Babut & Perrodin (méthode CETMEF) recommande d'utiliser des bioessais pour le milieu terrestre afin d'évaluer également les risques du dépôt pour l'écosystème du sol récepteur et sur l'écosystème terrestre du dépôt. Ainsi, pour les microorganismes, la mesure de la respiration microbienne pourra être mesurée selon la norme ISO 16072. Pour les invertébrés, deux types d'espèces peuvent être étudiés, des vers de terre (*Eisenia fetida*) avec notamment un test de toxicité aigüe mesurant la mortalité (ISO 11268-1) et un test de toxicité chronique mesurant la reproduction (ISO 11268-2) ; et des collemboles (*Folsomia candida*) afin d'évaluer la fonction habitat du sol et les effets des contaminants sur la reproduction (ISO 11267). Pour les végétaux, leur croissance peut être influencée par différents facteurs (tels que le pH ou la présence des contaminants). L'émergence et la réponse sur les premiers stades de croissance d'au moins deux espèces végétales peuvent être utilisées pour évaluer la qualité d'un milieu et sa fonction d'habitat. Ce test de phytotoxicité est également normalisé (NF EN ISO 11269).

### c. Caractérisation du risque

L'é Ré de ce scénario est prospective, elle permet d'évaluer la probabilité d'apparition d'effets néfastes sur l'écosystème, et/ou sur certaines entités cibles identifiées. Des mesures de suivi et/ou de gestion doivent être envisagées dans le cas de quotients de risque supérieurs à 1.

Pour ce cas théorique utilisant des sédiments marins, des concentrations en contaminants (ETM et TBT) ont été choisies, et ce de manière arbitraire. Celles-ci sont égales à la médiane des concentrations retenues dans le cadre de l'étude de Padox & Hennebert (2010b). Un quotient de risque pour les éléments trace a été calculé pour certains groupes écologiques (invertébrés du sol et végétaux) en utilisant les Eco-SSL fournies par l'US-EPA. En ce qui concerne l'avifaune et la mammalofaune, l'indice de risque n'a pu être calculé dans le cadre de ce cas théorique (espèces non déterminées et expositions non quantifiées, ces paramètres étant caractéristiques de l'écosystème récepteur dans lequel s'inscrit la valorisation). Le tableau XXXVI présente les résultats obtenus.

<table><caption>Tableau XXXVI : Résultat pour la caractérisation du risque scénario 1 - sédiments marins</caption><thead><tr><th></th><th>Valeur médiane<br>(mg/kg)<br>(1)</th><th>Eco-SSL<br>Invertébrés du sol<br>(mg/kg)<br>(2)</th><th>QR<br>Invertébrés<br>du sol<br>(1)/(2)</th><th>Eco-SSL<br>Flore (mg/kg)<br>(3)</th><th>QR<br>Flore<br>(1)/(3)</th></tr></thead><tbody><tr><td><strong>As</strong></td><td>13</td><td>ND</td><td>-</td><td>18</td><td>0,72</td></tr><tr><td><strong>Cd</strong></td><td>0,33</td><td>140</td><td>0,002</td><td>32</td><td>0,01</td></tr><tr><td><strong>Cu</strong></td><td>41,3</td><td>80</td><td>0,518</td><td>70</td><td>0,59</td></tr><tr><td><strong>Hg</strong></td><td>0,13</td><td>0,1</td><td>1,3</td><td>0,3</td><td>0,43</td></tr><tr><td><strong>Ni</strong></td><td>20</td><td>280</td><td>0,071</td><td>38</td><td>0,53</td></tr><tr><td><strong>Pb</strong></td><td>41</td><td>1700</td><td>0,024</td><td>120</td><td>0,34</td></tr><tr><td><strong>Zn</strong></td><td>150</td><td>120</td><td>1,25</td><td>160</td><td>0,94</td></tr></tbody></table>

Il est à noter que le quotient de risque pour l'arsenic sur les invertébrés du sol n'a pas pu être calculé en raison de l'insuffisance des données permettant d'aboutir à l'établissement d'une Eco-SSL. Pour le chrome, les Eco-SSL de l'US-EPA font une distinction entre le chrome III et le chrome VI : les valeurs arbitraires choisies dans le cadre de ce cas théorique ne permettent pas de calculer un

<footnote>*ND = Non Disponible (données insuffisantes)</footnote>
quotient de risque, la concentration retenue considérant le chrome total sans distinction de l'état d'oxydation.

Les concentrations en éléments traces mesurées sur les sédiments ont été supposées supérieures aux valeurs du fond pédogéochimique du lieu de valorisation, l'arsenic, le cadmium, le cuivre, le mercure, le nickel, le plomb et le zinc ont été retenus pour l'évaluation du risque pour les écosystèmes. Dans le cadre de cette valorisation de sédiments marins en éco-modelé paysager, l'évaluation met en évidence *a priori* un risque uniquement pour les invertébrés du sol en raison d'indices de risque supérieurs à 1 pour le zinc et le mercure (1,25 et 1,3). Les autres éléments traces considérés ne semblent pas engendrer de risque ni pour les invertébrés du sol ni pour la flore. Cependant, le QR<sub>Flore</sub> calculé pour le zinc dans le cadre de cette caractérisation du risque a une valeur proche de 1 (0,93).

Pour le TBT, un quotient de risque a également pu être calculé en utilisant comme valeur de référence une PNEC<sub>sol</sub> égale à 5,9 µg/kg et la valeur médiane disponible (0,115 mg/kg) dans l'étude de Padox & Hennebert (2010b). La caractérisation du risque pour le TBT conduit à un QR bien supérieur à 1, avec un résultat proche de 20 (QR<sub>TBT</sub> = 19,49).

Malgré le fait que cette étude présente une vue synthétique de la qualité des sédiments marins en France, les concentrations en un même lieu peuvent être très variables au cours des années selon les paramètres analysés et les lieux de prélèvement. Elles dépendent probablement de nombreux facteurs environnementaux (activité du port et du bassin versant amont ; dragages ; effets de marée ; météo ; granulométrie), chaque contaminant ayant sa propre évolution (Padox & Hennebert, 2010b). D'après cette même étude, le cuivre et le TBT sont les contaminants principalement responsables des dépassements de seuils pour les sédiments marins. Au regard de la caractérisation du risque réalisée pour cette étude de cas, des cinq millions de m³ de sédiments amenés à être gérés à terre et notamment des quotients de risque bien à supérieurs à 1 pour le TBT et pour le zinc, une réflexion supplémentaire sur la valeur protectrice pour les écosystèmes terrestres de ces valeurs seuil a semblé pertinente.

Ces valeurs médianes ont donc été comparées au seuil N1, seuil au-delà duquel des études complémentaires sont nécessaires pour l'immersion (et études du milieu récepteur dans le cas d'un dépassement supérieur à N2). La concentration médiane des sédiments issue de cette étude pour le TBT est supérieure à celle du seuil N1 (TBT : 0,115 mg/kg pour N1 à 0,1 mg/kg), la concentration médiane pour le cuivre étant sensiblement proche de N1, quoique légèrement inférieure (41,3 mg/kg pour N1 à 45 mg/kg). Des calculs de risque ont donc été réalisés pour les valeurs du seuil N1 de l'arrêté du 09/08/2006. Les résultats sont présentés dans le tableau XXXVII.
<table><caption>Tableau XXXVII: Résultat pour la caractérisation du risque (2) scénario 1 - sédiments marins</caption><thead><tr><th></th><th>N1 (mg/kg)<br>(1)</th><th>Eco-SSL<br>Invertébrés du sol<br>(mg/kg)<br>(2)</th><th>QR<br>Invertébrés<br>du sol<br>(1)/(2)</th><th>Eco-SSL<br>Flore (mg/kg)<br>(3)</th><th>QR<br>Flore<br>(1)/(3)</th></tr></thead><tbody><tr><td><strong>As</strong></td><td>25</td><td>ND</td><td>-</td><td>18</td><td><strong>1,39</strong></td></tr><tr><td><strong>Cd</strong></td><td>1,2</td><td>140</td><td>0,009</td><td>32</td><td>0,04</td></tr><tr><td><strong>Cu</strong></td><td>45</td><td>80</td><td>0,56</td><td>70</td><td>0,64</td></tr><tr><td><strong>Hg</strong></td><td>0,4</td><td>0,1</td><td><strong>4</strong></td><td>0,3</td><td><strong>1,3</strong></td></tr><tr><td><strong>Ni</strong></td><td>37</td><td>280</td><td>0,13</td><td>38</td><td>0,97</td></tr><tr><td><strong>Pb</strong></td><td>100</td><td>1700</td><td>0,06</td><td>120</td><td>0,8</td></tr><tr><td><strong>Zn</strong></td><td>276</td><td>120</td><td><strong>2,3</strong></td><td>160</td><td><strong>1,7</strong></td></tr></tbody></table>

Ce nouveau calcul de risque met en évidence un risque pour les invertébrés du sol et la flore, notamment en raison d'un indice de risque supérieur à 1 pour le mercure (4 et 1,3). La valeur de N1 pour le zinc génère un risque pour les invertébrés du sol (2,3) et pour la flore (1,7). L'arsenic génère également un risque pour la flore (QR = 1,39). Le cadmium, le cuivre, le nickel et le plomb ne semblent pas générer de risque, ni pour les invertébrés du sol ni pour la flore ; cependant les QR<sub>Flore</sub> calculés pour le nickel et le plomb ont des valeurs proches de 1 (0,97 et 0,8). Pour le TBT, malgré une concentration N1 un peu moins importante que la valeur médiane, le quotient de risque calculé est toujours bien supérieur à 1 (<strong>QR<sub>TBT</sub></strong> = 100 (valeur du seuil N1) / 5,9 = <strong>16,95</strong>).

Les quotients de risque supérieurs à 1 pour l'arsenic, le mercure, le zinc et le TBT sont suffisamment élevés pour susciter un questionnement sur leur valeur protectrice pour des écosystèmes terrestres lorsque des sédiments sont amenés à être gérés à terre en l'état, et notamment pour les substances reconnues comme bioaccumulables et/ou bioamplifiables (mercure et TBT notamment).

### d. Discussion sur les incertitudes

* Les bryophytes et la fonge sont écartées dans ce cas de figure : les bryophytes sont des espèces traduisant le plus souvent le caractère pionnier des écosystèmes. Leur détermination et la connaissance de ce groupe biologique relèvent de compétences très spécifiques. Il n'existe de surcroît aucune donnée permettant de quantifier un risque pour ce groupe biologique. Par conséquent, ce groupe n'a pas été retenu dans le cadre de cette étude de cas. De même, très peu d'informations existent à ce jour sur les effets des contaminants sur les champignons, notamment les carpophores. De ce fait, ils n'ont pas été retenus en tant qu'entité cible de l'éRé (pas de calcul de risque possible). En revanche, la fonge est un très bon indicateur de la richesse écologique et du fonctionnement d'un écosystème. Les données issues d'observations de terrain sur la fonge enrichissent le niveau de compréhension des effets observés ou pressentis des contaminants sur l'écosystème.

* Selon le délai écoulé entre la réalisation de l'éco-modelé et l'éRé, une évolution de la composition et des effectifs des espèces présentes est à considérer et peut faire évoluer le pool d'entités cibles. En effet, l'avifaune et la mammalofaune susceptibles de fréquenter, d'utiliser ou de nicher au niveau de l'éco-modelé vont évoluer de façon concomitante avec le développement de la strate végétale et la diversification des habitats potentiels.

<footnote>*ND = Non Disponible (données insuffisantes)</footnote>
En ce qui concerne les incertitudes, elles sont de plusieurs natures. Toutes les entités cibles n'ont pu être représentées sur le schéma conceptuel. De plus, le niveau de représentation des entités cibles est variable. A titre d'illustration, la flore vasculaire constitue une entité cible à part entière alors que pour l'avifaune, ce sont les espèces qui constituent les entités cibles de l'éRé. En termes de calcul de risque, la représentation du résultat est en conséquence à pondérer en fonction de ce niveau de représentativité. Par ailleurs, il existe des groupes biologiques pour lesquels le risque n'a pu être calculé par manque de données/connaissances et/ou par l'accessibilité à la connaissance (cas de groupes biologiques peu étudiés dont la connaissance/détermination relève nécessairement de spécialistes, i.e. bryophytes). La fonge, malgré sa vulnérabilité aux contaminants, n'a pas été retenue par manque de modèles mathématiques et de données permettant le calcul de risque. En revanche, elle peut faire partie intégrante de l'évaluation en tant que denrée alimentaire à risque pour les fongivores et omnivores. La caractérisation écologique de la fonge d'un milieu constitue par ailleurs une aide précieuse à la compréhension de l'état et du fonctionnement de l'écosystème et à l'interprétation de l'éRé.

L'inhalation et le contact dermique n'ont pas été considérés et seule la voie orale a été retenue comme voie d'exposition. En ce qui concerne les végétaux, l'érosion plus importante au début de la valorisation en raison d'un couvert végétal moindre pourra occasionner un biais dans l'exposition des feuilles et/ou des parties végétatives aux poussières de sol contaminé. De manière générale, l'exposition de la faune et de la flore peut être variable selon (i) les espèces considérées et (ii) les contaminants effectivement présents au sein de la matrice sédimentaire.

Les VTR de l'US-EPA retenues ici présentent l'avantage d'être plus discriminantes en distinguant notamment les espèces de l'avifaune et de la mammalofaune en fonction de leur régime alimentaire (herbivores, omnivores, prédateurs, ...). De plus, les effets mis en évidence expriment des effets globaux, sans distinction de la nature des effets.

Une autre source d'incertitudes dans le cas de cette éRé est l'utilisation des concentrations des sédiments pour leur caractérisation en vue du dragage. En effet, de par les modifications biologiques, biochimiques liées au dragage puis au traitement/stockage à l'air des sédiments en vue de les rendre transportables et conformes aux normes géotechniques pour la réalisation de l'éco-modelé paysager, le sédiment a été susceptible d'évoluer (contamination, oxydation, reprise d'une activité microbienne aérobie, ...). Des traitements ont également pu être envisagés dans le cas d'une contamination, afin de réduire autant que possible voire éliminer les risques pour l'écosystème terrestre lors d'une gestion à terre des sédiments. Toutefois, si ces traitements ne sont pas suffisants, des mesures pourront être mises en place spécifiquement afin de suivre et/ou contrôler les impacts de la valorisation des sédiments sur l'écosystème récepteur et/ou environnant, et notamment sur les groupes écologiques identifiés au cours de l'éRé.

Les sédiments dans cette hypothèse ont été considérés comme un sol « naturel » avec un comportement identique, au niveau de la pédogénèse mais également d'un point de vue réactivité à des facteurs du type climat, végétation ou encore activité biologique. Le comportement des contaminants à l'intérieur de la valorisation sera de facto influencé par ces facteurs. Cependant, les avis sur l'assimilation d'un dépôt de sédiment à un sol sont encore partagés.
De plus, les quotients de risque calculés dans le cadre de cette éRé ont été obtenus en utilisant des concentrations totales en contaminants, celles-ci ne distinguent ni les différentes spéciations ni la fraction biodisponible pouvant être présentes dans le milieu. Or, au sein de la matrice sédimentaire gérés à terre (i) des phénomènes d'échange d'ions peuvent participer à l'augmentation des concentrations en ETM dans la phase aqueuse (notamment pour le cadmium et le mercure), et (ii) des complexes entre l'anion chlorure et les éléments traces peuvent se former rendant ces derniers plus biodisponibles pour les organismes vivants.

La traçabilité des sédiments gérés à terre est fondamentale afin de réduire les incertitudes liées aux changements potentiels de biodisponibilité des contaminants au sein de la matrice sédimentaire. Il est important de bien connaitre la matrice sédimentaire utilisée, *i.e.* (i) les concentrations des différentes substances présentes mais également (ii) les effets des pré-traitements et/ou traitements effectués en amont de la réalisation afin d'anticiper les impacts pour l'écosystème terrestre.

En raison des nombreuses sources d'incertitudes, l'indice de risque calculé doit être considéré comme une indication permettant de cibler les dangers et de hiérarchiser des entités cibles en fonction de leur susceptibilité aux agents de stress (Hayet, 2010). Les valeurs seuils sont souvent utilisées dans le contexte d'évaluation de sites contaminés, notamment pour les situations les plus simples, ou en première étape (screening) (Hubaux & Perceval, 2011).

### e. Conclusions de l'éRé - scénario 1

L'évaluation du risque pour les écosystèmes menée dans le cadre de ce premier cas théorique a permis de mettre en évidence un risque pour les invertébrés du sol pour le mercure et le zinc ($QR_{Hg} = 1,3$ ; $QR_{Zn} = 1,25$), même si aucun risque ne semble engendré pour la flore dans ce cas théorique, il est à noter que le $QR_{Zn}$ calculé pour la flore est proche de 1 (0,94). Le TBT constitue la substance la plus susceptible d'engendrer des dommages à l'écosystème terrestre en raison d'un QR très supérieur à 1 (19,49) calculé à partir d'une $PNEC_{sol}$. Or cette substance est responsable du plus grand nombre de dépassement du seuil N1 dans le cas des sédiments maritimes, ce qui nous a amené à comparer les valeurs médianes des sédiments maritimes aux valeurs du seuil N1, puis à envisager une caractérisation du risque à partir de N1 afin d'évaluer la valeur protectrice de ces valeurs pour l'écosystème terrestre. Pour cet autre calcul de risque, le mercure et le zinc engendrent des risques pour les végétaux et les invertébrés du sol. Cela fait également émerger l'arsenic vis-à-vis de la flore. Le TBT présente un indice de risque toutefois moins élevé (16,95) mais tout de même largement supérieur à 1 et est le contaminant le plus susceptible d'engendrer des perturbations au sein de l'écosystème. Le cadmium, le cuivre, le nickel et le plomb quant à eux ne semblent pas générer de risque ni pour les invertébrés du sol ni pour la flore, cependant les $QR_{Ni}$ et $QR_{Pb}$ pour la flore ont des valeurs proches de 1 (0,97 et 0,8).

Dans le cadre d'une gestion à terre des sédiments en éco-modelé paysager, les valeurs seuil de l'arrêté du 09/08/2006 pour le cadmium, le cuivre, le nickel et le plomb semblent protectrices pour les premiers maillons des écosystèmes terrestres au regard des quotients de risque inférieurs à 1 pour les invertébrés du sol et la flore. En revanche, pour l'arsenic, le mercure, le zinc et le TBT les QR calculés sont supérieurs à 1, et largement supérieur à 1 dans le cas du TBT. L'éRé a mis en évidence un risque pour ces groupes écologiques et notamment en ce qui concerne des contaminants qui auraient tendance à se bioaccumuler (TBT, arsenic, mercure, zinc) mais également à s'amplifier au sein des chaines alimentaires (TBT et mercure notamment). Des
traitements physico-chimiques sont alors à envisager en amont de la réalisation, du type
complexation dans le cadre d'une contamination inorganique (introduction d'agents chimiques
ayant de fortes propriétés complexantes) ou du type lessivage (utilisation de l'action mécanique de
l'eau couplée à des agents d'extraction pour désolidariser les contaminants des particules) dans
l'hypothèse d'une contamination organique.

Les invertébrés du sol et la flore sont tous les deux en contact permanent avec les sédiments. La flore, en tant que producteur primaire, est à la base des chaines alimentaires et les invertébrés du sol constituent une ressource alimentaire pour de nombreux omnivores. Une surveillance des consommateurs primaires, par la mise en place de suivis écologiques de terrain, doit donc être encouragée.

En raison de leur rapidité et de leur relative facilité d'exécution, la réalisation de bioessais en
complément de l'éRé permet de mettre en évidence et/ou d'identifier des problèmes pour
l'écosystème environnant suite à des phénomènes de ruissellement et/ou de lixiviation. L'utilisation
d'espèces de niveaux trophiques différents permet une meilleure compréhension et/ou mesure des
effets des contaminants présents au sein de la matrice sédimentaire. De plus, les bioessais suggérés
dans ce cas théorique sont standardisés ce qui permet de comparer les résultats obtenus avec ceux
issus de la littérature.

## 2. Scénario 2

Les **sédiments d'eau douce** 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 prairial**. Les sédiments sont déposés en **couches successives** sur le lieu de réalisation, sur une **géomembrane** dont la taille a été adaptée aux caractéristiques du dépôt. 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 des vents (les conditions météorologiques étant à vérifier dans le cadre de l'étude d'impact).

### 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 dans un
milieu prairial, l'éco-modelé pourra accueillir les espèces suivantes : Avoine élevé (Arrhenatherum elatius), Fétuque élevée (Festuca eliator), Dactyle aggloméré (Dactylis glomerata), Fléole des prés (Phleum pratense), Houque laineuse (Holcus lanatus), Pâturin des prés (Poa pratensis), Achillée millefeuille (Achillea millefolium), Carotte sauvage (Daucus carota), Géranium des colombes (Geranium colombinum), Knautie (Knautia arvensis) Marguerite (Leucanthemum vulgare), Oseille des prés (Rumex acetosa). 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). 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 ;

- Les invertébrés 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'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 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 en PCBi équivalentes aux valeurs médianes issues de l'étude de Padox & Hennebert (2010a). Cette base de données regroupe 12 850 échantillons couvrant une période de 28 ans et a été alimentée par des
données venant des Voies Navigables de France, des Agences de l'Eau Adour Garonne, Artois Picardie, Loire Bretagne, Rhin Meuse et Rhône Méditerranée Corse ainsi que du Service Public de Wallonie (Belgique).

Une synthèse de la toxicité et du comportement dans l'environnement des contaminants présents dans ce cas pratique est présentée dans le tableau XXXVIII.

<table><caption>Tableau XXXVIII : Synthèse toxicité et comportement dans l'environnement, scénario 2</caption><thead><tr><th>Contaminant</th><th>Comportement dans l'environnement</th><th>Toxicité</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="5">PCBi</td><td>Persistance proportionnelle au degré de chloration (congénères ortho-substitués plus rémanents)</td><td rowspan="5">Perturbateur des fonctions reproductrices en fin de chaîne trophique<br>Très toxiques pour organismes aquatiques<br>Nombreux effets systémiques et neurotoxiques</td></tr><tr><td>Tous bioaccumulables et biomagnifiables</td></tr><tr><td>Difficilement dégradés (dépend du degré de chloration)</td></tr><tr><td>Adsorption sur les particules en suspension (plus importante si degré de chloration élevé)</td></tr><tr><td>Revolatilisation possible dans atmosphère inversement proportionnelle du degré chloration</td></tr><tr><td rowspan="3">Eléments trace (As, Cd, Cr, Pb, Zn<sup>24</sup>, Hg, Sn, Cu<sup>2</sup>, Ni, ...)</td><td>Vieillissement contribue à la baisse de biodisponibilité</td><td rowspan="2">Généralement toxique à faibles concentrations</td></tr><tr><td>Mobilité et biodisponibilité dépend de leurs spéciations et des conditions physico-chimiques</td></tr><tr><td>Concentrés dans phase solide du sol</td><td>La spéciation conditionne la toxicité</td></tr></tbody></table>

## Les PCBs

La grande majorité des espèces végétales est incapable de prélever les PCB-DL dans le sol *via* leur système racinaire et de les transloquer vers les parties aériennes (Kew *et al.*, 1989), les plantes de la famille des cucurbitacées constituant une exception (Laurent *et al.*, 2012). En raison de leur haut poids moléculaire, de leur faible solubilité et de leur grande capacité à s'adsorber sur la phase particulaire, les PCBs sont difficiles à éliminer des sols. L'hydrophobicité et la lipophilie de ces composés les rendent faiblement phytodisponibles (Passatore *et al.*, 2014). Cependant sur des végétaux, ils pourront entrainer une baisse de la production primaire.

Liu & Schnoor (2008) ont étudié la translocation de PCBs faiblement chlorés dans des végétaux supérieurs (*Populus deltoides* × *nigra*) et ont démontré que la translocation était reliée à l'hydrophobicité des congénères, le facteur de concentration racinaire ayant été corrélaté au log Kow. Au plus le log Kow est élevé, au plus les congénères restent fortement liés aux tissus racinaires. Les composés mono- ou di-chlorés sont transloqués depuis les racines vers les tiges, les feuilles accumulant moins les PCBs en condition d'exposition hydroponique.

<footnote n="24"><sup>24</sup> Oligo-éléments ayant une fonction biologique chez l'Homme dans des quantités minimes</footnote>
Les PCBs sont très toxiques notamment pour les mammifères aquatiques et les oiseaux, notamment dans le cas d'une exposition chronique. Chez les oiseaux des effets du type non éclosion des œufs et/ou amincissement de la coquille pourront être observés, comme des altérations du développement chez les têtards pour les amphibiens.

### 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). Chez les amphibiens, la présence d'éléments trace et notamment de cadmium et de sélénium entraînera des phénomènes d'hypoxie et de tératogénèse.

### Echantillonnage

Comme dans le premier cas de valorisation de sédiments en éco-modelé paysager, 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 trois 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_72.png" /><figcaption>Figure 54 : Schéma conceptuel scénario 2</figcaption></figure>

Ces hypothèses 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 PCBs à des teneurs équivalentes à la valeur médiane de l'étude de Padox & Hennebert sur les sédiments d'eau douce (2010a). Ces contaminants sont susceptibles de migrer dans l'environnement *via* la chaine alimentaire, les eaux de ruissellement et de percolation et l'atmosphère par le réenvol de poussières ou la revolatilisation ;

H2. 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 aux PCBs. Ils sont susceptibles d'exprimer des effets néfastes liés à cette exposition ;

H3. Les métaux et les PCBs 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 ;

H4. Les ETM et les PCBs en raison de leur action toxique, peuvent entrainer une altération de la germination et un ralentissement de la croissance des végétaux, ce qui entrainera une diminution de la ressource alimentaire des herbivores ;

H5. Les ETM peuvent être absorbés par les végétaux puis transloqués des parties racinaires vers les parties aériennes. Cette absorption est variable selon l'espèce, l'élément trace et les caractéristiques du sol ;

H6. Un dépôt de particules de sol contaminé sur les parties aériennes est également possible. Il existe donc un risque pour l'ensemble des consommateurs en raison de la bioaccumulation des ETM et de leur transfert dans la chaine alimentaire, les effets pour les grands prédateurs (mammalofaune et/ou avifaune) peuvent être importants ;

H7. Le transfert des contaminants *via* la chaine alimentaire est susceptible d'entrainer des effets néfastes pour l'ensemble des consommateurs, notamment les grands prédateurs (mammifères
et oiseaux) en raison de la bioaccumulation et de la bioamplification des ETM et des PCBs dans la chaine alimentaire ;

H8. 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 XXXIX.

<table><caption>Tableau XXXIX : Plan d'analyses, scénario 2</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>Indices de diversité<br>Bio-essai élongation racinaire, germination</td><td>Teneur en ETM dans les sols et dans les parties aériennes<br>Teneur en PCB dans les sols</td><td>Etude des caractéristiques du sol et de la capacité de reproduction (dissémination du pollen et dispersion des diaspores)</td></tr><tr><td>Faune / Flore du sol</td><td>Abondance / diversité<br>Etat de l'activité biologique<br>Mortalité / croissance / reproduction</td><td>Tests sur ver de terre<br>Calcul de taux de respiration de la biomasse et/ activité enzymatique</td><td>Teneur en ETM et PCB dans les sols</td><td>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 et PCB 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 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 PCB 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 PCB 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).

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

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, exposition décroissante pour le chlorure de sodium en raison du lessivage. L'absorption des ETM par les racines est variable selon les espèces. 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 continue au cours de l'année pour les ETM et les PCBs, celle-ci pouvant être variable selon les espèces considérées.

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, ...);

* Leur 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 des espèces nichant sur le site est à corréler avec l'hétérogénéité spatiale de la distribution de la contamination et à la diversité et/ou disponibilité de la ressource alimentaire (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 sont utilisés et intégrés (i) pour définir les valeurs toxicologiques de référence et (ii) pour l'interprétation des résultats et des indices de risque obtenus. Les valeurs écotoxicologiques retenues dans le cadre de cas théorique sont présentées dans le tableau XI.
<table><caption>Tableau XL : Synthèse des valeurs toxicologiques retenues pour le scénario 2</caption><thead><tr><th>Contaminant</th><th>Valeur toxicologique</th></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><tr><td>Σ PCB<sub>i</sub></td><td>Eco-SSL (invertébrés du sol) = 0,33 mg/kg ps<br>Eco-SSL (végétaux) = 40 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.

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) couplé 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). 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).

Babut & Perrodin (méthode CETMEF) recommande d'utiliser des bioessais pour le milieu terrestre afin d'évaluer également les risques du dépôt pour l'écosystème du sol récepteur et sur l'écosystème

<footnote>*ND = Non Disponible (données insuffisantes)</footnote>
terrestre du dépôt. Les bioessais à effectuer sur l'écosystème terrestre dans le cadre de ce cas théorique sont les mêmes que pour la valorisation de sédiments marins en éco-modelé paysager. Pour les microorganismes, la mesure de la respiration microbienne est à effectuer selon la norme ISO 16072. Pour les invertébrés, deux types d'espèces peuvent être étudiées, (i) des vers de terre (Eisenia fetida) avec notamment un test de toxicité aigüe mesurant la mortalité (ISO 11268-1) et un test de toxicité chronique mesurant la reproduction (ISO 11268-2) ; et (ii) des collemboles (Folsomia candida) afin d'évaluer la fonction habitat du sol et les effets des contaminants sur la reproduction (ISO 11267). Pour les végétaux, leur croissance peut être influencée par différents facteurs (tels que le pH ou la présence des contaminants). L'émergence et la réponse sur les premiers stades de croissance d'au moins deux espèces végétales peuvent être utilisées pour évaluer la qualité d'un milieu et sa fonction d'habitat. Ce test de phytotoxicité est également normalisé (NF EN ISO 11269).

### (iii) Discussion sur les incertitudes

En ce qui concerne les incertitudes, elles sont de plusieurs natures. Toutes les entités cibles n'ont pas pu être représentées sur le schéma conceptuel. De plus, le niveau de représentation des entités cibles est variable. A titre d'illustration, la flore vasculaire constitue une entité cible à part entière alors que pour l'avifaune, ce sont les espèces qui constituent les entités cibles de l'éRé. En termes de calcul de risque, la représentation du résultat est en conséquence à pondérer en fonction de ce niveau de représentativité. Par ailleurs, il existe des groupes biologiques pour lesquels le risque n'a pas pu être calculé par manque de données/connaissances et/ou par l'accessibilité à la connaissance (cas de groupes biologiques peu étudiés dont la connaissance/détermination relève nécessairement de spécialistes, i.e. bryophytes). La fonge, malgré sa vulnérabilité aux contaminants, n'a pas été retenue par manque de modèles mathématiques et de données permettant le calcul de risque. En revanche, ils peuvent faire partie intégrante de l'évaluation en tant que denrées alimentaires à risque pour les fongivores et omnivores. La caractérisation écologique de la fonge d'un milieu constitue par ailleurs une aide précieuse à la compréhension de l'état et du fonctionnement de l'écosystème et à l'interprétation de l'éRé.

L'inhalation et le contact dermique n'ont pas été considérés et seule la voie orale a été retenue comme voie d'exposition. En ce qui concerne les végétaux, l'érosion plus importante au début de la valorisation en raison d'un couvert végétal moindre pourra occasionner un biais dans l'exposition des feuilles et/ou des parties végétatives aux poussières de sol contaminé. De manière générale, l'exposition de la faune et de la flore peut être variable selon (i) les espèces considérées et (ii) les contaminants effectivement présents au sein de la matrice sédimentaire.

Les VTR de l'US-EPA retenues ici présentent l'avantage d'être plus discriminantes en distinguant notamment les espèces de l'avifaune et de la mammalofaune en fonction de leur régime alimentaire (herbivores, omnivores, prédateurs, ...) de distinguer les espèces selon leur régime alimentaire. De plus, les effets mis en évidence expriment des effets globaux, sans distinction de la nature des effets.

Une autre source d'incertitudes dans le cas de cette éRé est l'utilisation des concentrations des sédiments pour leur caractérisation en vue du dragage. En effet, de par les modifications biologiques, biochimiques liées au dragage puis au traitement/stockage à l'air des sédiments en vue de les rendre transportables et conformes aux normes géotechniques pour la réalisation de l'éco-modelé paysager, le sédiment a été susceptible d'évoluer (contamination, oxydation, reprise d'une
activité microbienne aérobie, ...). Des traitements ont également pu être envisagés dans le cas d'une contamination, afin de réduire autant que possible voire éliminer les risques pour l'écosystème terrestre lors d'une gestion à terre des sédiments. Toutefois, si ces traitements ne sont pas suffisants, des mesures pourront être envisagées afin de suivre et/ou contrôler les impacts de la valorisation des sédiments sur l'écosystème récepteur et/ou environnant, et notamment sur les groupes écologiques identifiés au cours de l'éRé.

De plus, les quotients de risque calculés dans le cadre de cette éRé ont été obtenus en utilisant des concentrations totales en contaminants, celles-ci ne distinguant ni les différentes spéciations ni la fraction biodisponible pouvant être présente dans le milieu. Or, au sein de la matrice sédimentaire gérée à terre des phénomènes d'échange d'ions peuvent participer à l'augmentation des concentrations en ETM dans la phase aqueuse (notamment pour le cadmium et le mercure).

La traçabilité des sédiments gérés à terre est fondamentale afin de réduire les incertitudes liées aux changements potentiels de biodisponibilité des contaminants au sein de la matrice sédimentaire. Il est important de bien connaitre la matrice sédimentaire utilisée, i.e. (i) les concentrations des différentes substances présentes mais également (ii) les effets des pré-traitements et/ou traitements effectués en amont de la réalisation afin d'anticiper les impacts pour l'écosystème terrestre.

En raison des nombreuses sources d'incertitudes, l'indice de risque calculé doit être considéré comme une indication permettant de cibler les dangers et de hiérarchiser des entités cibles en fonction de leur susceptibilité aux agents de stress (Hayet, 2010). Les valeurs seuils sont souvent utilisées dans le contexte d'évaluation de sites contaminés, notamment pour les situations les plus simples, ou en première étape (screening) (Hubaux & Perceval, 2011).

### c. Caractérisation du risque

L'éRé de ce scénario est prospective, elle permet d'évaluer la probabilité d'apparition d'effets néfastes sur l'écosystème, et/ou sur certaines entités cibles identifiées. Des mesures de suivi et/ou de gestion doivent être envisagées dans le cas de quotients de risque supérieurs à 1.

Pour ce cas théorique utilisant des sédiments d'eau douce, des concentrations en contaminants (ETM et PCBi) ont été choisies, et ce de manière arbitraire. Celles-ci sont issues de l'étude de Padox & Hennebert (2010a) et correspondent aux valeurs médianes des contaminants présents dans les sédiments fluviaux (valeur sur brut et non sur lixiviat). Un quotient de risque pour les éléments trace a été calculé pour certains groupes écologiques (invertébrés du sol et végétaux) en utilisant les Eco-SSL fournies par l'US-EPA. En ce qui concerne l'avifaune et la mammalofaune, l'indice de risque ne peut être calculé dans le cas de scénario théorique (espèces non déterminées et expositions non quantifiées, ces paramètres étant caractéristiques de l'écosystème récepteur dans lequel s'inscrit la valorisation). Le tableau XLI présente les résultats obtenus.
<table><caption>Tableau XLI : Résultat de la caractérisation du risque, scénario 2</caption><thead><tr><th></th><th>Valeur médiane<br>(mg/kg)<br>(1)</th><th>Eco-SSL<br>Invertébrés du sol<br>(mg/kg)<br>(2)</th><th>QR<br>Invertébrés<br>du sol<br>(1)/(2)</th><th>Eco-SSL<br>Flore (mg/kg)<br>(3)</th><th>QR<br>Flore<br>(1)/(3)</th></tr></thead><tbody><tr><td><strong>As</strong></td><td>7,27</td><td>ND</td><td>-</td><td>18</td><td>0,4</td></tr><tr><td><strong>Cd</strong></td><td>0,65</td><td>140</td><td>0,005</td><td>32</td><td>0,02</td></tr><tr><td><strong>Cu</strong></td><td>21,7</td><td>80</td><td>0,27</td><td>70</td><td>0,31</td></tr><tr><td><strong>Hg</strong></td><td>0,13</td><td>0,1</td><td><strong>1,3</strong></td><td>0,3</td><td>0,43</td></tr><tr><td><strong>Ni</strong></td><td>19</td><td>280</td><td>0,07</td><td>38</td><td>0,5</td></tr><tr><td><strong>Pb</strong></td><td>32,6</td><td>1700</td><td>0,019</td><td>120</td><td>0,27</td></tr><tr><td><strong>Zn</strong></td><td>130</td><td>120</td><td><strong>1,08</strong></td><td>160</td><td><strong>0,81</strong></td></tr><tr><td><strong>PCB<sub>T</sub></strong></td><td>0,057</td><td>0,33</td><td>0,17</td><td>40</td><td>0,001</td></tr></tbody></table>

Comme dans le cas de sédiments marins, le quotient de risque pour l'arsenic sur les invertébrés du sol n'a pas pu être calculé en raison de l'insuffisance des données permettant d'aboutir à l'établissement d'une Eco-SSL. Pour le chrome, les Eco-SSL de l'US-EPA font une distinction entre le chrome III et le chrome VI : les valeurs arbitraires choisies dans le cadre de ce cas théorique ne permettent pas de calculer un quotient de risque, la concentration retenue considérant le chrome total sans distinction de l'état d'oxydation.

Les concentrations en éléments traces mesurées sur les sédiments ont été supposées supérieures aux valeurs du fond pédogéochimique du lieu de valorisation, l'arsenic, le cadmium, le cuivre, le mercure, le nickel, le plomb et le zinc ont été retenus pour l'évaluation du risque pour les écosystèmes. Dans le cadre de cette valorisation de sédiments d'eau douce en éco-modelé paysager, l'évaluation met en évidence un risque *a priori* uniquement pour les invertébrés du sol, notamment en raison d'un indice de risque supérieur à 1 pour le mercure et le zinc (1,3 et 1,08), les autres éléments traces considérés pour les calculs ne semblant pas engendrer de risque pour ce groupe écologique. Les valeurs retenues pour cette étude de cas ne paraissent également pas présenter de risque pour la flore, cependant le QR<sub>Flore</sub> calculé pour le zinc a une valeur proche de 1 (0,81).

Les concentrations choisies dans le cadre du calcul de risque correspondent aux valeurs médianes de données d'analyses chimiques conventionnelles disponibles pour les sédiments fluviaux. Aucun paramètre ne présente une distribution symétrique, et des disparités géographiques ont été constatées, (i) les données du service public de Wallonie et de la direction VNF Nord-Pas de Calais présentent les plus forts dépassements en cadmium, plomb et zinc, (ii) l'ensemble des échantillons issus de la direction de Strasbourg de VNF dépassait le seuil S1 pour le mercure sans explication connue des auteurs (Padox & Hennebert, 2010a). Globalement, pour les seuls échantillons français, le taux d'échantillon supérieur au seuil pour au moins un paramètre est de 36 %, les taux de dépassement du seuil S1 étaient de 11,7 %, dépassements probablement dûs au cadmium, au plomb et au zinc, et moins fréquemment pour l'arsenic, le chrome, le cuivre, le mercure et le nickel (Padox & Hennebert, 2010a).

Au regard (i) des résultats de l'éRé et des quotients de risque pour les invertébrés du sol supérieurs à 1 dans le cas du mercure et du zinc (la valeur utilisée dans ce premier calcul est pourtant bien

<footnote>*ND = Non Disponible (données insuffisantes)</footnote>
inférieure à S1), et (ii) le fait que le zinc est un des éléments trace occasionnant des dépassements de seuil, une réflexion supplémentaire sur la protection de ces valeurs guide pour les écosystèmes terrestres a semblé pertinente, ces dépassements de seuil faisant envisager une gestion à terre des sédiments. Des quotients de risque ont donc été calculés à partir du seuil S1 de l'arrêté du 09/08/2006. Ces résultats sont présentés dans le tableau XLII.

<table><caption>Tableau XLII : Résultat de la caractérisation du risque (2), scénario 2</caption><thead><tr><th></th><th>S1 (mg/kg)<br>(1)</th><th>Eco-SSL<br>Invertébrés du sol<br>(mg/kg)<br>(2)</th><th>QR<br>Invertébrés<br>du sol<br>(1)/(2)</th><th>Eco-SSL<br>Flore (mg/kg)<br>(3)</th><th>QR<br>Flore<br>(1)/(3)</th></tr></thead><tbody><tr><td><strong>As</strong></td><td>30</td><td>ND</td><td>-</td><td>18</td><td><strong>1,67</strong></td></tr><tr><td><strong>Cd</strong></td><td>2</td><td>140</td><td>0,01</td><td>32</td><td>0,06</td></tr><tr><td><strong>Cu</strong></td><td>150</td><td>80</td><td><strong>1,25</strong></td><td>70</td><td><strong>1,43</strong></td></tr><tr><td><strong>Hg</strong></td><td>1</td><td>0,1</td><td><strong>10</strong></td><td>0,3</td><td><strong>3,33</strong></td></tr><tr><td><strong>Ni</strong></td><td>50</td><td>280</td><td>0,18</td><td>38</td><td><strong>1,32</strong></td></tr><tr><td><strong>Pb</strong></td><td>100</td><td>1700</td><td>0,06</td><td>120</td><td>0,83</td></tr><tr><td><strong>Zn</strong></td><td>300</td><td>120</td><td><strong>2,5</strong></td><td>160</td><td><strong>1,88</strong></td></tr><tr><td><strong>PCB<sub>T</sub></strong></td><td>0,68</td><td>0,33</td><td><strong>2,06</strong></td><td>40</td><td>0,017</td></tr></tbody></table>

Ce nouveau calcul de risque met en évidence un risque pour les invertébrés du sol et la flore, notamment en raison d'un indice de risque supérieur à 1 pour le cuivre (1,25 et 1,43), le mercure (10 et 3,33) et le zinc (2,5 et 1,88). L'arsenic et le nickel génèrent également un risque pour la flore avec des indices de risque de respectivement 1,67 et 1,32 et les PCB<sub>T</sub> ne semblent *a priori* engendrer un risque que pour les invertébrés du sol (2,06). Le cadmium et le plomb ne semblent pas générer de risque, ni pour les invertébrés du sol ni pour la flore ; cependant le QR<sub>Flore</sub> calculé pour le plomb a une valeur proche de 1 (0,83).

Ces nouveaux quotients de risque calculés à partir du seuil S1 sont suffisamment élevés pour susciter un questionnement sur la valeur protectrice de cette concentration sur les écosystèmes terrestres lorsque les sédiments sont amenés à être gérés à terre, et notamment en ce qui concerne des substances reconnues comme bioaccumulables et/ou bioamplifiables (mercure et PCBs notamment).

Pour les trois éléments traces (cadmium, plomb et zinc) occasionnant le plus fréquemment des dépassements de seuils pour les sédiments fluviaux, seul le zinc présente des quotients de risque supérieurs à 1 pour les invertébrés du sol et la flore. En dépit du fait que le zinc est un micronutriment essentiel aux végétaux (formation de la chlorophylle et de certains glucides ; conversion d'amidon en sucre), une toxicité pourra apparaître à partir d'une certaine concentration, tout comme des effets toxiques ont été mis en évidence sur *Eisenia fetida*. Les concentrations du seuil S1 pour le cadmium et le plomb ne semblent pas engendrer de risque pour les écosystèmes terrestres en raison d'un quotient de risque inférieur à 1.

Pour les autres contaminants utilisés dans le cadre de cas théorique et des hypothèses majorantes retenues, et occasionnant moins fréquemment des dépassements du seuil S1, certaines valeurs ne

<footnote>*ND = Non Disponible (données insuffisantes)</footnote>
semblent pas protectrices pour les invertébrés du sol et/ou la flore (notamment pour le mercure, le cuivre, l'arsenic, le nickel et les PCBs) au regard des quotients de risque supérieur à 1.

### d. Conclusion de l'éRé - scénario 2

L'évaluation des risques pour les écosystèmes menée dans le cadre de ce cas théorique a permis de mettre en évidence un risque pour les invertébrés du sol pour le mercure et le zinc également ($QR_{Hg} = 1,3$ ; $QR_{Zn} = 1,08$), même si aucun risque ne semble engendré pour la flore dans ce cas également, il est à noter que le $QR_{Zn}$ calculé pour la flore est proche de 1 (0,81). Les autres éléments trace et les PCBs ne semblent pas engendrer de risque pour ces deux groupes écologiques.

Les substances les plus responsables des dépassements de seuil dans le cas de sédiments d'eau douce sont le cadmium, le plomb et le zinc (Padox & Hennebert, 2010a). Ces dépassements de seuil feront envisager une gestion à terre, c'est pourquoi une réflexion sur la valeur protectrice du seuil S1 de l'arrêté du 09/08/2006 pour l'écosystème terrestre a été menée. De nouveaux quotients de risque ont donc été calculés pour les invertébrés du sol et la flore. Les valeurs pour le cadmium et le plomb semblent également protectrices pour ces premiers maillons des écosystèmes terrestres au regard des quotients de risque inférieurs à 1. En revanche, cette nouvelle caractérisation a fait émerger de nouveaux contaminants susceptibles d'engendrer un risque pour les écosystèmes terrestres, comme le cuivre, le nickel, l'arsenic et les PCBs vis-à-vis des invertébrés du sol et/ou de la flore. Il est à noter que le $QR_{Hg}$ pour les invertébrés du sol est ici bien supérieur à 1 pour les invertébrés du sol et la flore (10 et 3,33). Certains des contaminants mis en évidence au cours de cette caractérisation sont connus pour leur capacité à se bioaccumuler (PCBs, arsenic, mercure, zinc) mais également à s'amplifier au sein des chaines alimentaires (PCBs et mercure notamment). Des traitements physico-chimiques sont à envisager en amont dans le cas de contamination présentant des quotients de risque supérieurs à 1, et notamment du type complexation pour des contaminations inorganiques et/ou du type lessivage pour des contaminants organiques.

Les invertébrés du sol et la flore sont tous les deux en contact permanent avec les sédiments. La flore, en tant que producteur primaire, est à la base des chaines alimentaires et les invertébrés du sol constituent une ressource alimentaire pour de nombreux omnivores. L'éRé a mis en évidence un risque pour ces groupes écologiques et notamment en ce qui concerne des contaminants qui auraient tendance à se bioaccumuler (PCBs, arsenic, mercure, zinc) mais également à s'amplifier au sein des chaines alimentaires (PCBs et mercure notamment). Une surveillance des consommateurs primaires, par la mise en place de suivis écologiques de terrain, doit donc être encouragée.

En raison de leur rapidité et la relative facilité d'exécution, la réalisation de bioessais en complément de l'éRé permet de mettre en évidence et/ou d'identifier des problèmes pour l'écosystème environnant suite à des phénomènes de ruissellement et/ou de lixiviation. L'utilisation d'espèces de niveaux trophiques différents permet une meilleure compréhension et/ou mesure des effets des contaminants présents au sein de la matrice sédimentaire. De plus, les bioessais suggérés dans ce cas théorique sont standardisés ce qui permet de comparer les résultats obtenus avec ceux issus de la littérature.
### 3. Scénario 3 : Régalage sur berges<fnref n="25" /> de sédiments fluviaux

Pour notre étude de cas théorique, nous avons considéré les résultats de l'étude menée par Padox et Hennebert (2010a) et avons retenu les teneurs moyennes en ETM, PCB totaux et HAP totaux que nous avons comparé aux seuils S1 (tableau XLIII).

<table><caption>Tableau XLIII : Teneurs moyennes ETM, HAP et PCB des sédiments – scénario 3</caption><thead><tr><th colspan="2">Concentrations (Ci-moyenne) -</th></tr><tr><th>Contaminants</th><th>mg/kg</th></tr></thead><tbody><tr><td>Arsenic</td><td>12,4</td></tr><tr><td>Cadmium</td><td><strong>10,2</strong></td></tr><tr><td>Chrome</td><td>52,1</td></tr><tr><td>Cuivre</td><td>48,5</td></tr><tr><td>Mercure</td><td><strong>1,22</strong></td></tr><tr><td>Nickel</td><td>26,8</td></tr><tr><td>Plomb</td><td><strong>122</strong></td></tr><tr><td>Zinc</td><td><strong>446</strong></td></tr></tbody><thead><tr><th colspan="2">Concentrations (Ci-moyenne) -</th></tr><tr><th></th><th>µg/kg</th></tr></thead><tbody><tr><td>HAP totaux</td><td>/</td></tr><tr><td>PCB totaux</td><td>0,20</td></tr></tbody><thead><tr><th colspan="2">Concentrations (Ci-moyenne) - µg/kg</th></tr></thead><tbody><tr><td></td><td>/</td></tr><tr><td></td><td>0,68</td></tr></tbody></table>

Comme l'illustre le tableau XLIII, des dépassements de seuils sont constatés pour le cadmium, le mercure, le plomb et le zinc. Ces résultats justifient une gestion à terre des sédiments, conforme au projet de valorisation envisagée. Néanmoins, il convient de s'assurer que le projet de régalage sur berges n'occasionne pas d'effets néfastes pour l'écosystème récepteur. En conséquence, une évaluation des risques selon l'approche méthodologique proposée par Perrodin et al. (2006) est réalisée et fait l'objet de la suite de notre propos.

#### a. Evaluation simplifiée des risques

La première étape est, pour rappel, basée sur une analyse physico-chimique des sédiments curés. Pour un site et un polluant donnés, le risque est représenté par le ratio entre la concentration brute du contaminant et la concentration prédite dans l'environnement, définie par MacDonald et al., 2000).

Dans le tableau XLIV, nous avons reporté les concentrations mesurées dans les sédiments et les PEC des ETM, HAP totaux et PCB totaux.

<footnote n="25">²⁵ Les berges sont une zone de transition entre le milieu aquatique et le milieu terrestre. Elles sont sources de nombreuses fonctions physiques, biologiques et socio-économiques.</footnote>
<table><caption>Tableau XLIV : Concentrations brutes et PEC des contaminants étudiés dans le cadre du scénario 3</caption><thead><tr><th>Contaminants</th><th>PEC</th><th>Unité PEC</th><th>Concentrations (Ci-moyenne)</th></tr></thead><tbody><tr><td>Arsenic</td><td>33</td><td>mg/kg PS</td><td>12,4 mg/kg</td></tr><tr><td>Cadmium</td><td>4,98</td><td>mg/kg PS</td><td>10,2 mg/kg</td></tr><tr><td>Chrome</td><td>111</td><td>mg/kg PS</td><td>52,1 mg/kg</td></tr><tr><td>Cuivre</td><td>149</td><td>mg/kg PS</td><td>48,5 mg/kg</td></tr><tr><td>Mercure</td><td>1,06</td><td>mg/kg PS</td><td>1,22 mg/kg</td></tr><tr><td>Nickel</td><td>48,6</td><td>mg/kg PS</td><td>26,8 mg/kg</td></tr><tr><td>Plomb</td><td>128</td><td>mg/kg PS</td><td>122 mg/kg</td></tr><tr><td>Zinc</td><td>459</td><td>mg/kg PS</td><td>446 mg/kg</td></tr><tr><td>HAP totaux</td><td>22800</td><td>Microg/kg PS</td><td>8710 µg/kg</td></tr><tr><td>PCB totaux</td><td>676</td><td>Microg/kg PS</td><td>200 µg/kg</td></tr></tbody></table>

NB : Pour la PEC, les HAP totaux sont assimilés à la somme de 13 HAP : acénaphtène, acénaphtylène, anthracène, fluorène, 2 méthylnaphtalène, naphtalène, phénanthrène, benzo(a)anthracène, dibenzo(a,h)anthracène, benzo(a)pyrène, chrysène, fluoranthène, pyrène.

Pour les concentrations moyennes, les HAP totaux sont assimilés à la somme de 16 HAP : acénaphtène, acénaphtylène, anthracène, fluorène, naphtalène, phénanthrène, benzo(a)anthracène, dibenzo(a,h)anthracène, benzo(a)pyrène, chrysène, fluoranthène, pyrène, benzo(b)fluoranthène, benzo(k)fluoranthène, benzo(ghi)pérylène.

Pour les besoins de l'exercice, bien que les HAP totaux ne soient pas assimilés à la même somme des HAP, nous avons effectués le calcul du ratio correspondant. Ceci constitue donc une incertitude que nous considérerons dans l'analyse et l'interprétation des résultats de l'échéance.

De même, les PCB totaux de la concentration moyenne considérée dans ce cas d'étude (et repris de l'étude de l'INERIS, 2010) sont assimilés à la somme des 7 congénères réglementaires de l'USEPA (standard usuel).

Pour les besoins de l'exercice, bien que les PCB totaux ne soient pas assimilés à la même somme des PCB, nous avons effectués le calcul du ratio correspondant. Ceci constitue donc une incertitude que nous considérerons dans l'analyse et l'interprétation des résultats de l'échéance.

<table><caption>Tableau XLV : Synthèse des ratios Cmoy / PEC</caption><thead><tr><th>Contaminants</th><th>Ratio Cmoy./PEC</th></tr></thead><tbody><tr><td>Arsenic</td><td>0,38</td></tr><tr><td>Cadmium</td><td>2,05</td></tr><tr><td>Chrome</td><td>0,47</td></tr><tr><td>Cuivre</td><td>0,33</td></tr><tr><td>Mercure</td><td>1,15</td></tr><tr><td>Nickel</td><td>0,55</td></tr><tr><td>Plomb</td><td>0,95</td></tr><tr><td>Zinc</td><td>0,97</td></tr><tr><td>Somme 16 HAP</td><td>0,38</td></tr><tr><td>Somme 7 PCB</td><td>0,30</td></tr></tbody></table>

Ces quotients sont ensuite agrégés pour représenter le risque global des matériaux de dragage étudiés : QPECm (tableau XLVI, page suivante).

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

Ci : concentration mesurée du polluant i

PEC : Predicted environmental concentration (MacDonald *et al.*, 2000)

n : nombre de polluants mesurés
<table><caption>Tableau XLVI : Calcul et règles de précision de QPECm</caption><thead><tr><th>Σ<sup>n</sup><sub>i=1</sub> C<sub>i</sub> / PEC<sub>i</sub></th><th>n</th><th>Q<sub>PECm</sub> = Σ<sup>n</sup><sub>i=1</sub> C<sub>i</sub> / PEC<sub>i</sub> / n</th></tr></thead><tbody><tr><td>7,52</td><td>10</td><td>0,75</td></tr></tbody></table>

Règles de décision:

* Si $Q_{PECm}$ est inférieur à 0,1, la probabilité d'apparition d'effets néfastes est faible, le risque est considéré négligeable et les matériaux peuvent être éliminés sans mesures spécifiques.

* Si $Q_{PECm}$ est supérieur à 0,5, la probabilité d'apparition d'effets néfastes est forte, la réalisation d'une EDR est préconisée,

* Si $Q_{PECm}$ est compris entre 0,1 et 0,5, des tests d'écotoxicité doivent être réalisés. Perrodin et al., 2006 préconisent les tests *H. azteca* et *C. riparius*. Les les résultats des tests démontrent une écotoxicité intrinsèque de la matrice sédimentaire, alors une EDR doit être conduite.

Le $Q_{PECm}$ calculé pour le scénario 3 est de **0,75**. Conformément aux règles de décision, rappelées tableau XLVI, lorsque le risque global est supérieur à 0,5, il est considéré comme significatif et implique la réalisation d'une évaluation détaillée des risques (étape 3 de la méthodologie), objet de la suite de notre propos.

## b. Evaluation détaillée des risques (étape 3)

Le processus d'évaluation détaillée des risques reprend les grands principes de la méthodologie d'é Ré de l'USEPA (1998). Celle-ci se décline en 3 grandes étapes :

1. La formulation du problème ;

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

3. La caractérisation du risque.

### (i) Formulation du problème

#### Description du contexte et Intégration des données disponibles

Les principales cibles du dépôt de sédiments sur les berges sont le cours d'eau d'où sont issus les sédiments, les écosystèmes terrestre et aquatique mais également les eaux souterraines.

Ces cibles pourront être affectées soit par percolation dans le sol et/ou la zone non saturée du sol, par ruissellement vers le cours d'eau ou par la bioaccumulation au travers des chaines alimentaires (les niveaux trophiques concernés étant les producteurs primaires, les consommateurs primaires, secondaires et tertiaires) ; les principales voies de transfert étant la phase aqueuse (transfert horizontal le long de la berge vers le cours d'eau, transfert vertical depuis le dépôt vers la nappe) et la bioaccumulation.

Les entités cibles de l'é Ré sont sélectionnées sur la base de 3 critères : la vulnérabilité aux agents de stress, la pertinence écologique et la pertinence avec les objectifs de gestion (tableau XLVII).
<table><caption>Tableau XLVII : Les entités cibles de l'éRé du scénario 3 – stratégie de sélection</caption><thead><tr><th>Entité cible</th><th>Vulnérabilité</th><th>Pertinence écologique</th><th>Pertinence de gestion</th></tr></thead><tbody><tr><td colspan="4"><strong>Ecosystème terrestre</strong></td></tr><tr><td rowspan="3">Végétaux supérieurs</td><td rowspan="3">Contact racinaire direct et permanent avec sol contaminé (dépôt)</td><td>Producteurs primaires</td><td>Stabilité du substrat</td></tr><tr><td>Accueil et nourrissage</td><td>Esthétisme paysager</td></tr><tr><td>Diversité, structure et fonctionnement de l'écosystème</td><td>Filtration de la contamination</td></tr><tr><td>Micro-organismes du sol</td><td>Contact direct et permanent</td><td>Activité biologique du sol<br>Fonctionnement de l'écosystème</td><td>Fonctionnement du sol (minéralisation de la MO)</td></tr><tr><td>Invertébrés du sol</td><td>Contact direct permanent</td><td>Activité biologique du sol<br>Fonctionnement de l'écosystème</td><td>Fonctionnement du sol (cycle de la matière)</td></tr><tr><td>Faune supérieure (oiseaux et mammifères)</td><td>Contact<br>Consommation de denrées alimentaires potentiellement contaminées</td><td>Fonctionnement de l'écosystème et notamment de la chaîne alimentaire</td><td>Fonctionnement de la chaîne trophique - Pérennité de l'écosystème</td></tr><tr><td colspan="4"><strong>Ecosystème aquatique</strong></td></tr><tr><td rowspan="3">Végétaux supérieurs (macrophytes)<br>Algues</td><td rowspan="3">Exposition indirecte - Variable selon transfert des contaminants via la phase aqueuse</td><td>Producteurs primaires</td><td>Diversité de l'écosystème</td></tr><tr><td>Accueil et nourrissage</td><td>Fonctionnement de la chaîne alimentaire</td></tr><tr><td>Producteurs primaires<br>Nourrissage</td><td>Diversité de l'écosystème<br>Fonctionnement de la chaîne alimentaire</td></tr><tr><td>Invertébrés benthiques et pélagiques</td><td></td><td>Source de nourriture<br>Décomposition de la MO</td><td>Diversité de l'écosystème<br>Fonctionnement de la chaîne alimentaire</td></tr><tr><td>Amphibiens</td><td>Exposition indirecte - Variable selon transfert des contaminants via la phase aqueuse<br>Vulnérabilité aux contaminants importante en raison de la grande perméabilité de leur peau</td><td>Diversité et fonctionnement de la chaîne alimentaire<br>Un stade de vie aquatique (larve) et un autre terrestre (adulte)</td><td>Indicateurs de la qualité du milieu, terrestre et aquatique</td></tr><tr><td>Poissons</td><td>Exposition indirecte - Variable selon transfert des contaminants via la phase aqueuse</td><td>Diversité et fonctionnement de la chaîne alimentaire</td><td>Indicateurs de la qualité écologique du milieu aquatique<br>Activités de pêche</td></tr></tbody></table>
Définition des hypothèses de risque et élaboration du schéma conceptuel

Les hypothèses de risque décrivant les relations entre les agents stresseurs et les critères d'effets de l'évaluation dans le cas du scénario n°3 sont :

H1.Suite au dépôt des sédiments sur les berges, les organismes en contact direct avec le sol sont susceptibles d'exprimer des effets néfastes (sur la germination et/ou la croissance) ce qui entrainera une diminution de la ressources alimentaire des herbivores ;

H2.Les contaminants présents dans les sédiments peuvent être absorbés par les végétaux puis transloqués des parties racinaires vers les parties aériennes. Cette absorption est variable selon l'espèce, la substance et les caractéristiques du sol. Un dépôt de particules de sol contaminé sur les parties aériennes est également possible. Il existe donc un risque pour l'ensemble des consommateurs en raison de la bioaccumulation possible de certains contaminants présents dans la matrice sédimentaire et de leur transfert dans la chaine alimentaire ;

H3.Les grands prédateurs (mammifères et/ou avifaunes) peuvent potentiellement consommer des proies contaminées (en raison du caractère bioaccumulable de certaines substances) ;

H4.Le dépôt de sédiments est susceptible de perturber la pédofaune et la pédoflore<fnref n="26" />, avec comme conséquence des perturbations de la dégradation de la matière organique, une diminution de la diversité ou un changement dans la structure des communautés, une diminution de l'activité : pouvant induire des effets sur la structure du sol, la vitesse de l'infiltration de l'eau et les échanges de gaz ;

H5.La présence de traces de certains contaminants, en raison de leur action toxique (phytosanitaire et/ou biocide), peuvent entrainer un ralentissement ou une mortalité de la croissance des végétaux et de la fonge, ce qui entrainera une diminution de la ressource alimentaire des herbivores / fongivores, ainsi qu'une restriction de la capacité de refuge ou une diminution de la diversité;

H6.La présence de contaminants même à l'état de traces dans les sols peut être à l'origine d'une altération de l'état sanitaire des organismes ;

H7.Le dépôt de sédiment peut être à l'origine d'une contamination du milieu aquatique via un transfert des contaminants du dépôt par voie aqueuse (lessivage, percolation, lixiviation...) et engendrer un risque pour les espèces vivant ou utilisant le milieu aquatique (exposition indirecte aux contaminants du dépôt de sédiments transférés par la phase aqueuse) ;

H8.Le dépôt de sédiment peut être à l'origine d'une contamination des eaux souterraines.

<footnote n="26">²⁶ Comprend les organes souterrains des plantes (racines, tubercules, rhizomes, bulbes, etc.) et surtout des microorganismes (algues uni ou pluricellulaires, champignons, cyanobactéries et bactéries)</footnote>
Scénario 3

<figure><img src="image_73.png" /><figcaption>Figure 55 : Schéma conceptuel, scénario 3</figcaption></figure>

(ii) Analyse de l'exposition et des effets

Bio-essais

Etant donné le contexte de notre étude théorique, nous avons identifié, parmi les bio-essais standardisés et normés, les plus adaptés à notre problématique. Nous avons sélectionné des bio-essais qui permettent d'estimer les effets à court et à long terme de la contamination sur les micro-organismes, la flore et la faune terrestres et aquatiques d'eau douce. Afin d'être le plus proche possible de la réalité du terrain, ces essais seront, de préférence, réalisés à partir d'une gamme de dilution de matrices sédimentaires contaminées prélevées au niveau de la zone d'étude.

Le tableau XLVIII liste non exhaustive des bio-essais pouvant être mis en œuvre dans le cadre de notre étude théorique.
<table><caption>Tableau XLVIII : Liste de bioessais pouvant être mis en oeuvre dans le cas du scénario 3</caption><thead><tr><th>Nature de l'écosystème</th><th>Organisme</th><th>Paramètres d'évaluation</th><th>Norme</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="5">Aquatique (eaux douces)</td><td>Vibrio fischeri</td><td>Bioluminescence</td><td>ISO 11 348-1, 2007</td></tr><tr><td>Chironomus riparius</td><td>Survie Croissance</td><td>NF T90-339-1, 2010</td></tr><tr><td>Brachionus calycflorus</td><td>Croissance</td><td>ISO 20 666, 2008</td></tr><tr><td>Hyalella azteca</td><td>Survie Croissance</td><td>ISO 16 303, 2014</td></tr><tr><td>Daphnia magna</td><td>Survie Reproduction</td><td>ISO 6341, 2012</td></tr><tr><td rowspan="3">Terrestre</td><td>Flore microbienne du sol</td><td></td><td></td></tr><tr><td>Collembole</td><td>Reproduction</td><td>ISO 11269, 2013</td></tr><tr><td>Végétaux supérieurs</td><td>Germination Croissance</td><td>NF EN ISO 11 269, 2013</td></tr></tbody></table>

## Analyses physico-chimiques

Pour les besoins de l'exercice, nous avons considéré que les teneurs moyennes mesurées dans les sédiments étaient identiques à celles mesurées dans les sédiments une fois déposés au sol (après régalage). En considérant cette hypothèse, nous admettons un facteur d'incertitude lié à l'évolution du comportement des contaminants suite à leur transfert en milieu terrestre. Cette incertitude sera considérée lors de l'analyse des risques calculés pour le scénario 3.

<table><caption>Tableau XLIX : Ci moyenne - sol des contaminants</caption><thead><tr><th>Contaminants</th><th>Ci moyenne - sol</th></tr></thead><tbody><tr><td>Arsenic</td><td>12,4 mg/kg</td></tr><tr><td>Cadmium</td><td>10,2 mg/kg</td></tr><tr><td>Chrome</td><td>52,1 mg/kg</td></tr><tr><td>Cuivre</td><td>48,5 mg/kg</td></tr><tr><td>Mercure</td><td>1,22 mg/kg</td></tr><tr><td>Nickel</td><td>26,8 mg/kg</td></tr><tr><td>Plomb</td><td>122 mg/kg</td></tr><tr><td>Zinc</td><td>446 mg/kg</td></tr><tr><td>HAP totaux</td><td>8710 µg/kg</td></tr><tr><td>PCB totaux</td><td>200 µg/kg</td></tr></tbody></table>

## (iii) Etape 3 : Caractérisation du risque

Les quotients de risque ont été calculés à partir de deux valeurs de référence, les Eco-SSL de l'USEPA et les valeurs de référence pour les récepteurs terrestres du CEAEQ (2012). Les résultats sont proposés dans les tableaux LII à LVI.
<table><caption>Table L : Scénario 3 – Risques calculés à partir des Eco-SSL (USEPA) pour les invertébrés du sol</caption><thead><tr><th></th><th>Valeur moyenne<br>(mg/kg)</th><th>Eco-SSL<br>Invertébrés du sol<br>(mg/kg)</th><th>QR<br>Invertébrés du sol</th></tr></thead><tbody><tr><td><strong>As</strong></td><td>12,4</td><td>ND</td><td>-</td></tr><tr><td><strong>Cd</strong></td><td>10,2</td><td>140</td><td>0,07</td></tr><tr><td><strong>Cr</strong></td><td>52,1</td><td>/</td><td>/</td></tr><tr><td><strong>Cu</strong></td><td>48,5</td><td>80</td><td>0,61</td></tr><tr><td><strong>Hg</strong></td><td>1,22</td><td>0,1</td><td>12,20</td></tr><tr><td><strong>Ni</strong></td><td>26,8</td><td>280</td><td>0,10</td></tr><tr><td><strong>Pb</strong></td><td>122</td><td>1700</td><td>0,07</td></tr><tr><td><strong>Zn</strong></td><td>446</td><td>120</td><td>3,72</td></tr></tbody></table>

<table><caption>Table LII : Scénario 3 – Risques calculés à partir des valeurs de référence pour les récepteurs terrestres (CEAEQ) pour les invertébrés du sol</caption><thead><tr><th></th><th>Valeur moyenne<br>(mg/kg)</th><th>Eco-SSL<br>Flore (mg/kg)</th><th>QR<br>Flore</th></tr></thead><tbody><tr><td><strong>As</strong></td><td>12,4</td><td>18</td><td>0,69</td></tr><tr><td><strong>Cd</strong></td><td>10,2</td><td>32</td><td>0,32</td></tr><tr><td><strong>Cr</strong></td><td>52,1</td><td>/</td><td>/</td></tr><tr><td><strong>Cu</strong></td><td>48,5</td><td>70</td><td>0,69</td></tr><tr><td><strong>Hg</strong></td><td>1,22</td><td>0,3</td><td>4,07</td></tr><tr><td><strong>Ni</strong></td><td>26,8</td><td>38</td><td>0,71</td></tr><tr><td><strong>Pb</strong></td><td>122</td><td>120</td><td>1,02</td></tr><tr><td><strong>Zn</strong></td><td>446</td><td>160</td><td>2,79</td></tr></tbody></table>

Pour la méthode de calcul utilisant les Eco-SSL, des indices de risques supérieurs à 1 sont exprimés pour le mercure, le plomb et le zinc. En raison de ces résultats, le régalage sur berges des sédiments étudiés est susceptible d'engendrer des effets néfastes pour l'écosystème terrestre, en particulier la flore et les invertébrés du sol.

<table><caption>Table LII : Scénario 3 – Risques calculés à partir des valeurs de référence pour les récepteurs terrestres (CEAEQ) pour les invertébrés du sol</caption><thead><tr><th></th><th>Valeur moyenne<br>(mg/kg)</th><th>Valeur de référence CEAEQ<br>Invertébrés du sol (mg/kg)</th><th>QR<br>Invertébrés du sol</th></tr></thead><tbody><tr><td><strong>As</strong></td><td>12,4</td><td>16</td><td>0,78</td></tr><tr><td><strong>Cd</strong></td><td>10,2</td><td>65</td><td>0,16</td></tr><tr><td><strong>Cr</strong></td><td>52,1</td><td>42</td><td>1,24</td></tr><tr><td><strong>Cu</strong></td><td>48,5</td><td>122</td><td>0,4</td></tr><tr><td><strong>Hg</strong></td><td>1,22</td><td>3,2</td><td>0,38</td></tr><tr><td><strong>Ni</strong></td><td>26,8</td><td>162</td><td>0,17</td></tr><tr><td><strong>Pb</strong></td><td>122</td><td>645</td><td>0,19</td></tr><tr><td><strong>Zn</strong></td><td>446</td><td>251</td><td>1,78</td></tr></tbody></table>
<table><caption>Table LIII : Risques calculés à partir des valeurs de référence pour les récepteurs terrestres (CEAEQ) pour les plantes</caption><thead><tr><th></th><th>Valeur moyenne<br>(mg/kg)</th><th>Valeur de référence CEAEQ<br>Flore (mg/kg)</th><th>QR<br>Flore</th></tr></thead><tbody><tr><td><strong>As</strong></td><td>12,4</td><td>25</td><td>0,5</td></tr><tr><td><strong>Cd</strong></td><td>10,2</td><td>13</td><td>0,78</td></tr><tr><td><strong>Cr</strong></td><td>52,1</td><td>88</td><td>0,59</td></tr><tr><td><strong>Cu</strong></td><td>48,5</td><td>65</td><td>0,75</td></tr><tr><td><strong>Hg</strong></td><td>1,22</td><td>25</td><td>0,05</td></tr><tr><td><strong>Ni</strong></td><td>26,8</td><td>71</td><td>0,38</td></tr><tr><td><strong>Pb</strong></td><td>122</td><td>172</td><td>0,71</td></tr><tr><td><strong>Zn</strong></td><td>446</td><td>124</td><td>3,60</td></tr></tbody></table>

<table><caption>Table LIV : Risques calculés à partir des valeurs de référence pour les récepteurs terrestres (CEAEQ) pour les microorganismes du sol (MO)</caption><thead><tr><th></th><th>Valeur moyenne<br>(mg/kg)</th><th>Valeur de référence CEAEQ<br>Microorganismes (mg/kg)</th><th>QR<br>MO</th></tr></thead><tbody><tr><td><strong>As</strong></td><td>12,4</td><td>304,8</td><td>0,04</td></tr><tr><td><strong>Cd</strong></td><td>10,2</td><td>257,9</td><td>0,04</td></tr><tr><td><strong>Cr</strong></td><td>52,1</td><td>275,73</td><td>0,19</td></tr><tr><td><strong>Cu</strong></td><td>48,5</td><td>447,7</td><td>0,11</td></tr><tr><td><strong>Hg</strong></td><td>1,22</td><td>175,9</td><td>0,01</td></tr><tr><td><strong>Ni</strong></td><td>26,8</td><td>312</td><td>0,09</td></tr><tr><td><strong>Pb</strong></td><td>122</td><td>1834,9</td><td>0,07</td></tr><tr><td><strong>Zn</strong></td><td>446</td><td>387</td><td>1,15</td></tr></tbody></table>

Pour la méthode de calcul utilisant les valeurs de référence pour les récepteurs terrestres du CEAEQ, des indices de risque supérieurs à 1 sont exprimés pour le zinc pour les trois récepteurs évalués : micro-organismes, plantes et invertébrés du sol (valeurs respectives : 1,78 ; 3,60 et 1,15). Un indice de risque supérieur à 1 est également calculé pour le chrome pour les invertébrés du sol (valeur : 1,24).

### c. Conclusion de l'éRé - scénario 3

L'évaluation des risques pour les écosystèmes menée dans le cadre de ce cas théorique a permis de mettre en évidence un risque pour les invertébrés du sol, la flore et les micro-organismes du sol. Les polluants pour lesquels un quotient de risque supérieur à 1 a été calculé sont le chrome, le mercure, le plomb et le zinc. Des polluants étudiés, le zinc est la substance pour laquelle un risque est exprimé (QR>1) quelle que soit la valeur de référence retenue ou l'entité cible considérée.

Les risques exprimés pour ces contaminants, dont certains sont connus pour leur capacité à se bioaccumuler (mercure, zinc) mais également à s'amplifier au sein des chaines alimentaires (mercure notamment), encouragent une ré-évaluation du projet de régalage sur berges et/ou la réalisation de traitements physico-chimiques en amont du régalage afin de minimiser les effets de l'opération sur l'écosystème terrestre récepteur.
L'expression d'un risque pour les invertébrés du sol, la flore et les micro-organismes du sol constitue un facteur d'alerte pour l'écosystème. En effet, ce sont des entités cibles en contact direct et permanent avec le sédiment et par conséquent avec les polluants présents dans la matrice, ce qui les rend particulièrement vulnérables. D'autre part, ils jouent un rôle essentiel dans le fonctionnement et l'équilibre de l'écosystème. La flore, en tant que producteur primaire, est à la base des chaines alimentaires et les invertébrés du sol constituent une ressource alimentaire pour de nombreux omnivores. Sur la base des résultats de l'é Ré, une surveillance des consommateurs primaires, par a minima la mise en place de suivis écologiques de terrain, doit donc être encouragée.

Au regard des résultats obtenus avec les valeurs de référence proposées par l'USEPA et le CEAEQ, il existe une grande variabilité entre les valeurs de référence (tableau LVII) entraînant nécessairement des variations parfois très importantes des risques calculés. Pour le même récepteur et la même substance, une différence de plus de 150% peut être constatée.

<table><caption>Tableau LV : Comparaison des valeurs de référence de l'USEPA et du CEAEQ pour les invertébrés du sol et les végétaux</caption><thead><tr><th></th><th>VR CEAEQ - N2</th><th>Eco-SSL</th><th>VR CEAEQ - N2</th><th>Eco-SSL</th></tr><tr><th></th><th colspan="2">Invertébrés du sol (mg/kg)</th><th colspan="2">Végétaux (mg/kg)</th></tr></thead><tbody><tr><td>As</td><td>16</td><td>ND</td><td>25</td><td>18</td></tr><tr><td>Cd</td><td>65</td><td>140</td><td>13</td><td>32</td></tr><tr><td>Cr</td><td>42</td><td></td><td>88</td><td></td></tr><tr><td>Cu</td><td>122</td><td>80</td><td>65</td><td>70</td></tr><tr><td>Hg</td><td>3,2</td><td>0,1</td><td>25</td><td>0,3</td></tr><tr><td>Ni</td><td>162</td><td>280</td><td>71</td><td>38</td></tr><tr><td>Pb</td><td>645</td><td>1700</td><td>172</td><td>120</td></tr><tr><td>Zn</td><td>251</td><td>120</td><td>124</td><td>160</td></tr></tbody></table>

Néanmoins, malgré les différences constatées et en considérant qu'il y a risque à partir du moment où au moins un indice de risque supérieur à 1 est exprimé, le régalage sur berges des sédiments étudiés engendre un risque pour l'écosystème terrestre.

En termes de gestion, les conclusions ici formulées suggèrent d'envisager soit un traitement avant régalage sur berges soit de revoir le projet de valorisation envisagé et d'opter pour un usage moins sensible (usage industriel par exemple).
## EVALUATION DE LA FAISABILITE DE L'ERE

L'évaluation de la faisabilité de l'éRé selon les principales filières de valorisation à terre des sédiments a permis de distinguer, selon les scénarios envisagés, la ou les approches d'éRé les plus adaptées. Dans la plupart des cas, l'approche matrice permet, notamment en raison de sa vision prospective des risques, d'anticiper les effets indésirables susceptibles d'être causés à l'écosystème récepteur et si besoin de réviser le projet ou de mettre en place un ou plusieurs traitements des sédiments afin qu'ils soient compatibles avec leur usage futur. Comme souligné à de nombreuses reprises précédemment, l'approche matrice n'est pertinente que si les sédiments sont parfaitement caractérisés or il n'est pas exclu que les sédiments employés aient des origines, des typologies différentes (matrice sédimentaire composite). En conséquence, l'applicabilité de l'approche matrice va dépendre essentiellement :

* des volumes nécessaires à la réalisation de l'ouvrage ou de l'aménagement,

* de la distance entre le site de dragage (ou de stockage) et l'ouvrage (ou l'aménagement),

* de la traçabilité des sédiments.

Ces trois paramètres conditionnent en effet la probabilité de recours à une matrice sédimentaire composite et la capacité de caractérisation de cette matrice.

En ce qui concerne l'approche site-spécifique, son application et la finalité de l'éRé sont variables selon les filières de valorisation. Dans nos propositions, l'approche site-spécifique est envisagée lorsque l'ouvrage ou l'aménagement est réalisé. Elle permet donc d'évaluer la causalité des éventuels effets observés (vision rétrospective) et d'évaluer à long terme les effets de l'aménagement ou de l'ouvrage sur l'écosystème récepteur (vision prospective).

L'approche site-spécifique nécessite une caractérisation du milieu dans sa globalité, son applicabilité n'est donc pas conditionnée par les volumes, ni la traçabilité des sédiments employés. Cette nécessaire caractérisation du milieu implique la réalisation d'investigations complémentaires mais elle présente l'avantage d'obtenir des résultats spécifiques au site d'étude, intégrant le comportement des sédiments et l'évolution de celui-ci dans le milieu d'accueil, les interactions au sein de la matrice sédimentaire (important surtout si c'est une matrice composite) et entre la matrice et le milieu d'accueil.

Le recours à l'une ou l'autre des approches est à apprécier au cas par cas. Nous soulignerons la complémentarité de réponses apportées par les deux approches qui pourraient donc être menées en fil rouge d'un projet : l'approche matrice en amont pour évaluer la compatibilité du projet et l'approche site-spécifique en aval pour apprécier la pérennité de l'écosystème.

## APPORT DES SCENARIOS

Pour les scénarios 1 et 2, l'hypothèse d'un éco-modelé paysager réalisé à partir de sédiments issus de différents dragages d'entretien a été retenue : des sédiments d'origine portuaire pour le scénario 1 et fluviale pour le scénario 2. Le matériau a été assimilé à une matrice composite composée à plus de 90 % de sédiments sans recours à des matériaux annexes. Pour ces scénarios, nous avons
également considérés que les sédiments avaient été stockés temporairement en vue de leur valorisation et avaient subi une période de ressuyage afin de les rendre pelletables et donc transportables, mais également conformes aux normes géotechniques.

Les sédiments déposés, quel que soit le scénario étudié, ont été considérés comme un sol ou technosol présentant des propriétés (physico-chimiques et mécaniques) proches ou identiques du sol récepteur. Ce postulat nécessaire pour la conduite de nos scénarios constitue néanmoins une source d'incertitude à considérer dans l'appréciation des risques exprimés. Dans une approche prospective, il convient également d'envisager les facteurs d'évolution de la matrice sédimentaire. A titre d'exemples, nous pouvons citer l'influence de la granulométrie et la teneur en eau sur le développement des individus ou encore le rôle prépondérant de la teneur en matière organique dans l'évolution d'un technosol. Les caractéristiques de la matrice sédimentaire seront donc dépendantes des facteurs pédogéniques et du fonctionnement global de l'écosystème qui se développera sur le dépôt de sédiments. Dans le même temps, l'évolution de ces caractéristiques influencera de facto le comportement des contaminants au sein du dépôt. Ainsi, des incertitudes demeurent sur l'évolution des caractéristiques du dépôt, notamment sur l'évolution de l'activité biologique (racines, faune, microorganismes) et le comportement des polluants, et sur la réaction de la matrice vis-à-vis de facteurs tels que le climat, la végétation ou les organismes vivants présents.

L'approche « site spécifique » a été retenue pour les scénarios 1 et 2 et la méthodologie d'é Ré
utilisée est celle issue des travaux de thèse de Audrey Hayet (2010), reprenant celle de l'US-EPA.
En effet, cette méthodologie permet d'englober tous les effets potentiels de l'éco-modelé, aussi
bien les effets des contaminants entre eux (synergiques, antagonistes, additifs) que ceux de la
réalisation en elle-même. Pour les besoins de l'exercice, les évaluations des risques pour les
écosystèmes ont été menées en considérant des concentrations en contaminants choisies de
manière arbitraire. Celles-ci sont équivalentes aux valeurs médianes (scnéarios 1 et 2) ou
moyennes (scénario 3) des études de Padox & Hennebert sur les sédiments d'eau douce (2010a) et
marins (2010b). Les concentrations choisies dans le cadre de ce cas pratique ont permis de
considérer la présence d'éléments traces au niveau du sol, ces concentrations étant supposées
supérieures au fond pédogéochimique caractéristique du lieu d'implantation de la valorisation.

Pour les scénarios 1 et 2, la caractérisation du risque pour les sédiments portuaires et d'eau douce a permis d'identifier que le mercure et le zinc pouvaient engendrer un risque pour les invertébrés du sol, les quotients de risque étant supérieurs à 1. De plus, dans le cas des sédiments portuaires, le TBT s'est révélé comme le contaminant le plus susceptible de provoquer un risque pour l'écosystème terrestre (indice calculé autour de 20). Les autres contaminants caractéristiques des sédiments envisagés dans ces cas d'étude (cadmium, plomb) ne semblent pas entrainer de risque au regard des quotients inférieurs à 1, ceci même dans les conditions majorantes choisies dans le cadre de ce scénario (non recours à des matériaux annexes) ; toutefois certains sont proches de 1 pour la flore (notamment pour le plomb). Le zinc pour les sédiments d'eau douce et le TBT pour les sédiments portuaires sont les plus susceptibles de provoquer un dépassement des seuils S1 ou N1, ces dépassements faisant alors envisager une gestion à terre. Pour compléter cette approche, une évaluation de l'influence de la contamination sur l'écosystème susceptible de se développer sur l'éco-modelé paysager a été réalisée en utilisant ces valeurs S1 et N1 afin d'en appréhender la valeur
protectrice pour les écosystèmes terrestres, et ce toujours selon les mêmes hypothèses majorantes et sans traitement autres que ceux envisagés afin de rendre le matériau pelletable, transportable et conforme aux normes géotechniques. D'après les résultats de ce nouveau calcul de risque, certains éléments traces, le TBT dans le cas de sédiments portuaires et les PCBs pour les sédiments fluviaux engendreraient un risque pour l'écosystème terrestre, et en particulier pour la biocénose en contact direct et permanent avec le sol, c'est-à-dire les végétaux et/ou les invertébrés du sol.

Toutefois, ces résultats demanderaient à être confirmés analytiquement, en mesurant la migration de cette contamination depuis le sol jusque ces premiers maillons. En effet, la contamination en éléments trace des sols est susceptible de perturber l'activité biologique des sols et donc d'entrainer à long terme des conséquences néfastes sur le fonctionnement global de l'écosystème, le délai et l'intensité d'expression de ces effets pouvant être influencés par les caractéristiques de l'écosystème. La présence de contaminants inorganiques ou organiques (TBT et/ou PCBs) est susceptible d'engendrer également des effets à long terme, notamment pour les espèces en bout de chaîne alimentaire en raison du caractère bioaccumulable et/ou bioamplifiable de ces substances. Des quotients de risque pour les prédateurs permettraient de vérifier cette hypothèse. Cependant, ces espèces de bout de chaîne alimentaire, dans le cadre de ce cas théorique, n'ont pas été déterminées et l'exposition n'a pas été quantifiée, ces deux paramètres étant à évaluer au cas par cas selon les caractéristiques du lieu d'implantation de la valorisation des sédiments.

Le scénario 3 a, outre la mise en application d'une approche « matrice », permis de discuter la place et l'importance des valeurs de référence. Une grande disparité de réponse a été mise en évidence mais, malgré des amplitudes très différentes, les réponses aboutrissent néanmoins à l'expression d'un risque pour les écosystèmes. Ces observations confortent l'importance de considérer les incertitudes dans l'interprétation des indices de risque et d'envisager ces derniers comme un indicateur de risque pouvant orienter les gestionnaires vers des investigations complémentaires et/ou des mesures de gestion adaptées.

## REPRESENTATIVITÉ DES VALEURS GUIDES N1, N2 ET S1 POUR LES SEDIMENTS GERES A TERRE

En France, les seuils N1 et N2 ont été proposés par le groupe GEODE dans le cadre de la convention OSPAR, et visent les opérations de dragage et d'immersion (Haropaport, 2007). N1 et N2 résultent principalement de traitement statistique de données physico-chimiques, tandis que S1 fait référence à des valeurs plutôt déterminées sur une base écotoxicologique (Mouvet, 2012). De plus, cette valeur S1 est également utilisée comme seuil pour le protocole de l'évaluation de la propriété HP14, et ce quelle que soit l'origine, marine ou fluviale, des sédiments. La première étape de cette évaluation consiste en une comparaison des concentrations en contaminants aux valeurs du seuil S1. Si au moins l'une d'entre elles est supérieure, un protocole de tests écotoxicologiques est alors envisagé afin de déterminer si les sédiments peuvent être considérés comme non dangereux au regard de la propriété HP 14.

Dans le cadre des scénarios développés dans la présente étude, la valeur guide S1 a été utilisée comme équivalente au niveau de contamination de la matrice sédimentaire. L'évaluation des risques ainsi menée a mis en évidence que, sur les bases des hypothèses retenues, les valeurs du seuil S1 pour le cadmium et le plomb ne semblent pas engendrer de conséquences néfastes pour les
écosystèmes terrestres et aquatiques. A l'inverse, les valeurs du seuil S1 pour d'autres substances ressortent comme des teneurs susceptibles d'entrainer des effets néfastes sur les invertébrés du sol et/ou les végétaux (quotients de risque supérieur à 1). Certaines des substances concernées sont connues pour leur caractère bioaccumulable et/ou bioamplifiable (PCBs, TBT ou mercure). Dans le cas du TBT, les quotients de risque sont nettement supérieurs à 1 et invitent donc à une prudence quant à la gestion à terre d'une matrice sédimentaire présentant ce niveau de contamination en TBT. Au moment de la rédaction de ces conslusions, un besoin de données complémentaires est exprimé concernant notamment (i) le comportement du TBT au sein des écosystèmes terrestres, et plus spécifiquement son transfert dans la chaîne alimentaire, et (ii) l'ampleur de cette problématique pour le milieu fluvial.

D'une manière générale, des investigations supplémentaires pour les contaminants présentant des indices de risque supérieurs à 1 devraient être envisagées afin de déterminer dans quelles mesures les écosystèmes terrestres sont effectivement impactés lorsque des sédiments présentant ce profil de « contamination » sont amenés à être gérés à terre.
« LES SEDIMENTS UNE FOIS DEPOSES PEUVENT-ILS ETRE ASSIMILES A UN SOL ? »

Pour apporter des éléments de réponse à cette question, nous définirons dans un premier temps ce qu'est un sol puis dans un deuxième paragraphe, nous discuterons, sur la base d'une analyse de la littérature scientifique, si et comment un sédiment déposé peut être assimilé à un sol.

QU'EST-CE QU'UN SOL ?

Le sol est un constituant essentiel des écosystèmes continentaux et un compartiment majeur de la biosphère (Ramade, 2008). Il est à l'intersection de la biologie et de la géologie puisque c'est un mélange de matières organiques vivantes et de matières minérales inertes (Gobat, et al., 2010, Lavelle & Spain, 2001). A l'interface entre l'atmosphère, la lithosphère et la biosphère, il est le résultat d'un long processus et l'aboutissement de l'activité incessante de milliers d'organismes qui l'habitent (Fischesser & Dupuis-Tate, 2007). C'est un milieu vivant, dynamique, qui évolue constamment et qui joue un rôle primordial dans le fonctionnement des écosystèmes (Gobat et al., 2010; Lavelle & Spain, 2001).

Vassili Dokoutchaiev (1846-1903), considéré comme le fondateur de la pédologie, définissait le sol comme « un corps naturel distinct de la roche mère- ayant sa propre genèse et son propre historique de développement ; un corps au sein duquel des processus complexes et multiformes interviennent sous l'effet de facteurs de formation comme le climat, la végétation, l'action des organismes vivants, le relief et l'âge » (Boukharaeva & Marloie, 2013; Séré, 2007). Aujourd'hui, selon la définition de (Girard et al., 2011), le sol est « un volume qui s'étend depuis la surface de la Terre jusqu'à une profondeur marquée par l'apparition d'une roche dure ou meuble, peu altérée ou peu marquée par la pédogenèse. L'épaisseur du sol peut varier de quelques centimètres à quelques dizaines de mètres, ou plus. Il constitue, localement, une partie de la couverture pédologique qui s'étend à l'ensemble de la surface de la Terre. Il comporte le plus souvent plusieurs horizons correspondant à une organisation des constituants organiques et/ou minéraux (la terre). Cette organisation est le résultat de la pédogenèse et de l'altération du matériau parental. Il est le lieu d'une intense activité biologique (racines, faune et microorganismes) ».

Face aux besoins grandissant en matériaux induits par les activités anthropiques et par la raréfaction des ressources, la création de nouveaux substrats s'est développée. Ainsi des « sols » construits par l'homme apparaissent :

- Les anthroposols construits sont, selon la définition de (Baize, et al., 2008) « nés d'un procédé du génie pédologique, ils permettent la réutilisation de déchets dans des opérations de végétalisation d'espaces dégradés ».

- Les technosols (anthroposol construit ou sol reconstitué) qui sont, selon (Baize et al., 2008) « un sol néoformé selon des processus impliquant des matériaux techniques (mélanges en proportion variables de matériaux d'origine naturelle, de matériaux organiques et de matériaux techniques issus de l'activité anthropique ».

Ils sont construits dans une logique de restauration/remise en état du milieu afin de retrouver les fonctions essentielles du sol.
D'une approche plutôt naturaliste, les actions anthropiques sur le sol résultant des activités urbaines et industrielles ont peu à peu été intégrées dans la définition du mot sol, jusqu'à être englobée. Un anthroposol ou technosol se compose donc de différents matériaux et n'a pas d'équivalent dans la nature (Séré et al., 2010). Ce terme fait référence aux sols dont les propriétés et la pédogénèse sont dominées par leur origine technique et sont fortement influencés par les matériaux qui les composent, souvent créés par l'homme (Macía et al., 2014; Rossiter, 2006). Le mot « Technosol » a depuis été référencé dans le « World Reference Book for Soil Ressources » (Séré et al., 2010; Lehmann, 2006; Rossiter, 2006).

Un sédiment est, selon (Ramade, 2008), « un dépôt de matériel constitué de particules de taille et de nature très variées, souvent meuble, d'origine inorganique ou biogène, ayant séparément subi un certain transport. [...] Ils sont constitués par des matériaux minéraux et organiques de tailles très variable. Il existe cinq grandes catégories de constituants des sédiments que l'on classe en ordre de dimension décroissante en blocs, pierres, cailloux, graviers, sables et vases. À ces dernières s'ajoutent des structures physico-chimiques ultra-microscopiques – des molécules colloïdales – qui peuvent floculer et passer réversiblement en pseudo-solution dans l'eau ».

Les sédiments représentent une matrice complexe et hétérogène (Simpson et al., 2005) composée de trois fractions principales : l'eau interstitielle qui occupe les espaces entre les particules, la phase inorganique composée de minéraux principalement argile, carbonates et silicates, la phase organique qui ne représente souvent qu'une faible fraction de sédiments mais qui joue un rôle primordiale dans la mobilité et donc la biodisponibilité de nombreux contaminants comme les métaux (Chapman et al., 1998).

## UN SEDIMENT DEPOSE AU SOL PEUT-IL ETRE CONSIDERE COMME UN SOL ?

Dans la littérature, le sujet fait débat et les avis des scientifiques se partagent entre une assimilation envisageable dans certains conditions et une incompatibilité majeure en raison de propriétés physico-chimiques différentes (Vašíčková et al., 2013).

Certains auteurs (Bedell & Delolme, 2013, Eijsackers, et al., 2009, 2001, Piesschaert, Mertens, et al., 2005) s'accordent sur l'assimilation possible d'un sédiment à un sol, sous réserves toutefois que le sédiment possède certaines caractéristiques physico-chimiques, voir mécaniques proches du milieu récepteur. Dans les études ici prises en référence, ce sont des sédiments « bruts » qui sont assimilés à des sols et non des fractions granulométriques des sédiments. Selon les voies de valorisation des sédiments gérés à terre, certaines, comme la valorisation en couverture de stockage, n'utilisent qu'une fraction granulométrique : dans notre exemple, la fraction fine pour leurs propriétés imperméables (DREAL Nord-Pas de Calais, 2011; In Vivo, 2008; Le Guern et al., 2004). Or, l'utilisation d'une seule fraction granulométrique, en particulier la fraction fine du sédiment, peut être défavorable à l'installation des organismes. En effet, les particules fines induisent une mauvaise aération et un faible drainage (Macía et al., 2014) ou encore une salinité (Sheehan et al., 2010) si la fraction fine est extraite de sédiments marins.

L'influence de la granulométrie sur le milieu naturel a également été étudiée par (Bedell & Delolme, 2013) dans le cadre d'une étude portant sur le rôle de la végétation spontanée sur l'évolution des caractéristiques physico-chimiques d'un dépôt de sédiment. Les auteurs ont mis en évidence une influence de la granulométrie, mais aussi de la teneur en eau, sur le développement des individus et
des variations dans les successions de développement sur sédiments. Pour ces auteurs, en raison
de leurs propriétés physico-chimiques, il est difficile d'envisager l'utilisation, y compris « brute » de
sédiments (surtout marins), en tant que sol.

Une autre étude réalisée en Irlande s'est intéressée à l'utilisation des matériaux de dragages de milieux marins et notamment la fraction fine comme substitut de sol (Sheehan et al., 2010). Dans cette étude, la teneur en matière organique, le pH et la salinité ressortent comme étant les paramètres ayant la plus grande influence sur les propriétés et la compatibilité avec un sol naturel. Pour cause, les sédiments marins ont généralement une faible teneur en matières organiques, un pH élevé et une forte teneur en sel (Sheehan et al., 2010). Ce dernier paramètre, la salinité, est reconnu pour être un des paramètres environnementaux les plus stressants pour les microorganismes du sol (Sardinha et al., 2003) avec pour conséquence une altération du processus de renouvellement de la matière organique dans le sol (Wichern et al., 2006). La salinité entraîne également des conséquences néfastes sur le développement de la végétation comme le démontrent notamment Macía et al., 2014 qui, sur la base des résultats de tests de phytotoxicité, ont mis en évidence une inhibition de la croissance des graines causée par la salinité contenue dans les sédiments marins.

Les sédiments fluviaux semblent plus compatibles car ils ont des propriétés voisines de celles des sols (Bernes Cabanne, 2009 in Anger, 2014). Différentes expérimentations ont confirmé le potentiel agronomique de ces sédiments (Abriak, 2014 ; Bedell & Delolme, 2013 ; Cantégrit & Nouvion-Dupay, 2011 ; SEDILAB, 2011 ; Sheehan et al., 2010).

Pour permettre une meilleure assimilation des sédiments, notamment marins, aux écosystèmes terrestres, des solutions ont été étudiées et décrites dans la littérature par des auteurs conscients à la fois des difficultés mais aussi des enjeux de l'utilisation des sédiments « à terre ».

A titre d'exemple, dans le guide méthodologique de valorisation des sédiments de dragage en aménagement paysager (projet SEDIGEST, (Abriak et al., 2014)), des remblais ont été ajoutés aux sédiments employés pour la construction d'une butte paysagère afin de modifier la texture de cet « anthroposol » et la rendre plus favorable à la colonisation pour les organismes.

D'autres suggèrent l'ajout d'amendement pour modifier les paramètres physico-chimiques et les
rendent plus favorables (Le Guern et al., 2004 ; Zanuzzi et al., 2009). L'ajout de paille, ou d'une
façon générale la réalisation d'un amendement en matière organique, permettrait de contrebalancer
les effets négatifs du sel sur les communautés microbiennes (Wichern et al., 2006). Pour (Sheehan
et al., 2010), une déshydratation et une désalinisation ainsi qu'un ajout de compost favoriserait une
augmentation de la teneur en matière organique (jusqu'à 5 à 7 %). En effet, selon Huot et al., 2015
la teneur en matière organique joue un rôle essentiel à l'intégration et la bonne évolution d'un
technosol composé de sédiments en sol naturel. Enfin, l'ajout en surface d'une couche de « terre
végétale»<fnref n="27" /> » permettrait de favoriser l'installation de plantes (Abriak et al., 2014; Séré, 2007).
Toutefois, cette utilisation peut révéler plusieurs problèmes notamment en terme de (i)
conservation de ces terres afin que celles-ci préservent leur qualité et leurs propriétés initiales

<footnote n="27">²⁷ Le terme « terre végétale » est plutôt employé en génie civil et n'a pas de réel sens du point de vue pédologique.</footnote>
(Dinger 1997 in Séré 2007), (ii) de disponibilité de ces terres à proximité du site, (iii) du coût économique élevée de la prise en charge de ces terres (Bradshaw, 2000 in Séré, 2007) et (iv) de la compatibilité. Au-delà des barrières techniques, Sheehan et al. (2010) et Sheehan & Harrington (2012) précisent que le succès de la valorisation des sédiments de dragage en techniques paysagères, repose aussi sur la bonne perception du public (utilisation d'un « déchet ») et également sur une forte demande locale / fort besoin.

Pour certains auteurs, les sols produits à partir de sédiments de dragage constituent des technosols et, comme les sols naturels, les matériaux composant un technosol vont être transformés par les facteurs pédogéniques<fnref n="28" /> ce qui va contribuer à les faire évoluer (Huot et al., 2015; Séré et al., 2010). Or, pour évoluer vers un sol naturel, il est important qu'il y ait une colonisation par les plantes dites pionnières qui, par leur implantation, vont d'une part favoriser la stabilisation du substrat, ce qui est très important en particulier quand la texture est fine et soumise à l'érosion par le vent et la pluie (Bradshaw, 2000), et, d'autre part, modifier les conditions initiales du milieu, les rendre favorables à l'accueil d'autres espèces végétales et animales et engendrer ainsi une dynamique de colonisation par la faune et la flore et une diversification des habitats. L'évolution vers un sol naturel implique également une colonisation par les organismes du sol qui vont dégrader et intégrer la matière organique (Huot et al., 2015; Pey et al., 2013). Quelques exemples de colonisation réussie de dépôts de sédiments par la faune (Eijsackers et al., 2009, 2001; Eijsackers, 2010) et la flore (Piesschaert et al, 2005) sont décrits dans la littérature. Une étude en Moselle a notamment démontré le potentiel de végétalisation des sédiments fluviaux déposés sur un parc de cendres volantes d'un centre de production thermique EDF de Blénod-lès-Pont à Mousson (ANTEA 1999 in Anger 2014). Une recolonisation rapide par la végétation a été observée lors d'un réaménagement écologique visant à créer des milieux humides tourbeux (prairies humides, mégaphorbiaies...). Les sédiments ont été recouverts par de la tourbe (Journal Nature, 2013 ; Levesque, 2008 ; PNR, 2015).

En conclusion, si les conditions nécessaires (environnement perméable, développement de la végétation et activités biologiques) sont réunies, alors les technosols utilisant par exemple des sédiments pourraient être une étape intermédiaire dans l'évolution des sols anthropisés vers des sols naturels (Séré et al., 2010).

## ERE vs EI

Pour la plupart de ces filières de valorisation, il existe un contexte réglementaire pouvant exiger la réalisation d'une étude d'impact. C'est le cas des aménagements relevant de la procédure d'autorisation ou de déclaration dans le cadre de l'application de la loi sur l'eau (ex. : rechargement de plages, remblaiement en zones humides, ...). Les réflexions quant à l'applicabilité de l'éRé pour ces différentes voies de valorisation des sédiments devront donc considérées la complémentarité possible entre l'étude d'impact et l'éRé.

## L'ERE EN RESUME

<footnote n="28">²⁸ La pédogénèse est un processus naturel d'ajout, de perte, de transformation et de translocation subi par un matériau *in situ* (Séré *et al.*, 2010; Simonson, 1959).</footnote>
Un risque peut se définir comme la probabilité qu'un effet indésirable se réalise dans des conditions d'exposition données (MATE, 2000). Un danger est défini comme une « situation ou possibilité pour une substance, du fait de ses caractéristiques ou propriétés intrinsèques, de provoquer des dommages aux personnes, aux biens, à l'environnement » (MATE, 2000).

> L'évaluation des risques écologiques est une démarche scientifique qui organise et analyse les données écotoxicologiques et écologiques, les hypothèses et les incertitudes. Son objectif est d'évaluer la probabilité d'apparition d'effets écologiques néfastes (disparition, altération de la capacité fonctionnelle...), effets pouvant faire suite à une contamination ou à tout autre facteur de perturbation de l'écosystème. Ceux-ci sont susceptibles d'affecter plusieurs niveaux d'organisation de l'écosystème : spécifique, populationnel, communautaire et/ou écosystémique.

Les pollutions de nature chimique et le constat d'impact sur l'environnement (mortalité d'espèces, dégradation d'une communauté) sont les facteurs déclencheurs d'une éRé les plus souvent cités (Deram & Hayet, 2006).

Les évaluations des risques écologiques peuvent être utilisées à titre :

* prospectif, leur objectif étant dans ce cas d'évaluer, sur la base des données disponibles sur l'écosystème et les facteurs de perturbation, les risques pouvant être causés à un écosystème, même si ce dernier n'est pas encore implanté ;

* rétrospectif : leur objectif dans ce cas étant d'étudier la causalité des effets observés. Ce type d'approche est très courant pour évaluer les risques de sites et sols pollués.

La méthodologie des éRé repose sur :

- la formulation du problème, avec notamment la caractérisation de l'écosystème, soit par des inventaires écologiques et/ou des données de la littérature, et une caractérisation des dangers, le plus souvent par la mise en place d'un plan de prélèvements et d'analyses physico-chimiques. Cette caractérisation permet de définir des entités cibles et les contaminants traceurs de l'évaluation ;

- établissement des doses journalières d'exposition (DJE) pour les différentes voies d'exposition par une analyse caractérisant les effets et les expositions des entités cibles par la détermination :

* des milieux d'exposition ;

* des vecteurs d'exposition entre agent(s) de stress et récepteur(s) écologique(s) ;

* des paramètres individuels d'exposition, avec notamment des informations sur le type d'individus, la durée du cycle de vie, la sédentarité ou non des espèces animales, les habitudes de vie (repas, niche...), l'aire de répartition, la détermination des comportements, type d'individus (adultes, jeunes, mères...).

Cette analyse sera suivie d'une discussion sur les incertitudes devant être considérées dans le cas d'étude.

- Caractérisation du risque, exploitant les résultats des deux premières étapes. Les risques calculés pour des entités cibles de l'écosystème permettent de hiérarchiser et/ou de prioriser les décisions de gestion.
La finalité de l'é Ré est de mieux comprendre le fonctionnement de l'écosystème soumis à des facteurs de perturbation (de nature chimique, physique ou biologique) et contribuer, par des préconisations, des mesures de gestion ou des plans de suivi, à la pérennité de l'écosystème.

L'ETUDE D'IMPACT

Un impact peut se définir, selon le Centre National de Ressources Textuelles et Lexicales, comme « un effet de choc, un retentissement (d'une action forte) sur quelqu'un ou quelque chose ». Ainsi, l'étude d'impact analyse les effets positifs et négatifs des projets de travaux et d'aménagement sur l'environnement et le cadre de vie. Dans la conception et la mise en œuvre de leurs projets, les maîtres d'ouvrage doivent définir les mesures adaptées pour éviter, réduire et, lorsque c'est nécessaire et possible compenser leurs impacts négatifs significatifs sur l'environnement. Cette démarche doit conduire à prendre en compte l'environnement le plus en amont possible lors de la conception des projets d'autant plus que l'absence de faisabilité de la compensation peut, dans certains cas mettre, en cause le projet. (MEEM, 2014).

Les études d'impact sont encadrées réglementairement, que ce soit au niveau des conditions d'application ou du contenu des dossiers, et notamment par les articles L.122-1 à L.122-3 et R.122-5 du code de l'environnement (modifié par décret n°2011-2019 du 29 Décembre 2011 – article 1). Le contenu de l'étude d'impact est proportionné à la sensibilité environnementale de la zone affectée par le projet, à l'importance et à la nature des travaux et à ses incidences prévisibles sur l'environnement et la santé humaine. Elle comprend :

1. Une description du projet (conception, dimensions, description des caractéristiques physiques de l'ensemble du projet et des exigences techniques en matière d'utilisation du sol lors des phases de construction et de fonctionnement, une description des principales caractéristiques des procédés de stockage, de production et de fabrication ainsi qu'une estimation des types et des quantités des résidus et des émissions attendus résultant du bon fonctionnement du projet ;

2. Une analyse de l'état initial de la zone susceptible d'être affectée par le projet, portant notamment sur la population, la faune et la flore, les habitats naturels, les sites et les paysages, les biens matériels, les continuités écologiques telle que définies par l'article L.371-1, les équilibres biologiques, les facteurs climatiques, le patrimoine culturel et archéologique, le sol, l'eau, l'air, le bruit, les espaces naturels, agricoles, forestiers, maritimes ou de loisirs ainsi que les interrelations entre ces éléments ;

3. L'étude des effets du projet sur l'environnement et la santé humaine, effets négatifs et positifs, directs et indirects, temporaires (y compris pendant la phase de travaux) et permanents, à court/moyen/long terme, en particulier sur les éléments du point précédent et sur la consommation énergétique, la commodité du voisinage (bruit, odeur, vibration, émission lumineuse), l'hygiène, la santé, la sécurité, la salubrité publique ainsi que l'addition et l'interaction de ces effets entre eux ;

4. Une analyse des effets cumulés du projet avec d'autres projets connus. Ces projets sont ceux qui lors du dépôt de l'étude d'impact :

* Ont fait l'objet d'un document d'incidence au titre de l'article R.214-6 et d'une enquête publique
* Ont fait l'objet d'une EI, et pour lesquels un avis de l'autorité administrative de l'Etat compétente en matière d'environnement a été rendu public

Sont exclus les projets mentionnant un délai et devenus caduque, ceux dont la décision d'autorisation, d'approbation ou d'exécution est devenue caduque, dont l'enquête publique n'est plus valable ainsi que ceux abandonnés par le pétitionnaire ou le maitre d'ouvrage ;

5. Une esquisse des principales solutions de substitution examinées par le pétitionnaire ou le maitre d'ouvrage et les raisons pour lesquelles, eu égard aux effets sur l'environnement ou la santé humaine, le projet présenté a été retenu ;

6. Les éléments permettant d'apprécier la compatibilité du projet avec l'affectation des sols ;

7. Une présentation des mesures prévues pour :

* Eviter les effets négatifs notables du projet sur l'environnement ou la santé humaine et réduire les effets n'ayant pu être évités ;

* Compenser, lorsque cela est possible, les effets négatifs notables du projet sur l'environnement ou la santé humaine qui n'ont pu être ni évités ni suffisamment réduits. S'il n'est pas possible de compenser ces effets, le pétitionnaire ou le maitre d'ouvrage justifie cette impossibilité.

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

9. Une description des difficultés éventuelles, de nature technique ou scientifique, rencontrées par le maitre d'ouvrage pour réaliser cette étude ;

10. Les noms et qualités précises et complètes du ou des auteurs de l'EI et des études qui ont contribué à sa réalisation ;

11. Lorsque le projet concourt à la réalisation d'un programme de travaux dont la réalisation est échelonnée dans le temps, l'EI comprend une appréciation des impacts de l'ensemble du programme ;

12. Une esquisse des principales solutions de substitution examinées et les raisons de son choix ;

13. Un résumé non technique, afin de faciliter la prise de connaissance par le public des informations contenues dans l'étude.

## PRINCIPALES DIFFERENCES ET INTERACTIONS POSSIBLES ENTRE L'ERE ET L'ETUDE D'IMPACT

### Une reconnaissance réglementaire différente

Comme cité précédemment, les études d'impact sont encadrées réglementairement, que ce soit au niveau des conditions d'application ou du contenu des dossiers, et notamment par les articles L.122-1 à L.122-3 et R.122-5 du code de l'environnement (modifié par décret n°2011-2019 du 29 Décembre 2011 – article 1). A l'inverse des études d'impact, le contenu de l'éRé n'est pas fixé réglementairement en France. Dans le cadre de la législation relative aux SSP, il existe des textes définissant et mentionnant les intérêts de l'éRé comme outil de gestion des SSP. Néanmoins, aucun guide méthodologique n'a été ni publié ni reconnu à ce jour. Une révision de la circulaire du
08/02/2007 relative au SSP, dont une consultation avait cours sur le site du ministère de l'environnement jusqu'au 30 mai 2016, permettra peut-être de combler ce manque.

Une expression des résultats variable

En termes de résultats, la principale différence entre l'éRé et l'étude d'impact (EI) est le type de résultats générés, les impacts se traduisent le plus souvent par des informations qualitatives alors que l'éRé génère une information quantitative ou semi-quantitative, les risques étant le plus souvent exprimé par un ratio de risque ou une probabilité d'apparition d'effets néfastes.

Autre différence, l'EI va considérer les effets d'un ouvrage ou d'un aménagement sur une période de temps plus restreinte que l'éRé.

Une projection dans le temps différente

Le repère temporel est la principale différence entre les études d'impact et les éRé. En effet, l'évaluation des risques se positionne en amont (approche prospective) ou en aval (approche rétrospective) d'une activité et/ou d'un ouvrage, en cherchant à connaitre les effets d'une situation avant qu'ils n'apparaissent ou à déterminer la causalité d'un effet alors que l'étude d'impact se positionne au moment d'une action ou légèrement en amont, en cherchant à connaitre les effets d'une situation à partir du moment où elle est mise en place (Deram & Hayet, 2006).

Interactions possibles

L'évaluation des risques écologiques peut répondre en partie à la question posée par les études d'impacts mais selon une approche différente.

« Exemple d'un aménagement paysager réalisé à partir de sédiments à proximité d'une zone humide, et dont les eaux de ruissellement seront évacuées dans le réseau hydraulique de surface. Si l'on s'intéresse aux conséquences sur les populations de libellules :

→ Pour l'EI, il y aura notamment un effet indirect de l'aménagement paysager sur ces espèces en raison de la présence potentielle d'éléments trace dans les eaux de ruissellement de l'aménagement paysager ;

→ Pour l'éRé, avec un niveau de confiance de 95 %, il existera un risque d'observer une baisse de « x » % de la natalité pour des concentrations supérieures à « y » g/L de polluant (dans des conditions spécifiques et connues) ».

A l'image d'une photographie, l'EI dresse un état des lieux à un instant T. Or, il est connu qu'un écosystème est en constante évolution, que c'est un système complexe. De ce fait, les recommandations en termes de gestion ne seront surement plus adaptées sur le long terme. L'éRé est davantage comparable à un film puisqu'elle permet de retracer l'historique et anticipe l'évolution du système. De plus, l'éRé peut cibler les espèces sensibles ou parapluies sur lesquelles il peut être recommandé de concentrer les efforts. L'éRé se révèle donc être un outil d'aide à la décision précieux pour les gestionnaires de sites et qui complète l'EI, à l'instar de l'ERS qui constitue un volet essentiel de l'EI des ICPE.
APPORT DE LA METHODOLOGIE

Comme le soulignent Chapman *et al.* (2002), les éRé des sédiments tendent à être vraiment spécifiques à une situation ou un site. Le plus souvent il s'agit d'éRé menées pour évaluer le risque d'un projet de dragage sur le milieu aquatique impacté. Or, comme le relèvent les auteurs, il y a un besoin de procédures génériques pour répondre à d'autres questions en lien avec la gestion des sédiments. Ils citent notamment l'exemple des risques écologiques associés à une option de gestion particulière des matériaux dragués.

La démarche d'éRé implique la collecte de données plus nombreuses, ce qui peut engendrer des coûts plus élevés et/ou des délais plus longs. Pour les opérateurs, l'évaluation des risques avec une appréciation quantitative ne serait avantageuse que pour des cas particuliers, sites étendus avec des contaminants multiples par exemple (Babut *et al.*, 2011).

En revanche, l'amélioration des connaissances sur les impacts pour les écosystèmes terrestres des sédiments potentiellement contaminés gérés à terre permettrait d'envisager une pérennisation des filières de valorisation encore à un stade expérimental. Cette démarche d'amélioration des connaissances est d'autant plus importante au regard des quantités générées annuellement (50 millions de m³/an pour le milieu maritime et 6 millions pour le domaine fluvial alors que les besoins pour ce dernier sont estimés à 9 millions de m³/an). L'émergence et la pérennisation de filières à terre répondraient à de multiples enjeux de développement durable, (i) des enjeux environnementaux en limitant l'extraction de ressources naturelles pour la réhabilitation de sites (rechargement de plages par exemple), (ii) des enjeux économiques en répondant par exemple à une pénurie de matières premières pour les travaux publics, actuelle ou future selon les régions, (iii) des enjeux sociaux et sociétaux en diminuant les tensions et en facilitant la gestion des conflits autour des zones de dépôt et/ou de stockage des sédiments (Charte de préfiguration du projet « Sédimatériaux »).

La démarche globale d'éRé, et notamment l'approche « site spécifique », envisageant l'étude des communautés microbiennes, floristiques et faunistiques peut constituer un outil répondant à ces perspectives d'amélioration. En effet, l'utilisation de la capacité de l'éRé à prédire les effets permet (i) d'appréhender les effets de la valorisation et des contaminants (et notamment ceux connus pour leur caractère bioaccumulable et/ou bioamplifiable) sur les écosystèmes terrestres et (ii) de faire envisager des traitements spécifiques et/ou des mesures de gestion pour des groupes écologiques spécifiques, qui auront été identifiées au cours de l'étape de caractérisation du risque.

L'éRé permet de surcroît d'intégrer des informations, de préférence issues de mesures ou d'observations in situ, de nature différente (données physico-chimiques, écologiques, écotoxicologiques) et de les considérer à différentes échelles de l'écosystème pour aboutir à l'expression de risques les plus représentatifs possibles de la réalité du terrain. L'intégration de ces données dans une matrice de décision permettra de proposer une démarche du type « Triad », qui témoigne déjà d'un consensus international pour la caractérisation des effets biologiques de
substances indésirables d'un sédiment sur les écosystèmes et permet de démontrer leur biodisponibilité et d'obtenir un aperçu de la qualité des sédiments.

# APPORT DES CAS PRATIQUES

## Les valeurs seuils

Les scénarios d'éRé proposés dans le cadre de cette étude ont été construits selon des hypothèses raisonnablement majorantes afin de respecter le principe de prudence scientifique. Ainsi, les scénarios n'ont retenu ni le recours à d'autres matériaux pour la valorisation, ce qui aurait contribué à une dilution de la contamination, ni des traitements autres que ceux en vue de rendre le matériau pelletable et donc transportable afin d'envisager des contaminants « disponibles ». Les concentrations médianes pour le scénario 1 et moyennes pour le scénario 2 étaient issues des études de Padox & Hennebert (2010a, 2010b). Elles ont permis de considérer une contamination inorganique au niveau des sols ainsi que selon les cas une contamination organique (TBT ou PCBs).

Ces concentrations médianes sont globalement inférieures aux valeurs des seuils S1 dans le cas des sédiments fluviaux et N1 pour les sédiments maritimes, à l'exception du TBT et du cuivre qui sont sensiblement équivalentes à N1. Les éRé menées pour des niveaux de contamination équivalents aux valeurs médianes et donc inférieurs aux valeurs-seuils ont néanmoins mis en évidence que certains contaminants étaient susceptibles d'engendrer des effets néfastes sur l'écosystème terrestre (Quotients de risque supérieurs à 1). Ces résultats soulèvent nécessairement la question de la valeur protectrice des valeurs-seuils pour des écosystèmes terrestres, d'autant que, pour rappel, les valeurs-seuils S1 sont utilisées dans le cadre de l'évaluation de la propriété HP 14.

Ainsi, pour les besoins de l'étude, les valeurs-seuils ont été utilisées dans le cadre d'une évaluation des risques pour les écosystèmes. Celle-ci a mis en évidence que les niveaux de contamination ainsi considérés engendraient des indices de risque supérieurs à 1 et pouvaient par conséquent induire un risque pour l'écosystème terrestre. D'après l'étude de Padox et Hennebert (2010a, 2010b), les contaminants concernés, à savoir le TBT et le zinc, sont de surcroît le plus souvent responsables de dépassements des seuils N1 et S1 (TBT pour le milieu maritime ; zinc pour le milieu fluvial). Par ailleurs, les quotients de risque les plus élevés ont été calculés pour le TBT, substance inscrite sur la liste des substances prioritaires de l'annexe X de la Directive 2013/39/UE. Il n'existe pas, à ce jour, de seuil S1 pour le TBT, ce qui entraîne notamment un recours à la valeur N1 pour l'évaluation de la propriété HP 14. La problématique des organostanniques est bien connue pour le milieu maritime. En revanche, pour mieux appréhender l'ampleur de la problématique pour le milieu continental, des données complémentaires sont nécessaires en particuliers (i) sur les mécanismes conduisant à sa bioaccumulation et bioamplification dans les chaines alimentaires aquatiques et terrestres, ce qui implique, entre autres, une meilleure connaissance des mécanismes du transfert sol-plante du TBT.

Afin de déterminer dans quelles mesures l'écosystème terrestre est effectivement impacté par ces niveaux de contamination, des investigations complémentaires pour mieux connaître l'évolution des contaminants, notamment le mercure, le zinc et les PCBs, au sein des dépôts sédimentaires terrestres constituent une perspective de recherche intéressante.
A terme, sur la base notamment du retour d'expérience des programmes de recherche en cours et à venir, une révision de certaines valeurs-seuils pourrait être envisagée afin de garantir des valeurs plus protectrices pour les écosystèmes terrestres. De même, des préconisations de traitements spécifiques pourraient être proposées en vue d'une valorisation à terre de sédiments présentant des concentrations identifiées comme potentiellement problématiques pour certain(s) groupe(s) écologique(s). Le cas échéant, si la mise en œuvre de traitements n'est pas possible, suffisante ou adaptée au contexte étudié, des mesures de protection supplémentaires devront être envisagées afin de réduire voire empêcher les effets de ces contaminants sur l'écosystème.

## Les valeurs toxicologiques de référence

Dans le cadre du scénario 3, en première intention des valeurs toxicologiques de références de l'INERIS ont d'abord été recherchées. Pour les microorganismes, les plantes et les invertébrés du sol, les quotients de risque résultant de l'utilisation des quelques valeurs disponibles (arsenic, cuivre, nickel, zinc) ont tous été supérieurs à 1, voire supérieurs à 100. Des quotients de risque ont alors été calculés avec les Eco-SSL de l'US-EPA mais également avec les valeurs de référence pour les récepteurs terrestres du CEAEQ. Une grande variabilité entre ces différentes valeurs de référence a été constatée, ce qui a abouti à une grande disparité dans le risque calculé.

Pour l'évaluation des risques sanitaires dans le cadre d'étude d'impact et de la gestion des sites et sols pollués, un logigramme de décision a été établi afin de préciser et de simplifier le choix de ces valeurs toxicologiques de référence. Au regard de la variabilité des valeurs de référence issues de la littérature scientifique, il apparaît pertinent de construire un outil équivalent à ce logigramme pour le choix des VTR dans le cadre d'une éRé.

Pour le zinc, hormis pour la flore dans le cas des concentrations médianes des sédiments marins et fluviaux qui présentaient des quotients de risques proches de 1 (0,98 et 0,81), quels que soient les groupes écologiques envisagés (microorganismes, flore, invertébrés du sol) et les valeurs de référence utilisées, les quotients de risque sont supérieurs à 1 dans les cas des scénarii 1, 2 et 3. Ainsi, la réflexion sur une révision de certains seuils apparaît d'autant plus judicieuse dans le cas du zinc au vu de l'ensemble des résultats.
Le premier chapitre a eu pour objectif de définir le plus exhaustivement possible le contexte réglementaire encadrant la gestion des sédiments dragués. Des synoptiques ont été réalisés dans le but de simplifier la lecture d'un cadre réglementaire très complexe, à l'intersection de plusieurs réglementations (loi sur l'eau, sur les déchets, etc). Les discussions ont permis de souligner, entre autres, l'importance du statut du sédiment et des conséquences que celui-ci peut avoir sur les possibilités de gestion des sédiments extraits ainsi que la nécessité d'une traçabilité des sédiments de leur extraction à leur valorisation ou élimination. Ce point est d'ailleurs exprimé dans les résultats de l'enquête menée auprès d'acteurs de la filière, mettant ainsi en exergue une nécessaire harmonisation des pratiques de suivi des sédiments. De l'enquête ressort également une réelle volonté d'améliorer l'évaluation des risques encourus par les milieux récepteurs de sédiments extraits, tout en reconnaissant un manque d'outils méthodologiques, notamment en ce qui concerne l'éRé.

Le second chapitre, consacré à l'analyse bibliographique des modifications des sédiments, des polluants associés et des milieux récepteurs suite à la mise en dépôt sur sol, a permis de rassembler les connaissances sur (i) les sédiments, leurs caractéristiques physiques, chimiques et biologiques, et sur (ii) le retour d'expérience sur la mise en dépôt de sédiments continentaux et marins. La littérature scientifique, essentiellement des 10 dernières années, et le retour d'expérience des programmes de recherche tels que SEDIMARD 83, SEDIGEST, ont constitué notre base de travail bibliographique. L'analyse de cette bibliographie a permis d'apprécier les propriétés physico-chimiques et biologiques des sédiments ainsi que l'évolution du comportement des sédiments et de la contamination depuis leur extraction jusqu'à leur gestion à terre.

Dans un troisième chapitre, nous nous sommes intéressés aux méthodologies d'évaluation des risques pour les écosystèmes dont nous avons rappelé la définition et les grands principes (partie 1) avant de nous intéresser aux démarches d'évaluation et de gestion des sédiments. Nous avons notamment évalué la faisabilité de l'éRé selon les principales filières de valorisation à terre des sédiments. Nous avons ainsi distingué, selon les scénarios envisagés, la ou les approches d'éRé les plus adaptées. Dans la plupart des cas, l'approche matrice permet d'anticiper les effets indésirables susceptibles d'être causés à l'écosystème récepteur et si besoin de réviser le projet ou de mettre en place un ou plusieurs traitements des sédiments afin qu'ils soient compatibles avec leur usage futur (approche plutôt prospective des risques). En ce qui concerne l'approche site-spécifique, son application et la finalité de l'éRé sont variables selon les filières de valorisation. Le recours à l'une ou l'autre des approches est à apprécier au cas par cas et peut s'envisager en fil rouge d'un projet de dragage et de gestion des sédiments (approche rétrospective : causalité des effets observés ; approche prospective : évaluation sur le long terme). Au final, il apparaît dans l'étude que l'éRé peut se révéler être un bon outil à appliquer à la gestion à terre des sédiments et que les différentes approches (matrice/site spécifique) sont complémentaires.
La discussion générale

Pour apprécier la faisabilité de l'éRé, il a été nécessaire de réfléchir au positionnement de l'éRé par rapport à l'EI en mettant en avant les avantages et les inconvénients des sédiments, mais aussi en soulignant la complémentarité des deux approches même si à ce jour, seule l'EI est reconnue sur le plan réglementaire. Autre point important à considérer : le statut scientifique du sédiment dragué. Peut-on le considérer comme un sol dès lors qu'il est géré à terre ? Encore aujourd'hui c'est un sujet qui fait toujours l'objet de débats au sein de la communauté scientifique. De nombreux paramètres doivent être pris en compte comme les caractéristiques physico-chimiques, en particulier la granulométrie ou la salinité, la végétalisation et enfin l'influence des facteurs pédogéniques, qui vont contribuer à les faire évoluer. Ainsi, les sols recevant des sédiments peuvent être qualifiés de technosol par opposition en première intention aux sols naturels et pour garder la mémoire de l'histoire du sol. Au final, si les conditions nécessaires sont réunies, alors les technosols utilisant des sédiments pourraient être une étape intermédiaire dans l'évolution des sols anthropisés vers des sols naturels.

Nous concluerons notre réflexion en proposant *quelques perspectives* concernant l'apport de l'éRé à la problématique étudiée et en regroupant les principales questions soulevées par notre analyse bibliographique, auxquelles nous tentons d'apporter des premiers éléments de réponse.

Outre la nécessité de poursuivre les recherches sur l'évolution du comportement des sédiments, et notamment des substances présentes dans la matrice extraite, notre étude a également démontré la nécessité de mieux connaître l'état et la dynamique évolutive des écosystèmes se développant sur les ouvrages ou aménagements réalisés à partir de sédiments dragués. Actuellement, les démarches ciblent davantage les effets encourus par le milieu récepteur (objet de l'étude d'impact) et par le ou les milieux vers lesquels la contamination est susceptible de migrer, la plupart des scénarios décrits dans la littérature envisagent le plus souvent les risques de migrations vers les systèmes aquatiques (de surface ou souterrain). L'évaluation des effets encourus par l'écosystème se développant sur l'ouvrage ou l'aménagement en lui-même est très peu décrite, les quelques exemples retrouvés dans la littérature concernent le plus souvent un ou deux groupes écologiques (flore, micro-organismes). Comme l'ont démontré les études de cas théoriques développées dans la présente étude, l'éRé peut constituer un outil susceptible d'apporter des réponses à l'échelle de l'écosystème, il est toutefois nécessaire de corroborer cette hypothèse par une mise en application de l'éRé à de réels scénarios d'étude. L'enjeu de cette démarche est d'apporter aux gestionnaires un outil d'aide à la décision contribuant à la réussite de projets à connotation écologique comme les éco-modelé paysagers par exemple, cette réussite étant en grande partie tributaire de la pérennité de l'écosystème.

Pour compléter ou amender les réponses apportées par l'éRé, des indicateurs écologiques peuvent être envisagés. Au préalable, il est toutefois nécessaire de répondre à la question de l'assimilation d'un sédiment déposé à un sol. Or, comme nous l'avons développé un peu plus tôt dans l'étude (se reporter à la discussion générale), ce sujet ne fait pas l'objet d'un consensus par la communauté scientifique. Il semble donc intéressant d'une part de mieux connaître les propriétés des dépôts de sédiments afin d'alimenter le débat et d'autre part d'évaluer si les indicateurs écologiques terrestres, en se référant notamment au programme bio-indicateurs de la qualité des sols de l'ADEME, peuvent constituer des outils efficaces pour apprécier la qualité des dépôts de sédiments en milieux terrestres.
Enfin, la problématique des sédiments extraits et déposés peut être étendue à d'autres sources que
les dragages et curages, même si ceux-ci génèrent d'importants volumes de sédiments à gérer. Il
existe en effet des ouvrages et installations dont l'entretien nécessite l'extraction et la gestion de
matrices potentiellement contaminées. C'est le cas notamment des ouvrages collectant les eaux de
ruissellement et/ou de lessivage des voiries, parkings et autres surfaces artificielles (bassins routiers
ou les bassins d'infiltrations des eaux pluviales par exemple). Au fond de ces bassins, l'accumulation
de particules engendre la formation d'une matrice sédimentaire potentiellement contaminée dont
l'extraction s'avère souvent nécessaire afin de garantir le bon fonctionnement de l'ouvrage. La
gestion de ces sédiments extraits et potentiellement contaminés soulève, d'un point de vue
scientifique, des questions similaires à celles abordées dans le cadre de la présente étude : comment
évolue la matrice sédimentaire et notamment la contamination qu'elle peut contenir ? Quels sont
les effets de cette matrice sur l'environnement et notamment les écosystèmes ? La matrice une fois
extraite et déposée au sol peut-elle être assimilée à un sol ? Dans ce contexte, il pourrait être
intéressant d'évaluer la faisabilité et l'apport des méthodologies d'é Ré aux questions posées.
A

Abriak, N-E. (2014). Projet SEDIMATERIAUX « TP-MARITIME ». ENVIRONORD, 50 p.

Abriak, N.-E. (2015). Du dragage à la valorisation des sédiments : SEDIMATERIAUX. Matériaux Du Génie-Civil é Environnement, Cergy-Pontoise, 17 Septembre 2015, 76.p

Abriak, N.-E., Khezami, I., Mamindy-Pajany, Y., Brakni, S., & Zentar, R. (2014). Valorisation des sédiments de dragage en aménagement paysager (Guide méthodologique). *SEDILAB*, 69p.

Achard, R. (2013). Dynamique des contaminants inorganiques dans les sédiments de dragage : rôle spécifique de la matière organique naturelle. Thèse soutenue le 24/05/2013 pour l'obtention du grade de Docteur de l'Université du Sud Toulon Var, 184 pages

Agence Artois Picardie, (2002). Enlèvement des sédiments: Guide méthodologique. Evaluation détaillée des risques liés à la gestion des sédiments et aux opérations de curage. EDR Sédiments 148.

Agence de l'Eau Seine Normandie (2005). Métalloïdes et organométalliques : organoétains. p89-95

Agence de l'eau Artois-Picardie et Aquascop. (2014). Etude de l'indice invertébrés multimétrique (I2M2) en Artois-Picardie. *Rapport général*, 70p.

Agency for Toxic Substances & Disease Registry, Department of Health and Human Services (2006). Toxicological profiles for hazardous substances [en ligne]. http://www.atsdr.cdc.gov/toxpro2.html ATSDR, 2005. Toxicological profile for tin and tin compounds, 426 p.

Agostini, F. (2006). Inertage et valorisation des sédiments de dragage marins. Thèse soutenue le 19 Juin 2006 pour l'obtention du grade de Docteur, délivrée par l'Ecole Centrale de Lille, 215 pages

Agra, A., & Soares, A.V.M., (2009) Effects of Two Insecticides on Survival, Growth and Emergence of *Chironomus riparius* Meigen. *Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology*. 82 (4), 501-504

Air Rhône Alpes (2013). Transfert de dioxines / furanes et PCB entre le sol et l'atmosphère. *Association agréée par le Ministère de l'Ecologie, du Développement Durable, des Transports et du Logement*. 45 pages. Rapport d'étude disponible sur le site : www.air-rhonealpes.fr

Ait-Aïssa, S., Pandard, P., Magaud, H., Arrigo, A. P., Thybaud, E., Porcher, J. M. (2003). Evaluation of an in vitro hsp70 induction test for toxicity assessment of complex mixtures: comparison with chemical analyses and ecotoxicity tests. *Ecotoxicology and environmental safety*, 54(1), 92-104.

Alarcon-Gutierrez, E., Floch, C., Ruaudel, F., Criquet, S. (2008). Non-enzymatic hydrolysis of fluorescein diacetate (FDA) in a Mediterranean oak (*Quercus ilex* L.) litter. *European Journal of Soil Science*, 59(2), 139-146.

Alvarez-Guerra M., Viguri J.R., Casado-Martinez M.C. et Delvalls T.A, (2007). Sediment Quality Assessment and dredged material management in Spain : part I, application of sediment quality guidelines in the bay of Santander. *Integrated Environmental Assessment and Management* 3;4:529-538

Alzieu, C. (1999). Dragages et environnement marin : Etat des connaissances. IFREMER, 225.p
Alzieu, C. (2003). Bioévaluation de la qualité environnementale des sédiments portuaires et des zones d'immersion. *Editions Quae*. 247pp

Anderson, B. S., Lowe, S., Phillips, B. M., Hunt, J. W., Vorhees, J., Clark, S., Tjeerdema, R. S. (2008). Relative sensitivities of toxicity test protocols with the amphipods *Eohaustorius estuarius* and *Ampelisca abdita*. *Ecotoxicology and Environmental Safety*, *69*, 24–31. http://doi.org/10.1016/j.ecoenv.2007.05.005

Anderson, J.P.E. et Ingram, J.S.I., (1993). Tropical Soil Biology and Fertility. A Handbook of Methods. CA B International. Oxon, UK, pp 44-46.

Anderson, T.-H. (2003). Microbial eco-physiological indicators to assess soil quality. *Agriculture, Ecosystems Environment*, *98*(1-3), 285–293.

Anger, B. (2014). Caractérisation de sédiments fins de retenues hydroélectriques en vue d'une orientation vers des filières de valorisation matière. *Thèse de Doctorat, Université de Caen Basse-Normandie*, 316 p

ANTEA (1999). Projet de végétalisation d'une partie du parc à cendres EDF de Blénod-lès-Pont à Mousson (54) à l'aide de boues de dragage de la Moselle - Etude de faisabilité. réf A18127/A, 22 p. In: Anger, B., 2014. Caractérisation des sédiments fins de retenues hydroélectriques en vue d'une orientation vers des filières de valorisation matière. *Thèse de Doctorat, Génie-Civil, Université de Caen Basse-Normandie* 316 p

Anteagroup (2012a). Plan de gestion des travaux d'entretien régulier du Canal de la Marne au Rhin Ouest - Note complémentaire au dossier de demande d'autorisation » 55-2012-00105

Anteagroup (2012b). Plan de Gestion des Travaux d'Entretien Régulier – Canal de la Marne au Rhin Ouest de Vitry-le-François (51) à Toul (54) ; pièce n°5 : Guide des interventions d'entretien. A65797/A Mai 2012. VNF Direction Interrégionale du Nord-Est

Antizar-Ladislao, B. (2008). Environmental levels, toxicity and human exposure to tributyltin (TBT) - contaminated marine environment. A review. *Environment international* February 2008;34(2):292-308.
doi:10.1016/j.envint.2007.09.005

Apitz, S.E., Power, E. a., (2002). From risk assessment to sediment management : An international perspective. *Journal of Soils and Sediments* 2, 61–66. doi:10.1007/BF02987872

Apitz S.E., Barbanti A., Giulio Bernstein A., Bocci M., Delaney E. et Montobbio L., (2007). The assessment of sediment screening risk in Venice lagoon and Other Coastal Areas Using International Sediment Quality Guidelines. *Journal of Soils Sediments* 7;5:326-341

Aqua, J-L, Sannier, L., Méhu, J., Tivolle, I., & Tessier, E. (2013). Guide des thématiques : Données SEDIMARD 83 : Traitements. *Cap Sédiment*, 1–89.

Aqua, J-L. (2014). Cap sédiments – Rappel des réalisations et perspectives travaux 2014-2020. *4è assises du Port du Futur, Paris 9-10 Septembre 2014*

Association Cœur Emeraude. Le centre de transit des sédiments de la Rance. (Consulté le 21/04/2016). Disponible sur le lien suivant : http://pnr-rance-emeraude.fr/fr/article/centre-transit-sediments-rance.

ASTM D 3978 (2004). Practice for Algal Growth Potential Testing with *Pseudokirchneriella subcapitata*

ASTM E 1440-91, (2004). Standard guide for acute toxicity with the rotifer Brachionus. American Society for Testing and Materials. Philadelphia PA, USA, reapproved.
ASTM, (1993). Standard guide for conducting 10-day static sediment toxicity tests with marine and estuarine Amphipods (includes Annexes on procedures for the following organisms: *Ampelisca abdita*, *Eobaustorius estuarius*, *Grandidierella japonka*, *Leptocheirus plumulosus* and *Rhepoxinius abronius*). In: ASTM 1993 Annual book of Standards, vol 11.04, E1367-92. American Society for Testing and Materials, Philadelphia.

Austoni, M., Giordani, G., Viaroli, P., Zaldívar, J. M. (2007). Application of specific exergy to macrophytes as an integrated index of environmental quality for coastal lagoons. *Ecological Indicators*, 7(2), 229-238.

B

Babut, M., Martel, L., Ciffroy, P. et Férard J.F. (2011). Stratégies graduées d'évaluation des risques environnementaux induits par les sédiments fluviaux : revue bibliographique sur la caractérisation des risques et des incertitudes associées. *Déchets Sciences & Techniques : Revue Francophone d'Ecologie Industrielle*, 2011 ;60:7-17

Babut, M., Perrodin, Y., Bedell, J.P., Clement, B., Cosnier, S., Corriger, B., Delmas, H., Delolme, C., Devaux, A., Miege, C., Péry, A., Roulier, J.L., Vollat, B. (2004). Méthodologie d'évaluation écotoxicologique de matériaux de dragage : tests de la démarche et essais d'optimisation – Rapport final – 100 pp.

Babut, M., Perrodin, Y., Bray, M., Clément, B., Delolme, C., Devaux, A., ... Charrier, C. (2002). Évaluation Des Risques Écologiques Causés Par Des Matériaux De Dragage: Proposition D'Une Approche Adaptée Aux Dépôts En Gravière En Eau. Revue Des Sciences de L'eau, 15(3), 615-639. http://doi.org/10.7202/705472ar

Bachelier, G. (1978) La faune des sols, son ecologie et son action, *Orstom édition*, Paris, pp. 391.

Bäckström, M., Karlsson, S., Bäckman, L., Folkeson, L., Lind, B. (2004). Mobilisation of heavy metals by de-icing salts in a roadside environment. *Water Research*. 2004 Feb;38(3):720-32.

Baize, D., Girard, M., & Coordinateurs. (2008). Référentiel pédologique. (Edition Quae). *Savoir-Faire ; Association Française pour l'Etude du sol*. 405 p.

Balabaskaran, S., Tilakavati, K., Kumar Das, V.G. (1987). Studies on the phytotoxic effects of some organotin(IV) compounds on the germination of the mung bean seed, Phaseolus aureus. *Applied Organometallic Chemistry* 1, 347-353

Baltazar, M. T., Dinis-Oliveira, R. J., Martins, A., de Lourdes Bastos, M., Duarte, J. A., Guilhermino, L., Carvalho, F. (2014) Lysine acetylsalicylate increases the safety of a paraquat formulation to freshwater primary producers: A case study with the microalga Chlorella vulgaris. *Aquatic Toxicology*, 146, 137-143.

Bataillard P., Piou S., Laboudigue A., et al. (2004). Evolution géochimique des sédiments contaminés mis en dépôt : quel impact sur l'analyse des risques avant et après curage ? *JST* 301-310

Bedell J-P., Babut M., Delolme C., Bray M. et al. (2003). « Proposition d'une méthodologie d'évaluation des risques écotoxicologiques liés à la mise en dépôt sur sol ou en gravière de sédiments de dragage » *Bulletin des Laboratoires des Ponts et Chaussées* - 244-245 - Mai-Juin-Juillet-Août 2003 ; 4465 : 131-142

Bedell, J.-P., Bazin, C., Sarrazin, B., Perrodin, Y. (2013) Assessment of the phytotoxicity of seaport sediments in the framework of a quarry-deposit scenario: germination tests of sediments aged artificially by column leaching. *Archives of Environmental Contamination and Toxicology*, 65(1), 1-13. http://doi.org/10.1007/s00244-013-9881-9

Bedell, J. P., & Delolme, M. S. C. (2013). Rôle de la végétation sur l'évolution des caractéristiques physico-chimiques des sédiments déposés dans un bassin d'infiltration des eaux pluviales. Etude et Gestion Des Sols, 20, 27-38.
Bedell, J.-P., Briant, A., Delolme, C., Perrodin, Y. (2003) Evaluation of the phytotoxicity of contaminated sediments deposited "on soil". I. Impact of water draining from the deposit on the germination of neighbouring plants. *Chemosphere*, 50(3), 393-402. http://doi.org/10.1016/S0045-6535(02)00600-8

Bedell, J.-P., Ferro, Y., Bazin, C., et Perrodin, Y. (2014) Selection of a halophytic plant for assessing the phytotoxicity of dredged seaport sediment stored on land. *Environmental Monitoring and Assessment*, 186(1), 183-94. http://doi.org/10.1007/s10661-013-3365-2

Beketov, M. a., Cedergreen, N., Wick, L. Y., Kattwinkel, M., Duquesne, S., Liess, M. (2013) Sediment Toxicity Testing for Prospective Risk Assessment — A New Framework and How to Establish It. *Human and Ecological Risk Assessment*, 19(November 2011), 98-117.

Bennett, C., Owen, R., Birk, S., Buffagni, A., Erba, S., Mengin, N., ... et Wagner, F. (2011) Bringing European river quality into line: an exercise to intercalibrate macro-invertebrate classification methods. *Hydrobiologia*, 667(1), 31-48.

Benoit-Bonnemason, C., Seby, F., Turlot, J-C. et al. (2012). Analyse statistiques des données obtenues sur les sédiments traités sur le site pilote de SEDI.MAR.D 83. *Revue Paralia* Juillet 2012;5:3.1-3.16

Bernes Cabanne C. (2009). Valorisation agricole des sédiments de dragage des voies navigables. *Rapport de Stage, ENTPE*, 148 p. *In*: Anger, B. (2014). Caractérisation des sédiments fins de retenues hydroélectriques en vue d'une orientation vers des filières de valorisation matière. *Thèse de doctorat, Génie-civil, Université de Caen Basse-Normandie*, 316 p.

Bertrand, E., Girard, D et Savy, A. (2005). Approche d'évaluation de toxicité des organoétains en mélange. Rennes

Bignal, K. L., Ashmore, M. R., Headley, A. D., Stewart, K., & Weigert, K. (2007). Ecological impacts of air pollution from road transport on local vegetation. *Applied Geochemistry*, 22(6), 1265-1271. http://doi.org/10.1016/j.apgeochem.2007.03.017

Birk, S., et Willby, N. (2010). Towards harmonization of ecological quality classification: establishing common grounds in European macrophyte assessment for rivers. *Hydrobiologia*, 652(1), 149-163.

Bispo, A., Cluzeau, D., Creamer, R., Dombos, M., Graefe, U., Krogh, P.H., Sousa, J.P., Peres, G., Rutgers, M., Winding, A., Rombke, J., (2009) Indicators for monitoring soil biodiversity. *Integrated environmental assessment and management*, 5(4), 717-719.

Bispo, A., Grand, C., Galsomies, L. (2008) Le programme ADEME "Bioindicateurs de qualite des sols" : Vers le developpement et la validation d'indicateurs biologiques pour la protection des sols. *Etude et Gestion Des Sols*, 16, 145-158.

Bisson, M., Bureau, J., Denys, S., Lacroix, G. et al. (2005). Polychlororbiphényles. *INERIS Fiche de données toxicologiques et environnementales des substances chimiques*. INERIS-DRC-02-25590-00DF045 version n°2-1

Bloem, J., Schouten, A.J., Sorensen, S.J., Rutgers, M., Van der Werf, A., Breure, A.M. (2009) Monitoring and Evaluating Soil Quality. *Microbiological Methods for Assessing Soil Quality*, 23-49.

Bolam, S.G., et Whomersley, P. (2005) Development of macrofaunal communities on dredged material used for mudflat enhancement: a comparison of three beneficial use schemes after one year. *Marine Pollution Bulletin*, 50, 40-47.
Bolam, S.G., et Rees, H. L. (2003) Minimizing Impacts of Maintenance Dredged Material Disposal in the Coastal Environment: A Habitat Approach. *Environmental Management*, **32**(2), 171–188. http://doi.org/10.1007/s00267-003-2998-2

Bolam, S.G., Rees, H.L., Murray, L., Waldock, R., (2003). Intertidal placement of dredged material: a biological perspective. In: Proceedings of the 28th International Conference on Coastal Engineering. World Scientific, Inc., 3606–3615.

Bolam, S. G., & Whomersley, P. (2005). Development of macrofaunal communities on dredged material used for mudflat enhancement: a comparison of three beneficial use schemes after one year. *Marine Pollution Bulletin*, **50**, 40–47. http://doi.org/10.1016/j.marpolbul.2004.08.006

Bolam, S.G., Whomersley, P., et Schratzberger, M. (2004) Macrofaunal recolonization on intertidal mudflats: Effect of sediment organic and sand content. *Journal of Experimental Marine Biology and Ecology*, **306**(2), 157–180. http://doi.org/10.1016/j.jembe.2004.01.007

Bonte, D., Baert, L., Lens, L., Maelfait, J. P. (2004) Effects of aerial dispersal, habitat specialisation, and landscape structure on spider distribution across fragmented grey dunes. *Ecography*, **27**(3), 343-349.

Borja, A., et Muxika, I. (2005). Guidelines for the use of AMBI (AZTI's Marine Biotic Index) in the assessment of the benthic ecological quality. *Marine Pollution Bulletin*, **50**(7), 787-789.
http://doi.org/10.1016/j.marpolbul.2005.04.040

Borja, A., Franco, J., et Pérez, V. (2000) A marine Biotic Index to establish the ecological quality of soft-bottom benthos within European estuarine and coastal environments. *Marine Pollution Bulletin*, **40**(12), 1100–1114.
http://doi.org/10.1016/S0025-326X(00)00061-8

Borja, A., Muxika, I., et Franco, J. (2003). The application of a Marine Biotic Index to different impact sources affecting soft-bottom benthic communities along European coasts. *Marine Pollution Bulletin*, **46**(7), 835–845.
http://doi.org/10.1016/S0025-326X(03)00090-0

Borloo, J., Berard, J., Cau, E., Caron, J., & Duriez, J. (2010). Charte de préfiguration du projet Sédimatériaux. 9 p.

Botta, F. & Dulio, V. (2014). Etude sur les contaminants émergents dans les eaux françaises – Résultat de l'étude prospective 2012 sur les contaminants émergents dans les eaux de surface continentales de la Métropole et des DOM. ONEMA/INERIS Rapport final n°DRC-13-136939-12927A, Juin 2014

Boukharaeva, L., & Marloie, M. (2013). Vassili V. Dokoutchaiev et l'écologie urbaine 1. *Etude et Gestion Des Sols*, 20(2), 117-126.

Bourret, J. (1997). La valorisation agronomique des sédiments marins de la Rance. *Courrier de L'environnement de l'INRA*, 66-69.

Boyd, S. E., Limpenny, D. S., Rees, H. L., Cooper Boyd, K. M., et Cooper, K. M. (2005) The effects of marine sand and gravel extraction on the macrobenthos at a commercial dredging site (results 6 years post-dredging). *Journal of Marine Science*, **62**, 145–162. doi:10.1016/j.icesjms.2004.11.014

Boyd, S. E., Rees, H. L., et Richardson, C. A. (2000) Nematodes as Sensitive Indicators of Change at Dredged Material Disposal Sites. *Estuarine, Coastal and Shelf Science*, **51**(6), 805–819. http://doi.org/10.1006/ecss.2000.0722

Bradshaw, A. (2000). The use of natural processes in reclamation - Advantages and difficulties. *Landscape and Urban Planning*, **51**(2-4), 89–100. http://doi.org/10.1016/S0169-2046(00)00099-2
Brakni, S., Abriak, N. E., & Grégoire, P. (2007). Valorisation de boues de dragage maritime en granulats artificiels en vue de stabiliser l'érosion littorale. *25ème Rencontres de l'AUGC, 23-25 Mai 2007 à Bordeaux*, 8 p.

Braud, A., Nica, C., Grac, C., et Le Ber, F. (2011). A lattice-based query system for assessing the quality of hydro-ecosystems. In *CLA 2011, Oct 2011, Nancy, France. INRIA NGE et LORIA, pp.265-277, 2011.* [hal-00640048](http://hal-00640048)

Breure, A.M., Mulder, Ch., Rutgers, M., Schouten, T., De Zwart, D., Bloem, J., (2004) A biological indicator for soil quality. In: *Proceedings from an OECD Expert Meeting Rome, Italy March 2003: Agricultural Impacts on Soil Erosion and Soil Biodiversity: Developing Indicators for Policy Analysis*, pp. 485-494.

Brignon J.M. (2005). Tributylétain, 18 p. INERIS. Base de données environnementales [en ligne]. http://chimie.ineris.fr/fr/lien/basededonnees/environnementale/presentation.php Dibutyltin dichloride, 2005. Tributyltin compounds, 2004

Brunson EL, Canfield TJ, Dwyer FJ, Ingersoll CG, Kemble NE (1998). *Assessing the Bioaccumulation of Contaminants from Sediments of the Upper Mississippi River Using Field-Collected Oligochaetes and Laboratory-Exposed Lumbricus variegatus* ; Archives of environmental contamination and toxicology 35:2 1998 Aug pg 191-201 ; PubMed:9680511

BRGM (2015). Les polluants émergents : de nouveaux défis pour la gestion des eaux souterraines. Mai 2015. Disponible sur le lien suivant http://www.brgm.fr/evenement/polluants-emergents-nouveaux-defis-gestion-eaux-souterraines

Burel, F., Garnier, E., Amiaud, B., Aulagnier, S. et al. 0. « Chapitre 1. Les effets de l'agriculture sur la biodiversité ». Agriculture et biodiversité, ESCo

Burel, F., Garnier, E., Amiaud, B., Butet, A., & Steinberg, C. (2008). Chapitre 1. Les effets de l'agriculture sur la biodiversité. ESCO "Agriculture et biodiversité," 1-139.

Burkhard, L. P., Hubin-Barrows, D., Billa, N., Highland, T. L., Hockett, J. R., Mount, D. R., ... et Grabanski, C. B. (2015) Sediment Bioaccumulation Test with Lumbricus variegatus: Effects of Feeding. *Archives of environmental contamination and toxicology*, 68(4), 696-706.

Burton GA. Jr & Scott KJ., (1992). Sediment Toxicity evaluations. *Environ Sci Technol*, 26;11 :2068-2075.
DOI:10.1021/es00035a002

Burton, GA. (2000). Sediment Toxicity Assessment. Lewis Publishers, Chelsea, MI, USA in Beketov, M. a., Cedergreen, N., Wick, L. Y., Kattwinkel, M., Duquesne, S., et Liess, M. (2013). Sediment Toxicity Testing for Prospective Risk Assessment — A New Framework and How to Establish It. *Human and Ecological Risk Assessment*, *19*(November 2011), 98–117. [http://doi.org/10.1080/10807039.2012.683741](http://doi.org/10.1080/10807039.2012.683741)

Burton, G.A., Denton, D.I., Ho, K., Ireland, D.S (2002) Chapter 5 : Sediment toxicity Testing : Issues and Methods, 111-150 in Hoffman, D. J., Rattner, B. A., Burton Jr, G. A., & Cairns Jr, J. (Eds.). (2002). *Handbook of ecotoxicology*. CRC Press. 1315 pp

C

Calow, P., Forbes, V., E. (2003). Peer Reviewed: Does Ecotoxicology Inform Ecological Risk Assessment? *Environmental Science and Technology*. 6 p

Camuzard, J. (2011). L'exploitation des tangues ou le souvenir des savoirs oubliés. *Bulletin de La Société Géologique et Minéralogique de Bretagne*, 1-32.
Cantegrit, L. (2011). Valorisation agronomique des sédiments de dragage de canaux. *AIPCN Prix Jeune Professionnel Francophone*, 20 p.

Cantégrit, L., & Nouvion-Dupray, S. (2011). Valorisation agronomique des sédiments de dragage de canaux : première expérimentation agricole en Saône - et - Loire (71). *Présentation Orale, Congrès Européen Ecotechnologies, 7-9 Juin 2011, Lille*, (71), 1-15.

Capilla, X., Schwartz, C., Bedell, J.-P., Sterckeman, T., Perrodin, Y., Morel, J.-L., (2006). Physicochemical and biological characterisation of different dredged sediment deposit sites in France. *Environmental Pollution* 143, 106-16. doi:10.1016/j.envpol.2005.11.007

Cap sédiment : http://cap-sediments.fr/comite-lecture.html

Cappuyns, V., & Swennen, R. (2006). Comparison of metal release from recent and aged Fe-rich sediments. *Geoderma* December 2006;137(1-2):242-251

CD2e. (2013). Synthèse des Journées nationales sur la gestion des sédiments de dragage. *5 et 6 Juin 2013, Lille Grand Palais*, 33.p

CEAMaS : http://www.ceamas.eu/

Centre d'expertise en analyse environnementale du Québec (2015). Détermination de la toxicité : inhibition de la croissance chez l'algue *Pseudokirchneriella subcapitata*. MA. 500 – P.sub. 1.0, Rév. 3, Ministère du Développement durable, de l'Environnement et de la Lutte contre les changements climatiques du Québec, 21 p

Cerema. (2011). Enquête dragage 2011 Synthèse des données. *CETMEF, Collection Données*, 45 p.

Cesar, A., Lia, L.R.B., Pereira, C.D.S. *et al*. (2014). Environment assessment of dredged sediment in the major Latin American seaport (Santos, São Paulo – Brazil): An integrated approach. *Science of the Total Environment* November 2014;497-498:679-687

CETMEF. (2008b). Dragage en milieu marin, immersion et code de l'environnement : le guide des procédures préalables. Les Outils, Notice N° C 08.06, 142 p.

CETMEF (2008a). Guide pour la gestion durable des déblais de dragages portuaires contaminés en France. Rapport final, Mars 2008 http://fr.slideshare.net/fullscreen/rachidabdi925/guide-cetmef-lite2008/7 (rapport 1)

Chapman P.M., (1990) The sediment quality triad approach to determining pollution-induced degradation. *The Science of the total environment* 97/98: 815-825.

Chapman, P.M., Mann, G.S., (1999). Sediment Quality Values (SQVs) and Ecological Risk Assessment (ERA). *Marine Pollution Bulletin* 38, 339-344. doi:10.1016/S0025-326X(99)00033-8

Chapman, P. M., Ho, K. T., Munns, W. R., Solomon, K., et Weinstein, M. P. (2002) Issues in sediment toxicity and ecological risk assessment. *Marine Pollution Bulletin*, 44(4), 271-8. http://doi.org/10.1016/S0025-326X(01)00329-0

Chapman, P. M., Wang, F., Janssen, C., Persoone, G., & Allen, H. (1998). Ecotoxicology of metals in aquatic sediments: binding and release, bioavailability, risk assessment, and remediation. *National Research Council Canada*, 55(10), 2221-2243.
Charrasse, B. (2013). Comportement à long terme, caractérisation opérationnelle et évaluation environnementale des contaminants organiques des sédiments de dragage. Thèse soutenue le 16 Décembre 2013 pour l'obtention du grade de Docteur en Sciences de l'Université d'Aix Marseille, 493 pages

Charriau, A. (2009). Etude de la contamination organique et métallique associée aux sédiments du District Hydrographique International de l'Escaut. *Thèse de Doctorat, Université de Lille I*, 249 p

Chelinho, S., Domene, X., Campana, P., Andrés, P., Römbke, J., et Sousa, J. P. (2014) Toxicity of phenmedipham and carbendazim to Enchytraeus crypticus and Eisenia andrei (Oligochaeta) in Mediterranean soils. *Journal of soils and sediments, 14*(3), 584-599.

Chenon, P. & Donguy, G. (2014). Elaboration d'une méthodologie d'évaluation des risques écotoxicologiques simplifiée à l'usage des fertilisants en agriculture. *Echo-MO* n°108 – Juillet Août 2014, p.1-4

Clément, B., Vaille, G., Moretto, R., Vernus, E., et Abdelghafour, M. (2010) Effects of a physico-chemical treatment of a dredged sediment on its ecotoxicity after discharge in laboratory gravel pit microcosms. *Journal of Hazardous Materials, 175*(1-3), 205-215. http://doi.org/10.1016/j.jhazmat.2009.09.150

Coffin, A. W. (2007). From roadkill to road ecology: A review of the ecological effects of roads. *Journal of Transport Geography, 15*(5), 396-406. http://doi.org/10.1016/j.jtrangeo.2006.11.006

Coineau, Y. (1974) Introduction à l'étude des microarthropodes du sol et de ses annexes, *Doin édition*, pp. 118.

Coll, P., Le Cadre, E., Mérot, A., & Villenave, C. (2013) The characterization of the soil biological quality of organic viticulture can be achieved by analyzing soil nematofauna. *Innovations Agronomiques, 32*, 391-400.

Collette-Bregand, M., James, A., Munshy, C. et Bocquenê, G. (2009). Contamination des milieux aquatiques par les substances pharmaceutiques et cosmétiques. *IFREMER* Janvier 2009

Cooper, K. M., Barrio Froján, C. R. S., Defew, E., Curtis, M., Fleddum, A., Brooks, L., et Paterson, D. M. (2008) Assessment of ecosystem function following marine aggregate dredging. *Journal of Experimental Marine Biology and Ecology, 366*, 82-91. http://doi.org/10.1016/j.jembe.2008.07.011

Correia, F. V., et Moreira, J. C. (2010) Effects of glyphosate and 2, 4-D on earthworms (Eisenia foetida) in laboratory tests. *Bulletin of environmental contamination and toxicology, 85*(3), 264-268.

Coste, M., Boutry, S., Tison-Rosebery, J., et Delmas, F. (2009) Improvements of the Biological Diatom Index (BDI): Description and efficiency of the new version (BDI-2006). *Ecological Indicators, 9*(4), 621-650

Creamer, R.E., Schulte, R.P.O., Stone, D., Gal, A., Krogh, P.H., Lo Papa, G., ... Winding, A. (2014) Measuring basal soil respiration across Europe: Do incubation temperature and incubation period matter? *Ecological Indicators, 36*, 409-418.

Crenn, I., Gourmelon, M., Le Cann, P., Ménard, D., Le Guyager, F., Derrien, A., Pommepy, M. (1999) Chapitre III : Microbiologie saniitaire des sédiments 39-58 in Alzieu, C. (1999). Dragages et environnement marin : Etat des connaissances. *IFREMER*, 225 pp.

D

Dalfsen, J. A. Van, et Essink, K. (2001) Benthic community response to sand dredging and Shoreface Nourishment in Dutch Coastal Waters. *Senckenbergiana Maritima, 31*(2), 329-332.
Dauvin, J.-C., Ruellet, T., Desroy, N., et Janson, A. (2006) Rapport Scientifique Seine-Aval 3 : Tableau de bord et indicateurs opérationnels. Indicateurs benthiques de l'état des peuplements benthiques de l'estuaire marin et moyen et de la partie orientale de la baie de Seine. *Seine-Aval Groupement D'intérêt Public*, 43. http://doi.org/10.1029/2006JD007277.BLOND

DDTM Finistère & DREAL Bretagne (2013). L'Etat recense toutes les réglementations applicables – Planifier le dragage des Ports de Bretagne. Mai 2013

de Boer, P. (2010a) "Legislation and dredged material in the Netherlands – dredging for water management". *Rijskswaterstaat, Ministerie van Verkeer en Waterstaat, workshop 29/10/2010, Brussel*. 14 p

de Boer, P. (2010b) "Transitions in water management in the Netherlands – trends in dredging" *Rijskswaterstaat, Ministerie van Verkeer en Waterstaat*. 31 p

de Castro-Català, N., Kuzmanovic, M., Roig, N., Sierra, J., Ginebreda, A., Barceló, D., ... Muñoz, I. (2015) Ecotoxicity of sediments in rivers: Invertebrate community, toxicity bioassays and the toxic unit approach as complementary assessment tools. *Science of The Total Environment*, 540, 297-306. http://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2015.06.071

De Lange, H. J., Noordoven, W., Murk, A. J., Lürling, M., & Peeters, E. T. H. M. (2006) Behavioural responses of *Gammarus pulex* (Crustacea, Amphipoda) to low concentrations of pharmaceuticals. *Aquatic Toxicology*, 78(3), 209-216. http://doi.org/10.1016/j.aquatox.2006.03.002

Delcour, P. (2013) Analyse prospective des filières de valorisation envisageables en région Nord-Pas-de-Calais, *Centre d'Etudes Techniques de l'Equipement Nord-Picardie, InterSol, 1-19*.

Delpech, C., Courrat, A., Pasquaud, S., Lobry, J., Le Pape, O., Nicolas, D., ... et Lepage, M. (2010) Development of a fish-based index to assess the ecological quality of transitional waters: the case of French estuaries. *Marine Pollution Bulletin*, 60(6), 908-918.

DelValls, T. a., Andres, A., Belzunce, M.J., Buceta, J.L., Casado-Martinez, M.C., Castro, R., Riba, I., Viguri, J.R., Blasco, J., (2004). Chemical and ecotoxicological guidelines for managing disposal of dredged material. Trends in Analytical Chemistry 23, 819-828. doi:10.1016/j.trac.2004.07.014

Den Besten, P.J., De Deckere, E., Babut, M.P., Power, B., ... et Heise, S. (2003) Biological Effects-based sediment Quality in Ecological Risk assessment for European Waters. In *Journal of Soils & Sediments September 2003 (3)*, 144-162

Depelsenaire G. (2007). Procédé de stabilisation de résidus minéraux contaminés par des métaux lourds et des composés organiques. *Intersol, 27-29 mars 2007, présentation orale. In* : Anger, B. (2014). Caractérisation des sédiments fins de retenues hydroélectriques en vue d'une orientation vers des filières de valorisation matière. *Thèse de doctorat, Génie-civil, Université de Caen Basse-Normandie*, 316 p

Deram, A., & Hayet, A. (2006). Evaluation et acceptabilité des risques environnementaux. Méthodes d'évaluation, analyse comparative ; Etude sociologique des représentations des risques, synthèse bibliographique. n°04-0810//0811/1A RECORD, 228.

Desrosiers, M., Martel, L., Boudreau, L., Cormier, M., Gagnon, C., Lepage, S., ... Triffault-Bouchet, G. (2012) Ecological Risk Assessment (ERA) of Open-water Disposal of Sediment to Support the Management of Dredging Project in the St. Lawrence River. In *Contaminated Sediments: 5th Volume, Restoration of Aquatic Environment*. ASTM International.

Dia, M. (2013). Traitement et Valorisation de Sédiments de Dragage Phosphatés en Technique Routière. *Thèse de Doctorat, Université d'Artois et Mines de Douai*, 169.p
Diaz, R. J., Solan, M. et Valente R.M., (2004) A review of approaches for classifying benthic habitats and evaluating habitat quality. *Journal of Environmental Management* 73 : 165-181.

Dinger, F. (1997). Végétalisation des espaces dégradés en altitude. *Editions Quae*. p 144 *In*: Séré, G., (2007). Fonctionnement et évolution pédogénétique de Technosols issus d'un procédé de construction de sol. *Thèse de Doctorat, Institut National Polytechnique de Lorraine* p 228.

Djajakirana, G., Joergensen, R.G., Meyer, B. (1996) Ergosterol and microbial biomass relationship in soil. *Biology and Fertility of Soils*, 22(4), 299-304.

Donguy, G., Perrodin, Y., Pandard, P., & Andres, S. (2007). Guide méthodologique pour l'évaluation des risques écologiques liés à la restauration de carrières de la zone littorale à l'aide de sédiments de dragage portuaires prétraités. (Programme ANR "SEDIGEST"). Tome 1 Présentation de La Méthodologie, 33 p.

Doni, S., Macci, C., Peruzzi, E. et al. (2015). Heavy metal distribution in a sediment phytoremediation system at pilot scale. *Ecological engineering* August 2015;81:146-157

Doran, J.W., and Zeiss, M.R. (2000) Soil health and sustainability: managing the biotic component of soil quality. *Applied Soil Ecology*, 15(1), 3-11.

Doran, J.W., Parkin, T.B., (1994) Defining and assessing soil quality. *In*: Cecillon, L. (2008) Quels indicateurs pour évaluer la qualité de sols forestiers soumis à des contraintes environnementales fortes. *Thèse de doctorat en science du sol, Université Joseph Fourier de Grenoble*. pp. 215

Doran, J.W., Safley, M., 1997. Defining and Assessing Soil Health and Sustainable Productivity, in: Biological Indicators of Soil Health. pp. 1-28. doi:10.2134/jeq1998.00472425002700050038x

DREAL Nord-Pas de Calais. (2011). Sediments Trois modes de gestion Sediments Mode d'emploi, MEDDTL, 6.p

DREAL NPC 2012 « *Sédiment gestion à terre : quelle règlementation ?* »

http://www.nord-pas-de-calais.developpement-durable.gouv.fr/IMG/pdf/dreal_2012_sediments.pdf

Dubois, V., Edine, N., Zentar, R., Ballivy, G. (2009). The use of marine sediments as a pavement base material. *Waste Management*, 29(2), 774-782. http://doi.org/10.1016/j.wasman.2008.05.004

Dufrêne, M., Legendre, P., (1997) Species assemblages and indicator species: the need for a flexible asymmetrical approach. *Ecological Monographs*, 67, 3, pp. 345-366.

Dumay, N. (2015). Réglementations existantes en Europe sur le dragage portuaire. *SETARMS-Séminaire sur les enjeux des sédiments et leur valorisation dans les matériaux de construction-17 septembre 2015*, 17 p.

Dungern, W. (1983) Tiere im Boden. Ziemsen, Wittenberg. *In*: Godet, J. (2010) Intérêt des isopodes terrestres dans l'évaluation de la qualité des sols : Recherche de paramètres indicateurs de la pollution par des éléments traces métalliques et contribution à la mise au point d'un outil écotoxicologique de terrain. *Thèse de doctorat, Ecologie, Université Lille 1, Sciences et Technologie*. pp 251

E

Eash, N.S., Stahl, P.D., Parkin, T.B., Karlen, D.L. (1996) A Simplified Method for Extraction of Ergosterol from Soil. *Soil Science Society of America Journal*, 60(2), 468-471.

Eau Artois Picardie « *Inventaire détaillé des techniques de curage, transport, traitement et usage des sédiments* »
http://www.eau-artois-picardie.fr/IMG/pdf/gestionsediments.pdf

Eau Artois Picardie (2010). Les médicaments dans les cours d'eau du bassin Artois-Picardie : résultats de la campagne exploratoire de 2010. Décembre 2010
http://www.eau-artois-picardie.fr/IMG/BaseDoc/aegis/2485/B%2022176.pdf

EC(EuropeanCommission) (2003) Technical Guidance Document on Risk Assessment in support of Commission Directive93/67/EEConRisk Assessment for New Notified Substances, Commission Regulation (EC) No 1488/94 on Risk Assessment for Existing Substances and Directive 98/8/EC of the European Parliament and of the Council Concerning the Placing of Biocidal Products on the Market; Part I–IV. Office for Official Publications of the EC Luxembourg

ECHA (European Chemicals Agency) (2008) Guidance on Information Requirements and Chemical Safety Assessment. ChapterR.7b: Endpoint Specific Guidance. Helsinki, Finland

Egeler P, Henry KS, and Riedhammer C. (2010) Potential effects of food addition to sediment on test conditions in sediment toxicity tests. J Soils Sed 10:377-88.

Eggleton, J. & Thomas, K.V. (2004). A review of factors affecting the release and bioavailability of contaminants during sediment disturbance events. *Environment Int* 2004 September;30(7):973-80

Eijsackers, H. (2010). Earthworms as colonisers: Primary colonisation of contaminated land, and sediment and soil waste deposits. *Science of the Total Environment*, 408(8), 1759-1769.
http://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2009.12.046

Eijsackers, H., Bruggeman, J., Harmsen, J., de Kort, T., & Schakel, A. (2009). Colonization of PAH-contaminated dredged sediment by earthworms. *Applied Soil Ecology*, 43(2-3), 216-225.
http://doi.org/10.1016/j.apsoil.2009.08.003

Eijsackers, H., Van Gestel, C. A. M., De Jonge, S., Muijs, B., et Slijkerman, D. (2001) Polycyclic aromatic hydrocarbon-polluted dredged peat sediments and earthworms: a mutual interference. *Ecotoxicology*, 10(1), 35-50.
http://doi.org/10.1023/A:1008954706150

Eivazi, F., and Tabatabai, M.A. (1977) Phosphatases in soils. *Soil Biology & Biochemistry*, 9, 167-172.

Environnement Canada (2011) Méthode d'essai biologique : Essai sur la fécondation chez les échinides (oursins globuleux et oursins plats) SPE 1/RM/27, 152p

Environnement Canada (2013). Méthode d'essai biologique : essai de survie et de croissance de l'amphipode dulcicole Hyalella azteca dans les sédiments et l'eau. Rapport SPE 1 /RM/33, Deuxième édition, 180 pp.

Environnement Canada, (1997). Méthode d'essai biologique: essai de survie et de croissance des larves dulcicoles de chironomes (Chironomus tentans ou Chironomus riparius) dans les sédiments.

Environnemental Canada (2013). Méthode d'essai biologique : essai de survie et de croissance de l'amphipode dulcicole Hyalella azteca dans les sédiments et l'eau. Rapport SPE 1 /RM/33, Deuxième édition, 180pp.

Erftemeijer, P. L. A., et Lewis, R. R. R. (2006) Environmental impacts of dredging on seagrasses: a review. *Marine Pollution Bulletin*, 52(12), 1553-72. http://doi.org/10.1016/j.marpolbul.2006.09.006
Erftemeijer, P. L. A., Riegl, B., Hoeksema, B. W., Todd, P. A., et Knight Merz, S. (2012) Environmental impacts of dredging and other sediment disturbances on corals: A review. *Marine Pollution Bulletin*, **64**, 1737–1765.
ttp://doi.org/10.1016/j.marpolbul.2012.05.008

F

Fadil, F., Maarouf, A., et Zaid, A. (1997) Utilisation de *Gammarus gauthieri Pinkster* (Crustacé : Amphipode) pour tester la toxicité des sédiments des eaux douces. *Annales de Linnologie*, **33**(2), 73-78.

Fahrig, L. (2003). Effects of habitat Fragmentation on Biodiversity. Annual Review of Ecology, Evolution, and Systematics, 34(1), 487–515. http://doi.org/10.1146/annurev.ecolsys.34.011802.132419

Fent, K. (1996). Ecotoxicology of organotin compounds. Critical Reviews in Toxicology 26, (1), 1-117

Fernandez-Casalderrey, A., Ferrando, M. D., Andreu-Moliner, E. (1993) Effect of the insecticide methylparathion on filtration and ingestion rates of Brachionus calyciflorus and *Daphnia magna*. *Science of the total environment*, **134**, 867-876.

Ferro, Y. (2010). Sédiments marins et végétalisation : évaluation des impacts sur les écosystèmes de surface dans le cadre d'un scénario de remplissage de carrières. *Travail de fin d'étude* 08 Septembre 2010, 120 pages

Filser, J., Wiegmann, S., Schröder, B. (2013) Collembola in ecotoxicology—Any news or just boring routine? *Applied Soil Ecology*, **83**, 193–199. http://doi.org/10.1016/j.apsoil.2013.07.007

Fischesser, B., & Dupuis-Tate, M. (2007). Le guide illustré de l'écologie, *Editions de la Martinière*, 349 p.

Foucher, J. (2005). Valorisation des déblais sableux de dragage portuaire en France Métropolitaine. Travail de Fin d'Etudes, *ENTPE*. 66 p.

Francis, P.S., Lewis, S.W., Lim, K.F. (2002) Analytical methodology for the determination of urea : current practice and future trends. *Trends in Analytical Chemistry*, **21**(5), 389-400

G

Galgani (2007) Evaluation de la toxicité globale des sédiments du littoral des bouches du Rhône par un bio essai : développement larvaire de l'huitre *Crassostrea gigas* en présence d'élutriats de sédiments. *Ifremer*, 23p.

Garbolino, E., Aqua, L., Bazin, C., & Sannier, L. (2013). Guide des réalisations : *Sedivald. Cap Séiments*, 1-62.

Gay, C., Bourrain, X., Demortier, G., Lascombe, C., et Stroffek, S. (2000) Guide technique de l'Indice Biologique Global Normalisé (IBGN) NF-T90-350. *Les Etudes Des Agences De L'Eau, 2eme éditi*, 37p.

Geffard, O. (2001). Toxicité potentielle des sédiments marins et estuariens contaminés : évaluation chimique et biologique, biodisponibilité des contaminants sédimentaires. Thèse soutenue le 21 Décembre 2001 pour l'obtention du grade de Docteur de l'Université de Bordeaux 1 (spécialité écotoxicologie), 376 pages

Genin, B., Chauvin, C., et Ménard, F. (2003). *Cours d'eau et indices biologiques: pollution, méthodes*, IBGN. Educagri éditions. 221 p.

Geode. (2012). Suivis environnementaux des opérations de dragage et d'immersion *Guide méthodologique*, p 134.
Gerard, L., & Ducros, J. (2014). La gestion des sédiments de dragage - Point sur la réglementation-. 4ème Assises Du Port Du Futur, 9-10 Septembre 2014, Paris.

GIP (Groupement d'intérêt Public) Seine Aval (2007). La contamination chimique : quel risque en estuaire de Seine ? Fiche substance : organoétains.

Girard, M. C., Schvartz, C., & Jabiol, B. (2011). Étude des sols. Description, cartographie, utilisation. Dunod éd., Paris. 416 p.

Gobat J-M., Aragno M., Matthey W., (2010) Le sol vivant : Bases de pédologie – Biologie des sols, 3ème édition revue et augmentée. Presses polytechniques et universitaires romandes. pp. 817.

Gong, P., Guan, X., Witter, E. (2001) A rapid method to extract ergosterol from soil by physical disruption. Applied Soil Ecology, 17(3), 285-289

Grall J., Quiniou F., Glemarec M. (2003). Bioévaluation de la qualité environnementale des milieux portuaires. Institut français de recherche pour l'exploitation de la mer, 247 p.

Grall, J et Glémarec, M. (2003) Chapitre III – L’indice d’évaluation de l’endofaune côtière I2EC : 53-88 in Alzieu, C. (2003). Bioévaluation de la qualité environnementale des sédiments portuaires et des zones d’immersion. *Editions Quae*. 247pp

Gray, J.S., Dayton, P., Thrush, S., Kaiser, M.J., (2006). On effects of trawling, benthos and sampling design. Marine Pollution Bulletin 52, 840–843. doi:10.1016/j.marpolbul.2006.07.003

Green, S.M., Machin, R., & Cresser, M. S. (2008). Effect of long-term changes in soil chemistry induced by road salt applications on N-transformations in roadside soils. *Environmental Pollution* 2008 Mar;152(1):20-31. DOI: 10.1016/j.envpol.2007.06.005

Green, V.S., Stott, D.E., Diack, M. (2006) Assay for fluorescein diacetate hydrolytic activity: Optimization for soil samples. *Soil Biology and Biochemistry*, 38(4), 693–701.

Gregoire, P., Abriak, N. E., Brakni, S., et Achour, R. (2013) Benthic quality evaluation of immersion zones of sediments dredging. *Revue Paralia*, 6, 1-12. http://doi.org/10.5150/revue-paralia.2013.003

Gregoire, P., & Glaser, D. (2010). Dragage et valorisation – Traitement des sédiments non-immergeables dragués dans le port de Dunkerque-France, 11 p

Gregoire, P., & Glaser, D. (2010). Dragage et valorisation – Traitement des sédiments non-immergeables dragués dans le port de Dunkerque-France. CETMEF, 11 p. http://www.eau-mer-fleuves.cerema.fr/IMG/pdf/T4_15_Gr goire_Glaser_cle6cc561-1.pdf

Gregoire, P., & Proulhac, N. (2010). Présentation des dragages d'entretien grand port maritime de dunkerque (GPMD). *Grenelle de La Mer, Paris*, 18 p.

Grenelle de la Mer. (2010). Sédiments de dragage. Groupe de travail n°11-rapport final. MEEDDM, 37p. Retrieved from http://www.developpement-durable.gouv.fr/IMG/pdf/G11-2.pdf

H

Hargrave, B. T. (1970) The utilization of benthic microflora by Hyalella azteca (Amphipoda). *The Journal of Animal Ecology*, 427-437.
Haropaport (2007). Accumulation sédimentaire de confluence, recommandations relatives et opérations impliquant des sédiments aquatiques potentiellement contaminés. Rhône Méditerranée Eau France A2 V2.0, septembre 2013 annexes

Harvey, M., Gauthier, D., et Munro, J. (1998) Temporal Changes in the Composition and Abundance of the Macro-benthic Invertebrate Communities at Dredged Material Disposal Sites in the Anse h Beaufils, Baie des Chaleurs, Eastern Canada. *Marine Pollution Bulletin*, **36**(1), 41–55. http://doi.org/10.1016/S0025-326X(98)90031-5

Hasenbein, S., Connon, R. E., Lawler, S. P., Geist, J. (2015) A comparison of the sublethal and lethal toxicity of four pesticides in Hyalella azteca and Chironomus dilutus. *Environmental Science and Pollution Research*, **22**(15), 11327–11339.

Haury J. et al.. (1996) Des indices macrophytiques pour estimer la qualité des cours d'eau français : premières propositions. Écologie 27 : 233-244.

Haury J. et al.. (2006) A new method to assess water trophy and organic pollution – the Macrophyte Biological Index for Rivers (IBMR): its application to different types of river and pollution. Hydrobiologia 570: 153-158.

Haws, N.W., Ball, W.P. et Bouwer, E.J. (2006). Modeling and interpreting bioavailability of organic contaminant mixtures in subsurface environments. *Journal of contaminant hydrology* February 2006;82(3-4):255-92

Hayet A. (2010). Contribution de l'écologie à la caractérisation de sites contaminés. Application à l'évaluation des risques pour les écosystèmes. Thèse de doctorat soutenue publiquement le 26 janvier 2010. Université de Lille, Droit et Santé, 766 p.

Hayet A. & Deram A. (2011). La biodiversité et les indicateurs écologiques comme outils d'évaluation des écosystèmes terre liés à des terrains contaminés. *Séminaire « Quels outils pour l'Evaluation des Risques pour les Ecosystèmes terrestres liés à des terrains contaminés ? » Synthèse atelier n°1. 27-28 Septembre 2011 Paris.*

Hayet A., Deram A., Couffignal B. (2009) Evaluation des risques écologiques : vers une harmonisation à l'échelle européenne. *Environnement, Risques et Santé*. Vol. 8 (2) .. (Hayet et al 2009)

Hayet A., Deram A., Denayer F.O., Couffignal C., Van Haluwyn C. (2006). Variability of nine methodologies of Ecological Risk Assessment (ERA) : consequences on results and application. *Communication affichée SETAC La Haye* ;

Hayet, A., (2011). Apport des inventaires écologiques de terrain à l'évaluation des risques d' un écosystème terrestre contaminé aux ETM 3-5.

Heijerick, D. G., De Schamphelaere, K. A. C., & Janssen, C. R. (2002). Biotic ligand model development predicting Zn toxicity to the alga Pseudokirchneriella subcapitata: possibilities and limitations. *Comparative Biochemistry and Physiology Part C: Toxicology & Pharmacology*, **133**(1), 207-218.

Herman, S., Glaser, D., Pieters, A., Grégoire, P., Priez, C., Desmoulin, D., & Guglielmetti, D. (2014)a. Cinq ans de valorisation des sédiments contaminés extraits du Port de Dunkerque (France). *XIIIème Journées Nationales Génie Côtier-Génie Civil, Dunkerque, 2-4 Juillet 2014*. http://doi.org/10.5150/jngcgc.2014.109

Herman, S., Pieters, A., Glaser, D., Grégoire, P., Priez, C., & Guglielmetti, D. (2014)b. A lustrum of valorisation of contaminated sediments from the port of Dunkirk (France). Proceedings of the South Baltic Conference on Dredged Materials in Dike Construction, Rostock, *10-12 April 2014*, 8 p.
Higgins, C. P., McLeod, P. B., MacManus-Spencer, L. A., et Luthy, R. G. (2007) Bioaccumulation of perfluorochemicals in sediments by the aquatic oligochaete *Lumbricus variegatus*. *Environmental science et technology*, 41(13), 4600-4606.

Hoch, M. (2001). Organotin compounds in the environment -- an overview. *Applied Geochemistry* 16, (7-8), 719-743

Hoffman, D. J., Rattner, B. A., Burton Jr, G. A., Cairns Jr, J. (2002). Handbook of ecotoxicology. CRC Press. 1 315 pp

Hofman, J., Dušek, L., Klanova, J., Bezchlebova, J., Holoubek, I. (2004) Monitoring microbial biomass and respiration in different soils from the Czech Republic - A summary of results. *Environment International*, 30(1), 19–30.

Hope, B.K., (2006). An examination of ecological risk assessment and management practices. *Environment International* 32, 983–995. doi:10.1016/j.envint.2006.06.005

Hubaux, N. & Perceval, O. (2011). Pollution des milieux aquatiques par les polychlorobiphényles (PCB) en France : principaux enjeux de gestion et lacunes identifiées dans les connaissances environnementales. Onema, Décembre 2011. 52 pages.

Huot, H., Simonnot, M.-O., & Morel, J. L. (2015). Pedogenetic Trends in Soils Formed in Technogenic Parent Materials. *Soil Science*, 180(4), 1. http://doi.org/10.1097/SS.0000000000000135

Hutton, M., Venturini, N., García-Rodríguez, F., Brugnoli, E., et Muniz, P. (2015) Assessing the ecological quality status of a temperate urban estuary by means of benthic biotic indices. *Marine pollution bulletin*, 91(2), 441-453.

Hyötyläinen T, et Oikari A (2004) *Bioaccumulation of PAHs from creosote-contaminated sediment in a laboratory-exposed freshwater oligochaete, Lumbricus variegatus* ; Chemosphere 57:2 2004 Oct pg 159-64.

I

IDRA Environnement, (2012). Résumé non technique du dossier de demande d'autorisation d'exploiter une ICPE - Plate-forme de gestion traitement et valorisation des sédiments à Tohannic (56). Référence *IDRA Environnement* : E 111002, 39 p

IDRA Environnement, (2014). Dossier de déclaration décennale pour le dragage de l'embouchure du Préconil, Ville de Ste Maxime – annexe 2 : localisation et description des travaux envisagés. 22 p

Imamoglu, I., Li, K., Christensen, E.R., and McMullin J.K. (2004). Sources and Dechlorination of Polychlorinated Biphenyl Congeners in the Sediments of Fox River, Wisconsin. *Environ. Sci. Technol.* 2004. 38 :2574-2583

INERIS 2009 « *Impacts sur les milieux aquatiques des sédiments de dragage gérés a terre : Problématique, contexte réglementaire, modélisation du transfert de contaminants organiques* » RAPPORT D'ETUDE 30/06/2009. N°DRC-08-95306-16457A. Convention ONEMA-INERIS 2008. ACTIONS N°24 (partie 2) et N°25. 64 pages
http://www.ineris.fr/centredoc/r-08-16457a-action24et25-vf-couv.pdf

Ingersoll, C. G., Haverland, P. S., Brunson, E. L., Canfield, T. J., Dwyer, F. J., Henke, C. E., ... Fox, R. G. (1996) Calculation and evaluation of sediment effect concentrations for the amphipod *Hyalella azteca* and the midge *Chironomus riparius*. *Journal of Great Lakes Research*, 22(3), 602-623.

International Organization for Standardization (ISO), Soil quality – inhibition of reproduction of collembola (Folsomia candida) by soil pollutants, in: ISO 11267. International Standardization Organization, Geneva, Switzerland, 1999

In Vivo. (2005). Guide pour la gestion des opérations de dragage : Fédération Française des Ports de Plaisance, 82 p
In Vivo. (2008). Guide pour la gestion durable des déblais de dragage portuaires contaminés en France, 61 p

IRD UMR Eco & Sol (2012) La nématofaune, Fiche Outil Programme Bioindicateur, ADEME, 4 p.

Isidori, M., Lavorgna, M., Nardelli, A., Pascarella, L., et Parrella, A. (2005) Toxic and genotoxic evaluation of six antibiotics on non-target organisms. *Science of the total environment, 346*(1), 87-98.

Isidori, M., Parrella, A., Pistillo, P., Temussi, F. (2009) Effects of ranitidine and its photoderivatives in the aquatic environment. *Environment international, 35*(5), 821-825.

ISO 10253 : T90-3H, (1998) Qualité de l'eau - Essai d'inhibition de la croissance des algues marines avec *Skeletonema costatum* et *Phaeodactylum tricornutum*. International Standards Organisation, Standard NF EN ISO 10253 : T90-3H, 8p.

ISO 11267(2014) Soil quality -- Inhibition of reproduction of Collembola (*Folsomia candida*) by soil contaminants, 19 p.

ISO 11268-1 (2012) Qualité du sol -- Effets des polluants vis-à-vis des vers de terre -- Partie 1: Détermination de la toxicité aiguë vis-à-vis de *Eisenia fetida*/*Eisenia andrei*, 19 p.

ISO 11269-2 (2012) Qualité du sol -- Détermination des effets des polluants sur la flore du sol -- Partie 2: Effets des sols contaminés sur l'émergence et la croissance des végétaux supérieurs, 19p.

ISO 11348-1(2007) Qualité de l'eau -- Détermination de l'effet inhibiteur d'échantillons d'eau sur la luminescence de *Vibrio fischeri* (Essai de bactéries luminescentes) -- Partie 1: Méthode utilisant des bactéries fraîchement préparées. 25 pp

ISO 11348-1(2007) Qualité de l'eau -- Détermination de l'effet inhibiteur d'échantillons d'eau sur la luminescence de *Vibrio fischeri* (Essai de bactéries luminescentes) -- Partie 1: Méthode utilisant des bactéries fraîchement préparées. 25 pp

ISO 14669, (1996). Qualité de l'eau - Détermination de la toxicité létale aiguë vis-à-vis de copépodes marins (Copepoda, Crustacea). International Standards Organisation, Standard Draft ISO/DIS 14669/1996 (F), 23 p.

ISO 16072 (2002) Qualité du sol -- Méthodes de laboratoire pour la détermination de la respiration microbienne du sol. AFNOR, pp 20

ISO 16303(2013) Qualité de l'eau -- Détermination de la toxicité des sédiments d'eau douce vis-à-vis de *Hyalella azteca*, 30 p

ISO 20666 (2008) Qualité de l'eau -- Détermination de la toxicité chronique vis-à-vis de *Brachionus calyciflorus* en 48 h ; 16 p

ISO 23611-5 : Qualité du sol – Prélèvement des invertébrés du sol – Partie 5 : Prélèvement et extraction des macro-invertébrés du sol.

ISO 6341(2012) Qualité de l'eau -- Détermination de l'inhibition de la mobilité de *Daphnia magna* Straus (Cladocera, Crustacea) -- Essai de toxicité aiguë, 24 p

J

Jabnoune, M. (2008). Adaptation des plantes au stress salin : caractérisation de transporteurs de sodium et de potassium de la famille HKT chez le riz. Thèse soutenue le 19 Décembre 2008 en vue de l'obtention du grade de Docteur
en Physiologie Végétale et Biologie Moléculaire. Laboratoire de Biochimie et Physiologie Moléculaire des Plantes
– Université Montpellier II SupAgro

Jançon, G., Parvy, P., Body, C. et al. (2008). Médicaments et environnement : rapport de l'Académie nationale de Pharmacie. Septembre 2008, 103 pages. Disponible sur le lien suivant :
http://www.acadpharm.org/dos_public/1_Rapport_Med_Env_version_JMH_def_JPC.pdf

Janssen, C. R., Ferrando, M. D., et Persoone, G. (1994). Ecotoxicological studies with the freshwater rotifer Brachionus calyciflorus: IV. Rotifer behavior as a sensitive and rapid sublethal test criterion. *Ecotoxicology and Environmental Safety*, 28(3), 244-255.

Jantunen AP, Tuikka A, Akkanen J, Kukkonen JV (2008). Bioaccumulation of atrazine and chlorpyrifos to Lumbriculus variegatus from lake sediments. *Ecotoxicology and environmental safety* 71:3 2008 Nov pg 860-8 ; PubMed:18353437

Jeffery, S., Gardi, C., Jones, A., Montanarella, L., Marmo, L., Miko, L., Ritz, K., Peres, G., Rombke, J., van der Putten W. H., (2010). European Atlas of Soil Biodiversity. *European Commission, Publications Office of the European Union, Luxembourg*. pp 128.

Jolivet C., Boulonne L. Ratie C., (2006). Manuel du Réseau de Mesures de la Qualité des Sols, édition 2006, Unité InfoSol, INRA Orléans, France, 190 p.

Jones, R., Ricardo, G. F., et Negri, A. P. (2015). Effects of sediments on the reproductive cycle of corals. *Marine Pollution Bulletin*, 100(1), 1–21. http://doi.org/10.1016/j.marpolbul.2015.08.021

Journal Nature. (2013). Une ancienne ballastière devient un site écologique exemplaire dans une boucle de la Seine.
Le.journal.nature.com, 9. Retrieved from http://www.lejournalnature.com/ljnblogmain/?p=1638

K

Kandeler, E., and Gerber, H. (1988). Short-term assay of soil urease activity using colorimetric determination of ammonium. *Biology and Fertility of Soils*, 6(1), 68-72.

Kenny, A. J., Rees, H. L., Greening, J., and Campbell, S. (1998). The effects of marine gravel extraction on the macrobenthos at an experimental dredge site off North Norfolk, UK (results 3 years post-dredging). ICES CM 1998/V: 14. 14 pp.

Kew, G.A., Schaum, J.L., White, P. and Evans, T.T. (1989). Review of plant uptake of 2,3,7,8-TCDD from soil and potential influences of bioavailability. *Chemosphere*, 18, 1313-1318.

Khezami, I. (2014). Application du guide éco-modelé paysager aux sédiments de dragage, *Présentation aux Journées Nationales Sédiments Juin 2014*.

Kjoller, A.H., and Struwe, S. (2002). Fungal communities, succession, enzymes, and decomposition. pp 274-291. In: Burns, R. G., and Dick, R. P. (2002) Enzymes in the environment : activity, ecology and applications. *Marcel Dekker Inc, Ed.* pp 640.

Kosmala, A., Charvet, S., Roger, M. C., et Faessel, B. (1999). Impact assessment of a wastewater treatment plant effluent using instream invertebrates and the Ceriodaphnia dubia chronictoxicity test. *Water Research*, 33(1), 266-278.

Kribi, S., Ramaroson, J., Nzihou, A. et al. (2012). Laboratory scale study of an industrial phosphate and thermal treatment for polluted dredged sediments. *International Journal of Sediment Research* 2012;27:538-546