni</td><td>PNEC<sub>sol</sub> = 4,3 mg/kg ps<br>Eco-SSL (invertébrés du sol) = 280 mg/kg ps<br>Eco-SSL (végétaux) = 38 mg/kg ps<br>VTR (avifaune) = 6,71 mg/kg/j<br>VTR (mammifères) = 1,70 mg/kg ps/j</td><td>Ineris<br>US-EPA (Mars, 2007). Ecological Soil Screening Levels for Nickel Interim Final. OSWER Directive 9285.7-76.</td></tr><tr><td>As</td><td>Eco-SSL (invertébrés du sol) = ND*<br>Eco-SSL (végétaux) = 18 mg/kg ps<br>VTR (avifaune) = 2,24 mg/kg ps/j<br>VTR (mammifères) = 1,04 mg/kg ps/j</td><td>US-EPA (Mars, 2005). Ecological Soil Screening Levels for Arsenic Interim Final OSWER Directive 9285.7-62.</td></tr><tr><td>Hg total</td><td>Eco-SSL (invertébrés du sol) = 0,1 mg/kg<br>Eco-SSL (végétaux) = 0,3 mg/kg ps<br>PNEC<sub>sol</sub> = 0,027 mg/kg ps</td><td>US EPA (2015). Supplemental Guidance to ERAGS: Region 4, Ecological Risk Assessment. Originally published November 1995</td></tr><tr><td>Méthyl-Hg</td><td>Eco-SSL (invertébrés du sol) = 0,1 mg/kg<br>Eco-SSL (végétaux) = 0,3 mg/kg ps</td><td>US EPA (2015). Supplemental Guidance to ERAGS: Region 4, Ecological Risk Assessment. Originally published November 1995</td></tr><tr><td>Cr III</td><td>Eco-SSL (invertébrés du sol) = 18 mg/kg ps<br>Eco-SSL (végétaux) = ND*<br>VTR (mammifères) = 2,4 mg/kg ps/j</td><td>US-EPA (Avril, 2008). Ecological Soil Screening Levels for Chromium Interim Final. OSWER Directive 9285.7-66.</td></tr><tr><td>Cr VI</td><td>Eco-SSL (invertébrés du sol) = 7,8 mg/kg ps<br>Eco-SSL (végétaux) = 0,35 mg/kg ps<br>VTR (mammifères) = 9,24 mg/kg/j</td><td>US EPA (2015). Supplemental Guidance to ERAGS: Region 4, Ecological Risk Assessment. Originally published November 1995</td></tr><tr><td>Cr</td><td>VTR (avifaune) = 2,66 mg/kg/j</td><td>US-EPA (Avril, 2008). Ecological Soil Screening Levels for Chromium Interim Final. OSWER Directive 9285.7-66.</td></tr></tbody></table>

<footnote>*ND = Non Disponible (données insuffisantes)</footnote>
<table><caption>Tableau XXXII : Valeurs écotoxicologiques de référence, contaminants organiques</caption><thead><tr><th></th><th></th><th>Valeur toxicologique</th><th>Référence</th></tr></thead><tbody><tr><td></td><td>TBT</td><td>PNEC<sub>sol</sub> = 5,9 µg/kg ps</td><td>Agence Eau Seine Normandie. Métalloïdes et organométalliques – organoétains. p.75-95</td></tr><tr><td rowspan="2">HAP</td><td>FPM</td><td>Eco-SSL (invertébrés du sol) = 29 mg/kg ps<br>Eco-SSL (végétaux) = ND*<br>VTR (avifaune) = ND*<br>VTR (mammifères) = 65,6 mg/kg ps/j</td><td rowspan="2">US EPA (June 2007). Ecological soil screening levels for PAHs, interim final. Oswer directive 9285.7-78</td></tr><tr><td>HPM</td><td>Eco-SSL (invertébrés du sol) = 18 mg/kg ps<br>Eco-SSL (végétaux) = ND*<br>VTR (avifaune) = ND*<br>VTR (mammifères) = 0,615 mg/kg ps/j</td></tr><tr><td>Σ PCB<sub>i</sub></td><td></td><td>Eco-SSL (invertébrés du sol) = 0,33 mg/kg ps<br>Eco-SSL (végétaux) = 40 mg/kg ps</td><td>US EPA (2015). Supplemental Guidance to ERAGS: Region 4, Ecological Risk Assessment. Originally published November 1995</td></tr><tr><td>Contaminants émergents</td><td></td><td>Beaucoup de valeurs d'Eco-SSL disponibles (notamment pour les invertébrés du sol) pour les familles de contaminants suivantes :<br>Alcanes/alcènes chlorés, chlorobenzènes, hydrocarbures mono-aromatiques, cétones, chloro-anilines, chlorobenzènes, di/tri/tétra-chlorophénols, autres phénols, COV énergétiques (TNT entre autres), pesticides<br><br>Moins de valeurs disponibles pour les familles de composés suivants :<br>Phtalates, HAP (FPM, HPM), PCB, PCDD/PCDF</td><td>US EPA (2015). Supplemental Guidance to ERAGS: Region 4, Ecological Risk Assessment. Originally published November 1995</td></tr></tbody></table>

Des éco-SSL et/ou des VTR pour certains groupes ne sont pas disponibles en raison du manque de données disponibles pour certains contaminants, et notamment les contaminants organiques. En ce qui concerne les PCB-NDL, leur toxicité est complexe à évaluer car ils présentent des interactions avec de nombreux récepteurs, transporteurs, médiateurs, impliqués dans de nombreux processus toxiques. La plupart des données toxicologiques et écotoxicologiques ont longtemps été relatives à des mélanges commerciaux, or les mélanges de congénères retrouvés dans l'environnement diffèrent de ceux-ci (métabolisme et transfert différentiel dans les réseaux trophiques). L'évaluation de VTR pour ce type de congénères est peu aisée, certaines substances comme les polybromodiphényléthers (PBDE) ayant des mécanismes d'actions très proches des PCB-NDL (Hubaux & Perceval, 2011).

En ce qui concerne les organostanniques, des PNEC visant la protection des grands prédateurs contre un empoisonnement secondaire ont été établies :

- PNEC<sub>TBT</sub> = 0,0152 mg/kg food (CIRCA);

- PNEC<sub>TPhT</sub> = 0,018 mg/kg food (ATSDR).

<footnote>*ND = Non Disponible (données insuffisantes)</footnote>
### c. Etape 3 : Caractérisation du risque

C'est la phase finale de l'évaluation du risque pour les écosystèmes (figure 53). Dans un premier temps, l'évaluateur va utiliser les résultats de l'analyse pour estimer le risque causé aux entités écologiques pour lesquelles des critères d'effets ont été identifiés dans la phase de formulation du problème. Le risque sera ensuite estimé en fonction de tous les effets nuisibles et de leur niveau de probabilité, sous la forme d'un quotient ou ratio de risque (QR).

<figure><img src="image_68.png" /><figcaption>Figure 51 : Synthèse caractérisation du risque, étape éRé « site spécifique »</figcaption></figure>

La quantification du risque est également une étape considérée comme source d'incertitudes (US EPA 1998 in Hayet, 2010). L'inhalation et le contact dermique ne sont pas considérés. En ce qui concerne les choix de valeurs de référence, celles de l'US-EPA présentent l'avantage de considérer plusieurs groupes biologiques et plusieurs maillons de la chaine alimentaire ce qui en fait des valeurs plus discriminantes que les PNEC. Cependant, elles mettront en évidence des risques globaux, et non pas reliés à des effets stricts.

## 2. Principes méthodologiques du scénario 3

Comme l'illustre la figure 54, la procédure générale comprend trois étapes :

* Une première étape reposant sur une caractérisation chimique

* Une seconde étape reposant sur des bio-essais

=> Ces deux premières étapes constituent une évaluation simplifiée du risque.

* Une troisième étape d'évaluation détaillée des risques
<figure><img src="image_69.png" /><figcaption>Figure 52. Logigramme de la procédure générale d’évaluation des matériaux de dragage (Babut et Perrodin, 2001 In Perrodin et al., 2006)</figcaption></figure>

### a. Evaluation simplifiée des risques

Elle est basée sur des analyses physico-chimiques des sédiments de dragage permettant de calculer un risque global pour les sédiments d'un site spécifique ($Q_{PECm}$). Ce risque est obtenu par la somme des ratios entre la concentration en polluant et la PEC pour ce polluant (donnée issue de la littérature), rapportée au nombre de polluants considérés :

$$Q_{PECm} = \frac{\sum_{i=1}^{n} \frac{C_i}{PEC_i}}{n}$$

Dans le cadre de cette évaluation simplifiée des risques, Babut & Perrodin ont proposé de considérer la valeur 0,1 comme seuil en-dessous duquel le risque sera considéré comme négligeable, le matériau dragué pouvant alors être « éliminé » sans prendre de mesures spécifiques. Pour une valeur de $Q_{PECm}$ supérieure à 0,5, il est conseillé d'effectuer une évaluation détaillée des risques. Pour des valeurs de $Q_{PECm}$ comprises entre 0,1 et 0,5, des tests additionnels sur la matrice
sédimentaire sont à mener (et notamment sur *Chironomus riparius*<fnref n="18" /> et *Hyalella azteca*<fnref n="19" />). Si ces tests révèlent un potentiel d'écotoxicité sur la matrice sédimentaire, une évaluation détaillée des risques doit également être envisagée.

## b. Evaluation détaillée des risques

Le processus d'évaluation détaillée des risques reprend les grands principes de la méthodologie d'éRé de l'USEPA (1998). Celle-ci se décline en trois grandes étapes :

1. La formulation du problème ;

2. L'analyse de l'exposition et des effets ;

3. La caractérisation du risque.

Dans la suite de notre propos, une description de ces trois étapes est proposée. En plus des indications directement issues des travaux de Perrodin *et al*. (2006), nous avons, lorsque cela se justifiait, apporter des éléments d'informations complémentaires.

### (i) Formulation du problème

Cette première étape consiste à définir et préciser la problématique en caractérisant le contexte environnemental du projet et en intégrant les données disponibles. La finalité de cette première étape est la formulation des hypothèses de risques reliant des agents stresseurs et des groupes écologiques identifiés qui seront illustrées dans un schéma conceptuel.

### ➤ Description du contexte et intégration des données disponibles

La définition du contexte environnemental comporte notamment une description de la géologie, l'hydrologie, l'hydrogéologie, du climat et de l'écologie du secteur d'étude. Ces différents items figurent dans l'état initial de l'étude d'impact. Pour l'écologie, l'étude d'impact permet d'identifier *a minima* les espaces et espèces sensibles, susceptibles notamment d'interférer avec la faisabilité du projet (ex. présence d'espèces protégées nécessitant des autorisations spécifiques ou un aménagement du projet). Classiquement, un inventaire de la flore vasculaire et de l'avifaune est réalisé. Ce sont les impacts du projet dans sa globalité qui sont appréciés et qui justifient la mise en place de mesures compensatoires en cas d'impact. Pour l'éRé, il est nécessaire de connaître les espèces présentes susceptibles d'être impactées en particulier par la présence de contaminants, ces espèces constituent les entités cible de l'éRé. La réalisation d'inventaires écologiques de terrain, en amont de la réalisation des travaux de curage, est par conséquent vivement conseillée.

Dans le cadre du d'un projet de régalage sur berges de sédiments, l'éRé pourra considérer :

* les effets des travaux de curage et de régalage sur berges, l'éRé est dans ce cas envisagée en complément de l'étude d'impact ;

* les effets du dépôt de sédiment sur l'écosystème constitutif de la valorisation, démarche propre à l'éRé.

En conséquence, l'écosystème cible comprendra l'écosystème aquatique de la rivière (eau libre + sédiments) et l'écosystème terrestre des berges, dans la limite de la zone d'influence du projet qui est à définir au cas par cas.

<footnote n="18">¹⁸ Insecte diptère, dont la larve vit dans les écosystèmes aquatiques d'eau douce</footnote>

<footnote n="19">¹⁹ Crustacé amphipode d'eau douce</footnote>
Quelle que soit la nature du projet, la sélection des groupes biologiques à inventorier doit être représentative des écosystèmes terrestre et/ou aquatique de la zone d'étude. Les critères de sélection pourront considérer, comme le préconise la méthode de l'USEPA (1998), la vulnérabilité des espèces aux agents de stress, la pertinence écologique et la pertinence avec les objectifs de gestion.

➤ Détermination des paramètres d'évaluation et élaboration du schéma conceptuel

Les hypothèses de risques reliant des agents stresseurs et des groupes écologiques identifiés sont formulées. Elles sont ensuite illustrées dans un schéma conceptuel.

(ii) Analyse de l'exposition et des effets

Analyses physico-chimiques

Sur la base des données disponibles sur la zone étudiée (ex. : historique de la contamination, activités industrielles, agricoles, urbaines...), des analyses physico-chimiques complémentaires peuvent être envisagées afin de caractériser l'ensemble des effets potentiels de la matrice sédimentaire sur le milieu récepteur. Pour l'écosystème aquatique, il peut être judicieux de se référer à la liste des substances prioritaires et préoccupantes inscrite en annexe de la DCE.

Il convient également de considérer les substances, leurs métabolites potentiels et leur spéciation. En effet, les métabolites peuvent avoir des propriétés différentes de la molécule d'origine. En ce qui concerne les produits organiques, leur dégradation est principalement liée à l'activité des micro-organismes. Pour les organochlorés, les produits de dégradation et/ou de biotransformation donnent des métabolites plus stables dans l'environnement qui ont tendance à s'accumuler *via* la chaine alimentaire. En ce qui concerne les métaux, l'oxydation chimique des sédiments et l'activité des bactéries aérobies peuvent augmenter la concentration et la solubilité des métaux en solution, ce qui peut générer un risque important, notamment au début du dépôt, de bioaccumulation d'une part et de contamination des eaux souterraines et des eaux de surface par lixiviation d'autre part.

Enfin, dans le but d'appréhender le comportement et l'évolution des substances dans l'environnement, des analyses granulométriques de la matrice sédimentaire et du sol-récepteur ainsi que des analyses agronomiques du sol-récepteur peuvent être réalisées. L'ensemble des ces investigations permet d'affiner le plan d'analyse.

Définition des ratios caractéristiques de l'exposition

Afin d'apprécier l'exposition des entités cibles de l'é Ré, les volumes et proportions des eaux et lixiviats formés au niveau et à proximité de l'ouvrage/aménagement doivent être évalués. Ainsi, comme le préconisent Perrodin et al. (2006), les ratios suivants peuvent être définis :

- Volume annuel des eaux de drainage par unité de surface du sol environnant affecté ;

- Volume annuel des eaux de pluie lessivant les sédiments ;

- Proportion de lixiviats provenant du dépôt vers le canal/rivière ;

- Proportion de lixiviats provenant du dépôt s'infiltrant dans les eaux souterraines en-
dessous du dépôt.
## Bio-essais

Pour évaluer les effets, des outils standardisés seront choisis de manière à refléter au maximum les écosystèmes et les réseaux trophiques.

Les bio-essais préconisées dans le cadre des travaux de Perrodin et al. (2006) sont :

- Inhibition de l'activité de la β-galactosidase chez *E. coli* ;

- Inhibition de l'activité de la glucosidase sur des communautés microbiologiques du sédiment ;

- Croissance chez *P. subcapitata* ;

- Survie chez *Ceriodaphnia dubia* ;

- Reproduction, survie, génotoxicité (micronoyaux et comètes) chez *Xenopus laevis* ;

- Germination et croissance des parties aériennes et élongation racinaire chez *Lolium perrenne*.

Selon les besoins de l'étude, des bio-essais complémentaires peuvent être envisagés.

## Tests de lixiviation

Dans le but d'apprécier le transfert des contaminants via et vers le milieu aquatique, des tests de lixiviation peuvent être réalisés.

### (iii) Caractérisation du risque

Pour caractériser le risque, la méthode du quotient de risque est classiquement employée. Dans l'approche proposée par Perrodin et al., (2006), le risque est exprimé par le quotient « Q », équivalent d'un ratio PEC/PNEC. La PNEC est estimée à partir de données de la littérature pour des substances pures et de méthodes expérimentales (bioessais) sur des mélanges de polluants. Si $Q > 1$, le risque est considéré comme significatif, néanmoins, ce risque ne peut être quantifié : au mieux cette approche permet de conclure sur la possibilité que le risque soit faible ou fort.

La PNEC est souvent représentée par une $CE_{10}$ ou $CE_{20}$ ou une NOAEL auxquelles sont appliquées des facteurs de sécurité.

## III. Application de l'é Ré aux trois scénarios

### 1. Scénario 1

L'éco-modelé est majoritairement réalisé à partir de sédiments issus de différents dragages d'entretien. Le matériau est donc une matrice sédimentaire composite, composée à plus de 90 % de sédiments. Ces sédiments ont subi une période de ressuyage (lagunage actif : décantation / déshydratation naturelle / déshydratation mécanique) afin de les rendre pelletables et donc transportables, mais également conformes aux normes géotechniques. Ils ont été temporairement stockés en vue de leur valorisation. La conception de l'éco-modelé a nécessité entre 30 à 40 000 m³ de sédiments déposés en couches successives. Les dimensions finales de l'éco-modelé sont :

- Longueur : 500 m ;

- Hauteur : de 5 à 7 m ;

- Largeur : 30 à 50 m.

Les sédiments portuaires (et donc salés) utilisés dans cette étude de cas sont issus de plusieurs activités de dragage et sont valorisés en éco-modelé paysager implanté au sein d'un milieu dunaire.
Les sédiments utilisés dans ce scénario présentent des concentrations en ETM et TBT<fnref n="20" /> équivalentes à la valeur médiane des sédiments issue de l'étude de Padox & Hennebert (2010b). Ils sont déposés en **couches successives** sur le lieu de réalisation, sur une **géomembrane** dont la taille a été adaptée aux caractéristiques du dépôt. Une végétalisation a été réalisée à partir de semis et plantation dont le choix des espèces a été adapté au contexte dunaire. Les différentes voies de transfert retenues sont (i) le ruissellement le long de l'éco-modelé pouvant entrainer une infiltration dans le sol, (ii) le réenvol des sédiments n'est pas à exclure en raison de vents pouvant être forts et fréquents en bord de mer. Ces vents pourront être accompagnés d'embruns salés.

### a. Formulation du problème

La végétalisation a été réalisée de manière à maintenir (i) la cohérence écologique du milieu dans lequel s'intègre la valorisation et (ii) la fonctionnalité du réseau trophique du site. Situé au sein d'un cordon dunaire, l'éco-modelé accueille les espèces suivantes : *Elymus farctus* (chiendent des sables), *Euphorbia paralias* (Euphorbe maritime), *Eryngium maritimum* (Panicaut des dunes), *Ammophila arenaria* (Oyat), *Salix arenaria* (Saule des dunes).

Une plantation pluri-spécifique composée d'essences locales et plantées selon un maillage adapté au bon développement des espèces permettrait le développement d'une faune et d'une flore diversifiée, et favoriserait un écosystème diversifié (Hayet, 2010).

#### (i) Caractérisation de l'environnement

Les entités écologiques à retenir dans le cadre de cette Éréon ont été déterminées en fonction de la susceptibilité aux agents de stress, de la pertinence écologique au sein de l'écosystème récepteur (place dans la chaine alimentaire, abondance, valeur patrimoniale, fonction et/ou rôle dans l'écosystème). L'importance de l'entité dans le maintien de l'écosystème a également été considérée. Les groupes écologiques suivants ont donc été sélectionnés :

- La **flore** (herbacée, arbustive et arborée) est en contact direct et permanent avec le sol ; ce sont les producteurs primaires et donc le premier maillon des chaines alimentaires ;

- La **faune du sol** est exposée de manière directe et permanente aux contaminants ; soit absorption des contaminants causant des dommages, soit bioaccumulation *via* la chaine alimentaire ; de plus, les invertébrés du sol constituent une ressource alimentaire pour de nombreuses espèces omnivores ;

- Les **microorganismes du sol** sont exposés de manière directe et permanente aux contaminants. Ces organismes participent à la minéralisation et à l'humification ;

- L'**entomofaune** est essentielle au fonctionnement des chaines trophiques (formation / fertilisation des sols ; pollinisation des végétaux) ;

- L'**avifaune** figure à la fois parmi les consommateurs primaires, secondaires et tertiaires de la chaine alimentaire. Une distinction est également à considérer dans le cas d'espèces nichant sur le site (selon la surface du territoire, consommation importante à exclusive de ressources potentiellement contaminées). L'exposition aux contaminants diffère également selon le régime alimentaire :

* Herbivores, granivores, fongivores : consommateurs primaires, le niveau d'exposition varie en fonction de l'âge des individus, de la période d'activité et de la disponibilité de

<footnote n="20">²⁰ Padox & Hennebert (2010b) : plus de 50 % des sédiments marins dépasseraient le seuil N1</footnote>
la ressource (diversification du régime alimentaire en fonction des saisons pour s'adapter à la disponibilité) ;

* Omnivores : consommateurs secondaires, le niveau d'exposition varie en fonction de l'âge des individus, de la période d'activité et de la disponibilité de la ressource ;

* Prédateurs : consommateurs de fin de chaine alimentaire (tertiaires) susceptibles d'exprimer les effets d'une contamination bioaccumulée au fil de la chaine alimentaire ;

- La **mammalofaune** figure à la fois parmi les consommateurs primaires, secondaires et tertiaires de la chaine alimentaire. Une distinction est à considérer dans le cas de mammifères nichant sur le site (exposition quasi permanente aux contaminants. L'exposition aux contaminants diffère également selon le régime alimentaire :

* Herbivores et omnivores : utilisation du sol comme milieu de refuge et/ou de reproduction (contact intermittent), se nourrissant de ressources potentiellement contaminées ;

* Prédateurs : utilisation du sol comme milieu de refuge et/ou de reproduction (contact intermittent) ; consommateurs de fin de chaine alimentaire susceptibles d'exprimer les effets d'une contamination bioaccumulée au fil de la chaine alimentaire.

### (ii) Caractérisation de la pollution

#### Synthèse du comportement des contaminants dans l'environnement et toxicité

Les sédiments utilisés dans ce scénario présentent des concentrations en ETM et TBT équivalentes à celle de la valeur médiane des sédiments issus de la base de données « sédiments marins » élaborée à partir de données du Réseau de surveillance de Ports Maritimes (pour 97,5 % des données) et de deux projets de caractérisation et de traitement de sédiments (PROPSED et SEDIMARD). Elle comporte 27 538 données pour 818 échantillons, sur une période allant de 1996 à 2008 (Padox & Hennebert, 2010b).

→ En matière de sites et sols pollués, les éléments trace les plus classiquement étudiés (et pour lesquels il existe des packages analytiques) sont le plomb, le zinc, le cadmium, le mercure, le chrome, l'arsenic le cuivre et le nickel ;

→ Il est à noter également la présence de chlorures en raison de l'origine portuaire des sédiments.

Une synthèse de la toxicité et du comportement dans l'environnement des contaminants présents dans ce cas pratique est présentée dans le tableau XXXIII (page suivante).
<table><caption>Tableau XXXIII : Toxicité et comportement dans l'environnement, scénario 1 - sédiments marins</caption><thead><tr><th>Contaminant</th><th>Comportement dans l'environnement</th><th>Toxicité</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="3">TBT (et ses dérivés)</td><td>Fortement bioaccumulable</td><td>A très faibles concentrations, toxique pour organismes aquatiques, mollusques notamment et gastéropodes (perturbation endocrine : imposex<sup>21</sup>)</td></tr><tr><td>Grande aptitude à se fixer sur sol riche en matière organique</td><td></td></tr><tr><td>Biomagnification négligeable à modérée</td><td>Pas de données sur la toxicité chronique pour avifaunes et mammifères autres que l'Homme</td></tr><tr><td rowspan="2">Eléments trace (As, Cd, Cr, Pb, Zn<sup>22</sup>, Hg, Sn, Cu<sup>2</sup>, Ni, ...)</td><td>Biocide non spécifique (fongicide, insecticide entre autre)</td><td>Généralement toxique à faibles concentrations</td></tr><tr><td>Mobilité et biodisponibilité dépend de leurs spéciations et des conditions physico-chimiques</td><td>La spéciation conditionne la toxicité</td></tr><tr><td></td><td>Concentrés dans phase solide du sol</td><td>Influence de la salinité sur les concentrations d'ETM dissous</td></tr></tbody></table>

## Les TBT et ses dérivés

Le transfert des organoétains au végétal a été mis en évidence, ce transport est influencé par différents facteurs (une plante en début de croissance prélèvera plus d'organostanniques du sol), cependant au sein du végétal, peu de dégradations des organostanniques ont été observées (Marcic, 2005). Le TBT agit sur l'activité du système immunitaire, nerveux, digestif et endocrinien de beaucoup d'organismes vivants et peut avoir des effets neurotoxiques, mutagènes, cancérogènes et immunotoxiques. Les dérivés organostanniques sont inscrits à l'annexe X des substances prioritaires au sens de la Directive DCE 2013/39/UE du 12/08/2013. Le TBT dans un sol riche en particules organiques verra sa toxicité diminuer car en étant sorbé sur ces particules il est moins biodisponible. Le TBT et ses dérivés auront également un effet sur les microorganismes (en raison de l'activité biocide non spécifique), qui peut être également mesuré par le calcul de la diminution du taux de la respiration de la biomasse ou de l'activité enzymatique.

## Les éléments trace

Le comportement des éléments trace dans le sol dépend de paramètres physico-chimiques (texture, pH, teneurs en matières organiques) ou biologiques (plantes et microorganismes) ; le pH, la teneur en matière organique et la CEC sont connus pour affecter la solubilité et la phytodisponibilité (Hayet, 2010). L'usage de sédiments issus du milieu marin aura différents impacts, comme (i) des phénomènes d'échanges d'ions pouvant participer à l'augmentation des concentrations en ETM dans la phase aqueuse (Cd et Hg notamment), et (ii) des complexes entre l'anion chlorure et les ETM pourront se former les rendant plus biodisponibles pour les organismes vivants.

Enfin, de par l'utilisation de sédiments marins, d'autres impacts sont à considérer. En effet les processus majeurs des végétaux peuvent être affectés par le stress salin (perte de biodiversité, germination réduite et/ou retardée, réduction de croissance, ...). Certaines plantes sont plus

<footnote n="21">21 Apparition de caractéristiques sexuelles mâles chez des individus femelles</footnote>

<footnote n="22">22 Oligo-éléments ayant une fonction biologique chez l'Homme dans des quantités minimes</footnote>
vulnérables aux maladies, au froid et dans certains cas aux insectes. L'activité bactérienne peut également être perturbée en présence de chlorure de sodium.

## Echantillonnage

Un échantillonnage systématique permet de connaitre précisément la répartition spatiale des polluants, de calculer la moyenne et les percentiles de la concentration, et de rechercher des points chauds. L'inconvénient de cet échantillonnage est de possiblement conduire à des erreurs de par le choix d'une grille inadaptée, pouvant coïncider avec les points chauds du site (Pascal et al., 2008). Chaque sondage fait l'objet d'un prélèvement selon différentes profondeurs, définies selon les critères spécifiques du site d'étude. Dans cette étude de cas, l'éco-modelé paysager a été réalisé par dépôt de couches successives : une contamination peut donc être répartie sur toute la hauteur. Le résultat des analyses des éléments trace a été comparé aux concentrations du fond pédogéochimique local, afin de déterminer les éléments présentant une concentration supérieure à celui-ci, et qui sont ceux à considérer dans l'évaluation du risque pour les écosystèmes.

### (iii) Schéma conceptuel et hypothèses de risque

<figure><img src="image_70.png" /><figcaption>Figure 53 : Schéma conceptuel, scénario 1</figcaption></figure>

Les hypothèses de risque décrivent les relations prédites entre les agents de stress et les critères d'effets de l'évaluation.

H1. Le sol de l'éco-modelé paysager est contaminé par des ETM et des TBT à des teneurs équivalentes à la valeur médiane de l'étude de Padox & Hennebert sur les sédiments marins (2010b). Ces contaminants sont susceptibles de migrer dans l'environnement *via* la chaîne alimentaire, les eaux de ruissellement et de percolation et l'atmosphère par le réenvol de poussières contaminées ;

H2. Le chlorure de sodium des sédiments est susceptible de transférer dans l'environnement en particulier *via* les eaux de ruissellement et de percolation ;
H3. La présence de chlorure de sodium dans le substrat de l'ouvrage peut être à l'origine d'une plus grande biodisponibilité des éléments traces par la formation de complexes entre l'anion chlorure et les éléments traces ;

H4. Les organismes en contact direct avec le sol (tels que la flore, la macrofaune du sol ou les organismes nichant dans le sol) sont exposés de manière directe et à long terme aux ETM et au TBT. Ils sont susceptibles d'exprimer des effets néfastes liés à cette exposition ;

H5. Les métaux et le TBT sont susceptibles de perturber la pédofaune et la pédoflore, avec comme conséquence une perturbation de l'activité biologique du sol, pouvant s'exprimer par un ralentissement de la décomposition de la litière ;

H6. La teneur en sel ainsi que les ETM et le TBT présents dans les sédiments sont susceptibles d'engendrer des effets néfastes sur la flore vasculaire tels qu'une diminution du taux de germination, un ralentissement de la croissance ou la mort des individus ;

H7. Les ETM et le TBT peuvent être absorbés par les végétaux puis transloqués des parties racinaires vers les parties aériennes. Cette absorption est variable selon l'espèce, le contaminant et les caractéristiques du sol ;

H8. Le transfert des contaminants *vía* la chaîne alimentaire est susceptible d'entraîner des effets néfastes pour l'ensemble des consommateurs, notamment les grands prédateurs (mammifères et oiseaux) en raison de la bioaccumulation des ETM et du TBT dans la chaîne alimentaire ;

H9. Par le réenvol de poussières, un dépôt de particules de sol contaminé sur les parties aériennes est également possible, néanmoins, dans le cadre du présent scénario, cette voie d'exposition est considérée comme minoritaire ;

H10. Les dommages causés à la flore vasculaire sont susceptibles d'altérer la capacité de refuge et de nidification de l'écosystème.

## (iv) Plan d'analyses

Les hypothèses de risques sont analysées afin de déterminer comment elles vont pouvoir être évaluées. Cette démarche implique une identification des mesures d'effets, d'exposition et des caractéristiques de l'écosystème nécessaires à l'évaluation des critères d'effets. Cette analyse est présentée dans le tableau XXXIV (page suivante).
<table><caption>Tableau XXXIV : Plan d'analyse, scénario 1 - sédiments marins</caption><thead><tr><th>Entités cibles</th><th>Critères d'effet</th><th>Mesures d'effets</th><th>Mesures d'exposition</th><th>Mesures des caractéristiques de l'écosystème</th></tr></thead><tbody><tr><td>Flore</td><td>Croissance et reproduction<br>Abondance / diversité<br>Etat phytosanitaire</td><td>Inventaires écologiques<br>Indices de diversité<br>Bio-essai : elongation racinaire, germination</td><td>Teneur en ETM et TBT dans les sols et dans les parties aériennes</td><td>Etude des caractéristiques du sol et de la capacité de reproduction (dissémination du pollen et dispersion des diaspores)</td></tr><tr><td>Invertébrés du sol</td><td>Abondance / diversité<br>Etat de l'activité biologique<br>Mortalité / croissance / reproduction</td><td>Tests sur ver de terre<sup>23</sup><br>Calcul de taux de respiration de la biomasse et/ activité enzymatique</td><td>Teneur en ETM et TBT dans les sols</td><td>Inventaires écologiques<br>Indicateurs écologiques<br>Caractéristiques du sol</td></tr><tr><td>Mammalofaune et avifaune nicheuses</td><td>Abondance / diversité<br>Mortalité / croissance / reproduction<br>Structure et fonctionnement des peuplements</td><td>Analyse des caractéristiques morphologiques<br>Indices de diversité</td><td>Teneur en ETM dans les sols et modélisation de l'exposition <i>via</i> la chaine alimentaire</td><td></td></tr><tr><td>Mammalofaune et avifaune herbivores</td><td>Diversité / abondance / survie<br>Structure et fonctionnement des peuplements</td><td>Analyses des caractéristiques morphologiques<br>Indices de diversité</td><td>Teneur en ETM et TBT des végétaux</td><td>Diversité / abondance de la ressource<br>Caractéristique de l'habitat</td></tr><tr><td>Mammalofaune et avifaune omnivores</td><td>Diversité / abondance / survie</td><td>Indice d'abondance et de survie<br>Données bibliographiques</td><td>Teneur en ETM et TBT dans pédofaune et pédoflore</td><td>Etude des relations trophiques</td></tr><tr><td>Mammalofaune et avifaune prédateurs</td><td>Abondance / diversité</td><td>Indices d'abondance et de diversité</td><td>Teneur en ETM et TBT dans les proies par modélisation du transfert dans la chaine alimentaire</td><td></td></tr></tbody></table>

b. Analyse de l'exposition des entités cibles et des effets

(i) Caractérisation de l'exposition

Les milieux d'exposition sont **le sol**, mais également **le sol en profondeur** (dépôt de couches successives de sédiments).

<footnote n="23">23 Test reconnu et normé
Cependant sa représentativité est limitée et dans le cas de ce scénario il pourrait être complété. De plus, le résultat des tests réalisés sur *Eisenia fetida* pourra être influencé de par la sensibilité de l'espèce aux organostanniques (Silva *et al.*, 2014) et à la salinité (Green *et al.*, 2008)</footnote>
<figure><img src="image_71.png" /></figure>

Les entités cibles sont susceptibles d'être exposées *via le sol, la chaine alimentaire* et l'atmosphère par l'**envol de poussières**.

La variation spatio-temporelle de l'exposition doit être considérée lors du calcul de risque et doit être exprimée pour chaque entité cible.

Pour les producteurs primaires (végétaux), l'exposition potentielle est continue au cours de l'année pour les ETM et le TBT et l'absorption de ces contaminants est variable selon les espèces ; en raison du lessivage, l'exposition au chlorure de sodium est décroissante. Pour les parties aériennes, l'exposition des feuilles et/ou parties végétatives aux poussières de sol contaminé varie en fonction des saisons et de la couverture végétale, l'érosion pouvant être plus importante au début de la réalisation en raison du couvert végétal moins important (ce point constitue donc une source potentielle d'incertitudes dans le calcul du risque, l'exposition foliaire ne pouvant être exclue).

Pour la flore et la faune du sol, l'exposition potentielle est également continue au cours de l'année pour les ETM et le TBT ; en raison du lessivage, l'exposition au chlorure de sodium est décroissante.

Pour les animaux nichant sur le site, l'intensité et la variation spatio-temporelle de l'exposition des oiseaux et des mammifères sont à corréler à :

* La sédentarité ;

* L'activité saisonnière (hibernation, reproduction, nidification, ...);

* Le mode de vie (création de galeries et/ou de nids dans le sol, recherche de nourriture, ...);

* L'aire de territoire ;

* La densité du couvert végétal ;

* Pour les consommateurs secondaires ou tertiaires : l'accumulation des agents de stress dans la chaine alimentaire ;

Pour les animaux se nourrissant sur le site, l'intensité et la variation spatio-temporelle de l'exposition sont à corréler avec l'hétérogénéité de la distribution de la contamination et avec la diversité et/ou disponibilité de la ressource alimentaire (pouvant être variable selon les saisons).

### (ii) Caractérisation des effets

Pour cette caractérisation, une analyse bibliographique des effets de chaque agent de stress sur les entités cibles a été menée afin de lister les effets attendus en vue d'une analyse approfondie des résultats. Ces éléments ont été utilisés et intégrés (i) pour définir les valeurs écotoxicologiques de référence et (ii) pour l'interprétation des résultats et des indices de risque obtenus. Les valeurs écotoxicologiques retenues dans le cadre de cette éRé sont présentées dans le tableau XXXV.
<table><caption>Tableau XXXV : Valeurs écotoxicologiques de référence retenues dans le cas du scénario 1 - sédiments marins</caption><thead><tr><td>Contaminant</td><td>Valeur de référence</td></tr></thead><tbody><tr><td>As</td><td>Eco-SSL (invertébrés du sol) = ND*<br/>Eco-SSL (végétaux) = 18 mg/kg ps</td></tr><tr><td>Cd</td><td>Eco-SSL (invertébrés du sol) = 140 mg/kg ps<br/>Eco-SSL (végétaux) = 32 mg/kg ps</td></tr><tr><td>Cu</td><td>Eco-SSL (invertébrés du sol) = 80 mg/kg ps<br/>Eco-SSL (végétaux) = 70 mg/kg ps</td></tr><tr><td>Hg total</td><td>Eco-SSL (invertébrés du sol) = 0,1 mg/kg<br/>Eco-SSL (végétaux) = 0,3 mg/kg ps</td></tr><tr><td>Ni</td><td>Eco-SSL (invertébrés du sol) = 280 mg/kg ps<br/>Eco-SSL (végétaux) = 38 mg/kg ps</td></tr><tr><td>Pb</td><td>Eco-SSL (invertébrés du sol) = 1700 mg/kg ps<br/>Eco-SSL (végétaux) = 120 mg/kg ps</td></tr><tr><td>Zn</td><td>Eco-SSL (invertébrés du sol) = 120 mg/kg ps<br/>Eco-SSL (végétaux) = 160 mg/kg ps</td></tr></tbody></table>

## Bioessais eau douce et système terrestre

Les bioessais ont pour but d'évaluer la dangerosité d'une ou plusieurs substances, d'évaluer la qualité d'un milieu et de comprendre les mécanismes d'un polluant. Des bioessais peuvent également être réalisés dans le cadre de cette éRé afin d'évaluer l'effet de la valorisation des sédiments de manière complémentaire. L'utilisation d'espèces de niveaux trophiques différents permet une meilleure compréhension et/ou mesure des effets des substances présentes dans la matrice sédimentaire et de l'éco-modelé en tant que tel sur les écosystèmes du sol récepteur et environnant.

La mise en évidence et/ou l'identification de problèmes pour l'écosystème environnant suite à des phénomènes de ruissellement et/ou de lixiviation est possible par la réalisation de bioessais sur les éluats des sédiments. Afin de considérer l'impact (i) des contaminants et (ii) de la salinité des sédiments marins utilisés sur l'écosystème environnant, les bioessais pour le système aquatique proposés sont ceux à réaliser sur des espèces d'eaux douces.

Pour les microorganismes, le test sur la bactérie marine Vibrio fischeri peut être utilisé pour évaluer la toxicité aigüe d'un ou plusieurs contaminants selon la méthode normalisée ISO 11348-1 (2007). Pour les invertébrés, différentes espèces peuvent être envisagées pour évaluer l'écotoxicité des lixiviats des sédiments, (i) un test de mobilité (ISO 6341, 2012) pour évaluer la toxicité aigüe et un test sur la reproduction (OECD, 2012) pour la toxicité chronique sur Daphnia magna, et (ii) un test de survie à court terme (NF T90-339-1, 2010) couplés à des tests de croissance et d'émergence pour évaluer la survie à long terme ainsi que le cycle de vie de larves de chironomes (Chironomus riparius). Les amphipodes, et notamment Hyalella azteca, sont couramment utilisés dans le cadre de bioessais. Cependant, en raison d'une grande tolérance à la salinité, cette espèce n'est pas à privilégier pour l'évaluation de l'écotoxicité et de la salinité sur l'écosystème environnant dans le cadre de ce scénario. Un test de bioaccumulation sur des oligochètes (Lumbriculus variegatus) peut également être envisagé compte tenu du caractère bioaccumulable des contaminants considérés dans ce cas théorique. Afin de déterminer la toxicité des lixiviats sur la flore, l'espèce Pseudokirchneriella subcapitata est à utiliser selon le test standardisé ISO 8692 (2012).

<footnote>*ND = Non Disponible (données insuffisantes)</footnote>