- celui qui demande cette caractérisation ;

- le fournisseur de sédiments ou les acteurs économiques/collectivités ayant généré le sédiment pollué (2) ;

- le gestionnaire final des sédiments (2);

- un organisme indépendant missionné par le propriétaire du déchet ;

- le « propriétaire » du sédiment pour que l'utilisateur ait tous les éléments pour décider de sa bonne utilisation ;

- les structures d'Etat (DREAL, DDT, ...).

Un commentaire fait mention du fait que la compétence de gestion des déchets est communale, mais que la charge technique et financière de cette caractérisation et de gestion des sédiments est souvent trop lourde pour les municipalités : le gestionnaire identifié devrait avoir un pouvoir technique et financier assez important pour gérer ce type de mission. Un dernier commentaire sur cette question de prise en charge précise qu'avant de savoir qui, il faudrait bien préciser quoi faire exactement.

88,6 % des personnes interrogées (soit 39) ont mentionné la ou les filières de valorisation pour lesquelles ils connaissaient une (ou des réalisations). Les résultats sont présentés dans la figure 18.

<figure><img src="image_25.png" /><figcaption>Figure 18 : Sondage sur la connaissance de réalisation des filières de valorisation</figcaption></figure>

Les filières de valorisation les plus « connues » en termes de réalisation parmi les personnes ayant répondu sont :

- les routes et pistes cyclables, avec 26 personnes sur 39 (soit 66,7 %) ;

- le comblement de carrières, avec 25 personnes sur 39 (soit 64 %) ;

- la butte paysagère, avec 24 personnes sur 39 (soit 61,5 %).
Parmi les réponses « Autre », les exemples suivants ont été cités : régalage, granulat artificiel, amendement agricole, création d'iles artificielles, construction de sol, fabrication de briques, création d'un complexe sportif, remblaiement de ballastière, recréation de zones humides.

Parmi les personnes interrogées, 28,6 % (soit 12 personnes sur 42 ; figure 19) ont participé à un projet d'éco-modelé paysager conçu à partir de sédiments de dragage. Parmi eux, certains (7) ont répondu avoir eu recours à un guide méthodologique/cahier des charges, et 6 ont cité en exemple ce qu'ils avaient utilisé :

- le guide SETRA (cité 3 fois) ;

- le guide sur la caractérisation géotechnique des éco-modelés ;

- des études environnementales (diagnostic de site, évaluation détaillée des risques et plan de gestion) ;

- le guide hollandais.

Deux personnes ont déclaré ne pas avoir eu recours à des outils, et trois ne se sont pas prononcés.

<figure><img src="image_26.png" /><figcaption>Figure 19 : Sondage sur la participation à la réalisation d'un éco-modelé paysager</figcaption></figure>

Les sédiments utilisés au cours de ce type de valorisation étaient marins dans 66,7 % des réponses (8) et d'eau douce pour les 33,3 % (4) (figure 20).

<figure><img src="image_27.png" /><figcaption>Figure 20 : Sondage sur la nature des sédiments utilisés</figcaption></figure>

En ce qui concerne les fractions granulométriques, la majorité des personnes interrogées ayant un retour d'expérience ont déclaré les avoir toutes utilisées (58,3 %, soit sept personnes), les cinq autres personnes ont soit fait une sélection de certaines, soit utilisé un mélange de sédiments « entiers » et de différentes fractions ; une personne a préféré ne pas se prononcer. La répartition des réponses est présentée dans la figure 21.
<figure><img src="image_28.png" /><figcaption>Figure 21 : Sondage sur les fractions granulométriques utilisées pour la réalisation de l'éco-modelé paysager</figcaption></figure>

Les résultats sur l'âge des sédiments utilisés par notre panel de répondants ayant un retour d'expérience sur de la valorisation en éco-modelé paysager sont présentés dans le tableau XVII.

<table><caption>Tableau XVII : Sondage sur l'âge des sédiments utilisés</caption><thead><tr><th></th><th>Nb de Réponse</th><th>%</th></tr></thead><tbody><tr><td>Entre 0 et 6 mois inclus</td><td>2</td><td>16,7</td></tr><tr><td>Entre 6 et 12 mois inclus</td><td>1</td><td>8,3</td></tr><tr><td>Entre 12 et 18 mois inclus</td><td>2</td><td>16,7</td></tr><tr><td>Plus de 24 mois</td><td>2</td><td>16,7</td></tr><tr><td>Entre 0 et 6 mois inclus, entre 6 et 12 mois inclus</td><td>1</td><td>8,3</td></tr><tr><td>Entre 12 et 18 mois inclus, plus de 24 mois</td><td>1</td><td>8,3</td></tr><tr><td>Ne se prononce pas</td><td>3</td><td>25</td></tr><tr><td>Nombre de réponses totales :</td><td>12</td><td></td></tr></tbody></table>

L'âge des sédiments utilisés dans le cadre de leur retour d'expérience est varié, notons cependant que deux personnes ont utilisé deux sédiments d'âge différents.

Les raisons pour le choix de tel type de sédiments ont été variées et neuf réponses ont été apportées. Une personne a mentionné que la démarche avait été inverse, et qu'ils avaient cherché une filière de valorisation adaptée à leurs sédiments. Pour les autres personnes ayant partagé leur retour d'expérience, le choix s'est fait soit avec les partenaires du projet Sédimatériaux, soit en fonction des concentrations des contaminants présents dans les sédiments, de la granulométrie et des besoins de dragage, soit parce qu'il s'agissait de sédiments inertes ne présentant pas de risques de transfert de polluants dans l'environnement ou finalement soit pour des questions de disponibilité et de compatibilité. Egalement, dans le cadre d'un projet de recherche deux sédiments (l'un jugé fortement polluant, le second faiblement) ont été choisis. Un dernier répondant mentionne la fourchette de contamination large.

Pour ce type de valorisation, un recours à d'autre(s) matériau(x) est possible. Les retours d'expérience de notre panel sont présentés dans la figure 22.
<figure><img src="image_29.png" /><figcaption>Figure 22 : Sondage sur le recours à d'autre(s) matériau(x) que des sédiments dans la réalisation d'éco-modelé paysager</figcaption></figure>

Parmi les propositions du questionnaire (Terre végétale ; Remblais), la terre végétale a été déclarée comme la plus utilisée dans le cadre de cette valorisation. Six répondants ont déclaré avoir eu recours à celle-ci, dont une avec l'utilisation de remblais en complément. 16,7 % des personnes (deux) ayant ce retour d'expérience ont déclaré ne pas avoir eu recours à de la terre végétale ou à des remblais.

Ce type de valorisation peut se réaliser de différentes manières, et les résultats des personnes ayant un retour d'expérience sont présentés dans la figure 23.

<figure><img src="image_30.png" /><figcaption>Figure 23 : Sondage sur le mode de réalisation de l'éco-modelé paysager</figcaption></figure>

Dans 50 % (soit six réponses) des cas l'éco-modelé paysager s'est réalisé par dépôts de couches successives, dans 25 % (trois réponses) l'éco-modelé a été réalisé par tronçon, 16,7 % (2 personnes) ont répondu « autre » et ont précisé leur réponse : la réalisation s'est fait en mélange des méthodes proposées, et que le dépôt a par la suite été recouvert de 30 cm de terre ; une personne ayant préféré ne pas se prononcer.

Les résultats de l'enquête sur comment la végétalisation d'un ouvrage valorisant les sédiments devrait être favorisée sont présentés dans la figure 24 (41 réponses obtenues).
<figure><img src="image_31.png" /><figcaption>Figure 24 : Sondage sur la manière de favoriser la végétalisation sur des éco-modelés paysagers</figcaption></figure>

Le recours à des semis et/ou des plantations est la réponse la plus fréquemment citée (22 et 21 personnes sur 41, soit 53,7 et 51,2 %). L'intervention d'un paysagiste a été moins mentionnée (12 réponses sur 41). Différentes combinaisons de réponses étant possibles, celles-ci sont présentées dans le tableau XVIII.

<table><caption>Tableau XVIII : Combinaison des différents moyens de favoriser la végétation</caption><thead><tr><th></th><th>Nombre de réponse</th><th>%</th></tr></thead><tbody><tr><td>Ne se prononce pas</td><td>13</td><td>31,7</td></tr><tr><td>Par des plantations et des semis</td><td>8</td><td>19,6</td></tr><tr><td>Par des semis, des plantations et l'intervention d'un paysagiste</td><td>8</td><td>19,6</td></tr><tr><td>Par des plantations</td><td>4</td><td>9,8</td></tr><tr><td>Par des semis</td><td>3</td><td>7,3</td></tr><tr><td>Par l'intervention d'un paysagiste</td><td>1</td><td>2,4</td></tr><tr><td>Par des semis et l'intervention d'un paysagiste</td><td>1</td><td>2,4</td></tr><tr><td>Par des plantations et l'intervention d'un paysagiste</td><td>1</td><td>2,4</td></tr><tr><td>Par des semis, des plantations et l'intervention d'un paysagiste, NSP</td><td>1</td><td>2,4</td></tr><tr><td>Autre : dépend de la spécificité, à gérer au cas par cas</td><td>1</td><td>2,4</td></tr><tr><td>Vide*</td><td>3</td><td>-</td></tr><tr><td>Nombre de réponses totales :</td><td>44</td><td></td></tr></tbody></table>

31,7 % des personnes interrogées ont préféré ne pas se prononcer sur la manière dont la végétalisation devrait être favorisée. Les personnes interrogées ont répondu, à hauteur de 19,6%, que la végétalisation devrait être favorisée par des plantations et des semis, ou par ces mêmes étapes avec le recours à un paysagiste en plus. Le recours à des plantations, des semis, un paysagiste séparément est moins cité (9,8 % ; 7,3 % ; 2,4 %).

<footnote>* Correspond aux nombres de personnes n'ayant pas souhaité répondre à la question (passage direct à la question suivante) et se distingue bien des personnes ne souhaitant pas se prononcer sur la question.</footnote>
Les résultats sur les avantages en termes financiers, de vitrine, d'acceptation des riverains, géotechnique, paysager, écologique, sanitaire ou de valorisation des sédiments d'un aménagement sont présentés dans le tableau XIX.

<table><caption>Tableau XIX : Sondage sur les avantages des aménagements paysagers</caption><thead><tr><th></th><th>Totalement d'accord</th><th>Plutôt d'accord</th><th>Plutôt pas d'accord</th><th>Totalement pas d'accord</th><th>NSP</th><th>Vide*</th></tr></thead><tbody><tr><td>Financier</td><td>3</td><td>22</td><td>4</td><td>3</td><td>9</td><td>3</td></tr><tr><td>Vitrine</td><td>5</td><td>19</td><td>8</td><td>1</td><td>7</td><td>3</td></tr><tr><td>Acceptation des riverains</td><td>3</td><td>22</td><td>8</td><td></td><td>7</td><td>4</td></tr><tr><td>Géotechnique</td><td>4</td><td>16</td><td>6</td><td>1</td><td>12</td><td>5</td></tr><tr><td>Paysager</td><td>11</td><td>20</td><td>2</td><td></td><td>6</td><td>5</td></tr><tr><td>Ecologique</td><td>8</td><td>14</td><td>7</td><td>2</td><td>9</td><td>4</td></tr><tr><td>Sanitaire</td><td>1</td><td>9</td><td>6</td><td>4</td><td>19</td><td>5</td></tr><tr><td>Valorisation des sédiments</td><td>17</td><td>19</td><td>1</td><td></td><td>2</td><td>5</td></tr></tbody></table>

La majorité des personnes a répondu être plutôt d'accord sur le fait que les aspects « financier », « vitrine », « acceptation des riverains » et « géotechnique » représentent un avantage pour l'aménagement paysager. Les aspects « paysager » et « valorisation de sédiments » présentent des réponses plus unanimes, en effet 31 personnes sont totalement ou plutôt d'accord avec l'avantage que représente l'aspect paysager, et 36 personnes pour l'aspect valorisation de sédiments. Pour l'aspect sanitaire, un peu moins de la moitié des personnes ayant répondu à la question ont préféré ne pas se prononcer, 10 étant ou plutôt pas d'accord voire totalement pas d'accord avec l'avantage sanitaire que représenterait l'aménagement paysager.

Pour 84,6 % des personnes interrogées (soit 33 personnes), un suivi pour étudier l'impact environnemental de l'éco-modelé paysager est (ou a été) à mettre en place, 15,4 % n'étant pas pour cette mise en place (figure 25).

<figure><img src="image_32.png" /><figcaption>Figure 25 : Sondage sur la pertinence d'effectuer un suivi à l'issue de la valorisation</figcaption></figure>

32 personnes sur les 33 ayant répondu qu'un suivi devait être mis en place pour étudier l'impact environnemental ont précisé les raisons pour lesquelles l'impact environnemental devrait ou a été suivi pour :

- s'assurer qu'il n'y a pas d'impact négatif sur l'environnement et qu'il y a bien absence de conséquence néfaste sur le milieu environnant (réponse citée plusieurs fois) ;

- permettre de vérifier l'innocuité de la filière de valorisation ;

- évaluer la réussite de la réalisation ainsi que sa pérennité ;

<footnote>* Correspond aux nombres de personnes n'ayant pas souhaité répondre à la question (passage direct à la question suivante) et se distinguent bien des personnes ne souhaitant pas se prononcer sur la question.</footnote>
- mesurer les effets sur le long terme.

Le contrôle devrait ou a également été mis en place pour :

- suivre l'évolution dans le temps de la valorisation (certains contaminants ont des spéciations pouvant évoluer ; sans traitement les sédiments ne sont pas stables et non réactifs), (réponse citée plusieurs fois) ;

- vérifier l'absence de relargage de contaminants (réponse citée plusieurs fois) et/ou l'absence d'émissions, pouvant se transférer dans la chaine trophique (via notamment les plantes et les décomposeurs) ;

- confirmer le caractère inerte sur le milieu.

Une remarque mentionne le fait que ce suivi est à gérer au cas par cas selon les études préalables effectuées, et qu'il permet de vérifier l'adéquation des aménagements et le respect des éléments présents dans l'étude d'impact et l'absence de dérive. Plusieurs commentaires ont également mentionné que ce suivi permet/permettrait d'acquérir un retour d'expérience suffisant et donc pouvoir donc considérer que ce type d'aménagement ne génère pas d'impact sur la qualité des eaux et des sols et que cela permet de vérifier in situ ce qui se passe réellement (chaque lieu et type de valorisation étant quasiment un cas unique encore pour le moment). Un dernier commentaire précise que ce suivi est préconisé dans la démarche Sédimatériaux.

Pour les trois personnes ayant répondu qu'un suivi environnemental n'était pas à mettre en place,
les réponses ont été argumentées de différentes manières :

- soit qu'il n'y avait pas matière à le faire ;

- soit que les précautions environnementales doivent être prises avant et qu'il faut être en mesure d'anticiper toute évolution néfaste avant la mise en œuvre des matériaux, en s'assurant que le futur ouvrage ne pose aucun problème compte tenu de son usage ;

- si le matériau a pu être valorisé c'est qu'il ne présente pas de problème et que c'est inutile de rajouter un suivi.

En ce qui concerne le fait d'inclure ou non des aménagements spécifiques pour le suivi de l'éco-modelé, 64,3 % des personnes interrogées (27) s'y montrent favorables, contre 9,5 % (4) ne l'étant pas (26,2 % ne s'étant pas prononcées, 11) (figure 26).

<figure><img src="image_33.png" /><figcaption>Figure 26 : Sondage sur la nécessité d'inclure des aménagements spécifiques</figcaption></figure>

Parmi ces 27 personnes favorables, 21 personnes ont complété leurs réponses sur les aménagements qui devraient ou ont été inclus pour le suivi de l'éco-modelé.
Les sédiments peuvent présenter des risques sanitaires, il y a nécessité de suivre la durabilité chimique, l'effet du vieillissement, les changements de spéciations, la zone de battement de nappes. Huit réponses mentionnent l'installation de piézomètres comme aménagement pour le suivi environnemental (une réponse précisant également l'installation de piézomètre à proximité de la zone d'étude), une un piézair dans le cas de contaminants volatils, et qu'a minima des piézomètres et un suivi écologique sont à envisager.

Une réponse mentionne le fait que cela relève encore de l'expérimentation (pas d'autorisation réglementaire globale), qu'un suivi est indispensable et qu'il se définit au cas par cas selon le projet. Une autre réponse est que cela est difficile à dire dans l'absolu car cela est fonction du site, des aménagements réalisés, du contexte local, des enjeux environnementaux et sanitaires de la zone, de la qualité des sédiments...

Quatre réponses mentionnent également un inventaire écologique pour suivre l'impact de la valorisation sur la faune et la flore. Trois réponses indiquent une mesure des écoulements et la composition chimique des eaux percolant, ainsi qu'une gestion des flux d'eau et de sa disponibilité. Un dernier répondant mentionne le fait qu'il est sans avis sur la question.

Parmi les personnes faisant partie du panel de répondants, 54,8 % des personnes (23) pensent qu'un risque écologique est possible à l'issue de la valorisation paysagère des sédiments (figure 27).

<figure><img src="image_34.png" /><figcaption>Figure 27 : Sondage sur l'existence d'un risque écologique à l'issue de la valorisation</figcaption></figure>

Les 23 personnes ayant répondu « oui » ont toutes justifié leur réponse sur la possible existence et/ou la nature du risque écologique. Une réponse mentionne le fait que le risque est lié à la présence possible de contaminants au sein des boues de dragage et d'une possible évolution de leur mobilité (au sens large, c'est à dire qui englobe la phyto-, biodisponibilité) suite aux nouvelles conditions physico-chimiques qui règneront dans l'édifice après valorisation. Cette personne ajoute qu'il faut donc s'assurer que tous les scénarios d'exposition des cibles soient caractérisés en tenant compte de cette évolution. Par ailleurs, puisqu'il est question de valorisation, et donc de « valeur » redonnée au matériau, il faut se poser aussi la question de la valeur du site receveur. Quel est son fonctionnement écologique avant qu'il ne reçoive les boues ? A-t-il un intérêt ? Pour qui ? Pour quoi ?

Deux répondants indiquent que le risque « zéro » n'existe pas, et qu'un sédiment contaminé constitue un risque (par exemple pollution de l'eau par lessivage). Une autre réponse indique que le risque pourrait provenir de relargage de percolats pollués, d'envol de particules fines contaminées. Plusieurs réponses indiquent que le relargage, la dissémination ou la modification de la forme chimique de certains éléments peuvent faire suite à l'évolution/vieillissement du substrat (une réponse ajoutant que les changements physico-chimiques sont liés à la rhizosphère). Une
réponse mentionne que le risque peut provenir de la désorption des contaminants métalliques dans le temps et de la dégradation des contaminants organiques. Une réponse précise que l'évolution bio-physico-chimique des sédiments rendait possible le relargage de polluants au cours du temps (en fonction de la teneur en matière organique, du pH, de l'oxygène une évolution chimique est susceptible de se produire et de générer des flux de substances toxiques pour le milieu naturel).

Le risque chimique est fonction de la qualité des sédiments et de nombreuses caractéristiques
intrinsèques au matériau, à la présence de polluants (POP, métaux, parasites...) que cette
contamination chimique est fonction de la provenance des sédiments et de leur caractère non
inerte ; qu'avec le temps les contaminants métalliques peuvent se désorber et que les contaminants
organiques peuvent se dégrader et libérer des radicaux pouvant être toxiques ; que des risques
chroniques peuvent exister suite à la diffusion des polluants présents dans les sédiments ; et que
ces ouvrages sont constitués d'une importante masse de sédiments.

Une réponse mentionne le fait qu'une valorisation paysagère ne veut pas dire respect de l'environnement, le résultat peut être beau et bien intégré au paysage mais être néfaste pour la faune et la flore, voire les populations humaines (le choix des espèces végétales pouvant être inadaptées, non favorables à la biodiversité locale, implantation d'espèces exotiques envahissantes, destruction et modification d'habitats). Une autre réponse ajoute que des espèces nuisibles ou opportunistes peuvent se développer et avoir un effet sur les espèces préexistantes.

Une dernière réponse relève le fait qu'actuellement l'impact de certaines molécules est bien connu mais que la science poursuit son évolution et il est possible qu'un jour une molécule soit déclarée dangereuse/nuisible pour l'écologie ou bien même pour la santé. La rémanence des produits contenus dans les sédiments qui pourrait être dangereuse est également évoquée. Un dernier commentaire mentionne qu'en l'absence de vérification on ne peut pas savoir ce qui se passe.

Pour les 28,6 % (12 personnes) pensant qu'un risque écologique n'est pas envisageable, 11 ont argumenté leur réponse de différentes manières.

Les analyses actuellement faites sur les sédiments sont toujours négatives.

Un suivi de 24 mois a montré l'absence de relargage, et le suivi se poursuit dans le temps.

Dans le cas d'une valorisation, les sédiments étaient encapsulés dans une géomembrane étanche et les sédiments ne présentaient aucun caractère de dangerosité.

Pour toute valorisation, une étude d'impact spécifique doit être effectuée ; si celle-ci montre un risque, la valorisation ne peut être la solution retenue, cependant une surveillance adaptée doit être mise en œuvre afin de s'assurer de l'absence de risque à plus long terme.

Si des tests ont été réalisés après un traitement et avant une réutilisation, le suivi environnemental se fait uniquement pour confirmer la bonne qualité de la valorisation.

D'autres commentaires mentionnent le fait que le sédiment n'est pas un danger mais une matière naturelle pouvant éventuellement contenir des polluants ; que le niveau de traitement réglementaire est exigeant ; que cette utilisation suppose l'emploi de sédiments non pollués.

Pour les questions plus spécifiques à l'é Ré, 57,1 % des personnes interrogées (24) ont déclaré avoir déjà entendu parler de celles-ci, contre 42,9 % (18) (figure 28).
<figure><img src="image_35.png" /><figcaption>Figure 28 : Sondage sur la connaissance de l'éRé</figcaption></figure>

Par la suite il a été demandé de hiérarchiser différentes finalités de l'éRé en fonction de leurs critères d'intérêt, la valeur « 1 » représentant le critère le plus important et la valeur « 7 » un critère moins déterminant. Ces résultats sont présentés dans le tableau XX.

<table><caption>Tableau XX : Hiérarchisation des finalités de l'éRé en fonction des critères d'intérêt</caption><thead><tr><th></th><th>1</th><th>2</th><th>3</th><th>4</th><th>5</th><th>6</th><th>7</th><th>Vide*</th></tr></thead><tbody><tr><td>Identifier les dangers</td><td>21</td><td>5</td><td>6</td><td>1</td><td>2</td><td>2</td><td></td><td>7</td></tr><tr><td>Identifier les espèces à risque</td><td>11</td><td>7</td><td>7</td><td>7</td><td>3</td><td>1</td><td></td><td>8</td></tr><tr><td>Anticiper les risques pour l'écosystème récepteur</td><td>14</td><td>13</td><td>3</td><td>5</td><td>1</td><td>1</td><td></td><td>7</td></tr><tr><td>Garantir un écosystème pérenne et de qualité</td><td>15</td><td>6</td><td>6</td><td>6</td><td>4</td><td></td><td></td><td>7</td></tr><tr><td>Optimiser les aménagements paysagers</td><td>2</td><td>5</td><td>8</td><td>4</td><td>8</td><td>4</td><td>6</td><td>7</td></tr><tr><td>Etablir la traçabilité des contaminants au sein de l'écosystème</td><td>4</td><td>7</td><td>8</td><td>3</td><td>7</td><td>6</td><td>2</td><td>7</td></tr><tr><td>Valoriser des sédiments selon une technique routière</td><td>3</td><td>3</td><td>4</td><td>5</td><td>2</td><td>9</td><td>10</td><td>8</td></tr></tbody></table>

La finalité de l'éRé la plus fréquemment citée comme la plus importante est l'identification des dangers (21 réponses sur 37, soit 56,8 %), en prenant en considération le critère « 2 », on obtient 26 réponses sur 37 pour ce critère (soit 70,3 %). 15 personnes ont classé en « 1 » la garantie d'un écosystème pérenne et de qualité comme finalité de l'éRé la plus déterminante. Par rapport à l'anticipation des risques pour l'écosystème récepteur, 14 personnes l'ont classé en « 1 » et 13 autres en « 2 », ce qui montre l'importance également de cette finalité de l'éRé (73 % des répondants l'ayant classé en « 1 » ou « 2 »). Les propositions de finalités d'éRé étant moins déterminantes sont l'optimisation des aménagements paysagers, l'établissement de la traçabilité des contaminants au sein de l'écosystème ou encore la valorisation des sédiments selon une technique routière.

71,4 % des personnes (soit 30 sur les 42 ayant répondu à cette question) ont répondu qu'un guide pour la réalisation des éRé leur serait utile pour la valorisation des sédiments en technique paysagère, 23,8 % (soit 10 personnes) ne se sont pas prononcées, et seules deux personnes ont répondu par la négative (figure 29).

<footnote>* Correspond aux nombres de personnes n'ayant pas souhaité répondre à la question (passage direct à la question suivante) et se distinguent bien des personnes ne souhaitant pas se prononcer sur la question.</footnote>
<figure><img src="image_36.png" /><figcaption>Figure 29 : Sondage sur l'utilité d'un guide pour la réalisation des éRé</figcaption></figure>

La dernière partie du questionnaire comportait un espace « Avis – Commentaire, pouvant être sur ce questionnaire et/ou tout autre commentaire autour de la gestion à terre des sédiments de dragage », où 19 personnes ont déposé un commentaire.

Six remarques ont été laissées sur le questionnaire à proprement parler : une première sur la formulation des questions qui laisse la place à une certaine ambiguïté ; une deuxième sur le fait qu'elles sont trop succinctes ; une troisième sur le fait que le questionnaire est intéressant mais que les questions sont parfois difficiles dans leur compréhension ; une autre sur le fait que la possibilité de retour en arrière pour modification/rectification était très bien et une dernière sur le fait que vers la fin le questionnaire se focalise sur une seule piste de valorisation. Une autre remarque mentionne le fait que le questionnaire ne tient pas compte de la différence notable existant entre les sédiments marins et fluviaux.

Quatre autres remarques mentionnent l'existence d'un projet de guide réalisé par le CEREMA, que des groupes de travail sur la valorisation à terre des boues de dragage sont en cours sous l'égide du MEEM (piloté par le CEREMA et le BRGM), que les questions abordées dans cette enquête sont également abordées au Secrétariat Permanent pour la Prévention des risques et Pollutions Industrielles (SPPPI) lors de débats sur la réhabilitation de friches industrielles en présence du BRGM, de Burgeap, de « décideurs » économiques et politiques ainsi que de représentants d'associations environnementales, et que le projet SEDIMED piloté par Envisan France, dont l'expérimentation est en cours, a permis de réaliser des prototypes de valorisation des sédiments marins en modelé, bloc béton, route (en complément de cette remarque, le répondant précise que l'approche hollandaise ne fait pas de distinction entre sol et sédiment).

Deux remarques mentionnent le fait qu'il conviendrait :

- de dédramatiser le sujet en évitant de qualifier les sédiments de « boues de dragage » et de relativiser leur potentiel de dangerosité en évitant les a priori négatifs ;

- d'arrêter de considérer le sédiment comme un déchet et qu'il est un produit d'avenir.

Une remarque précise que l'éRé n'est pas qu'un outil de gestion et qu'elle peut aussi être mise en relation avec la gestion et ses modalités pour permettre des allers/retours entre choix techniques et risques évalués. Le dépôt à terre, et d'autant plus s'il est aménagé d'un point de vue paysager, peut devenir un milieu « neuf » et créer un écosystème avec des services et des valeurs écosystémiques. Cette remarque est renforcée par une autre : l'éRé est une démarche intéressante pour les ouvrages de grande dimension, qui pourrait être imposée sur une durée limitée dans le
cadre d'un programme national pour constituer un retour d'expérience sur les impacts de ce type d'ouvrage ; ce retour d'expérience pourrait déboucher sur une procédure plus simple et sécurisante pour la valorisation des sédiments en butte paysagère.

Une autre remarque mentionne le fait que la gestion à terre des sédiments est difficilement programmable, que les volumes et la qualité des sédiments ne peuvent être prévus à l'avance. De ce fait, il est compliqué pour les gestionnaires de cours d'eau de s'associer à des partenaires de BTP / génie civil / aménagement paysager pour tester une valorisation sans savoir si les négociations avec les municipalités / riverains aboutiront. En considérant de surcroît le coût élevé du transport des sédiments, la gestion se fait in fine préférentiellement sur site (régalage). Ce répondant suggère qu'une gestion quantitative départementale ou régionale des sédiments serait plus adaptée, et que cela permettrait aux partenaires « valoriseurs » de disposer de la quantité / qualité de sédiments nécessaires pour la technique adaptée.

Un des répondants espère que ce questionnaire sera suivi d'effets et que les études de suivi se développeront pour une meilleure gestion des dépôts à terre et une bonne traçabilité de ces derniers.

### III. Discussion – Conclusion

Une analyse ainsi qu'un commentaire des réponses à l'enquête décrite précédemment sont proposés ci-après.

#### Panel des répondants

Le panel de répondants se compose en majorité (50 %) par des membres de la communauté scientifique. Plusieurs explications peuvent être envisagées :

1) Tout d'abord, les scientifiques sont les plus nombreux dans la base de données et représentent 33 % des effectifs totaux ;

2) les nombreux projets de recherche insufflés par la récente évolution du contexte réglementaire au début des années 2000 dont les résultats, conclusions et avancées en termes de gestion et de valorisation des sédiments sont valorisés ou en cours en valorisation dans la littérature scienfique et qui expliquent que le sujet soit, à ce jour, davantage porté par les scientifiques que par les opérationnels, tout du moins dans la littérature.

#### Les analyses et le critère HP 14

Concernant les analyses à réaliser sur les sédiments, le cadre réglementaire ainsi que le cadre scientifique ressortent particulièrement des réponses.

La majorité des répondants (73,8 %) estime nécessaire la réalisation d'analyses supplémentaires. Celles-ci permettraient :

- de répondre à une demande réglementaire (critère HP 14) ;

- et/ou de répondre à une question/besoin spécifique de la filière de valorisation envisagée (par exemple pour valoriser en éco-modelé paysager il ne faut pas qu'il y ait de contaminants qui pourraient nuire à l'écosystème environnant) ;

- et/ou parce que le site de prélèvement comporte des particularités spécifiques en termes de contamination, géologie etc. qui justifient la recherche d'autre(s) paramètre(s) et donc la
réalisation d'analyses supplémentaires (par exemple un site de dragage à proximité d'une centrale nucléaire).

Pour que cette caractérisation soit correctement réalisée, il est nécessaire qu'elle implique l'intervention d'experts scientifiques.

Certains répondants, minoritaires, se cantonnent aux analyses obligatoires actuellement. Ils estiment qu'étoffer la réglementation en ajoutant d'autres analyses complexifierait davantage la gestion qui n'est déjà pas toujours simple et que cela n'encouragerait pas les meilleures pratiques de gestion.

En dehors d'une obligation réglementaire (critère HP 14) la plupart des tests écotoxicologiques évoqués ont dû être réalisés dans un cadre d'expérimentations scientifiques (au regard du panel assez marqué scientifique). Cependant, il n'est pas à exclure que des essais complémentaires aient été réalisés par manque de signification des résultats des tests physico-chimiques comme le souligne une remarque d'un répondant.

Ces tests ont davantage été réalisés sur sédiments et/ou sur éluats/lixiviats et peu de réponses (2) font référence à des tests réalisés in situ. Plus de la moitié des réponses fait référence à la réglementation pour la réalisation des tests écotoxicologiques. De plus, pour la plupart des réponses concernant des analyses, celles-ci ont été réalisées en amont du projet de dragage.

Concernant la prise en charge financière des coûts des analyses supplémentaires à envisager, il est difficile de déterminer à qui revient cette charge. Parmi les réponses proposées, cela pourrait se jouer entre le propriétaire initial et le gestionnaire. Comme l'a souligné un répondant qui n'a pas souhaité s'exprimer sur cette question, il s'agit d'un point juridique sur lequel il conviendrait de légiférer.

## Traçabilité

Concernant la traçabilité des sédiments, les réponses sont très opposées : soit les répondants en sont très satisfaits (7) soit à l'inverse ils l'estiment insuffisante (4). Il n'y a pas de réponses intermédiaires.

Pour expliquer cet écart, plusieurs hypothèses peuvent être avancées. Ainsi, la variabilité dans la traçabilité peut s'expliquer par :

- une différence de gestion selon que les sédiments soient marins ou fluviaux en lien avec des volumes de dragages différents ;

- des exigences selon les régions qui ne sont pas les mêmes. A titre d'illustration, nous reprenons ici le commentaire laissé par un des répondants : « *il existe une spécificité en Languedoc-Roussillon, où la DREAL (devenue MP-LR) assure la police de l'eau et non pas la Direction Départementale des Territoires et de la Mer concernant le canal du Rhône à Sète notamment ou les eaux saumâtres* » ;

- un manque de clarté dans la réglementation, ce qui peut entrainer des différences d'appréciation dans sa lecture. En effet, si le sédiment acquiert le statut de déchet dangereux, la réglementation est claire et la traçabilité bien définie, à l'inverse, il y a un réel manque d'informations et de consignes concernant l'organisation de la traçabilité des
sédiments étiquetés non dangereux. Leur gestion est alors envisagée au cas par cas, ce qui explique une grande variabilité.

Le manque de clarté dans la réglementation et la nécessité de solutions en matière de gestion des sédiments à terre sont deux points très souvent cités par les répondants tant dans les réponses que les commentaires en expression libre de l'enquête.

## Les voies de valorisation

Les résultats de l'enquête mettent en évidence la bonne connaissance de nombreuses voies de valorisation des sédiments. En effet, sur les 11 exemples de valorisation proposés, tous étaient connus au moins une fois, ce qui témoigne d'une bonne diffusion de l'information sur ces filières y compris un transfert vers le « grand public ».

Les voies de valorisation les plus connues par le panel de répondants sont les routes, le comblement de carrières et les buttes paysagères. Un « effet vitrine » des projets de recherche associé à ces thématiques n'est pas à exclure. Il se reflète par les publications dans la littérature scientifique mais également par des campagnes d'affichage pour les projets impliquant des opérationnels. Nous pouvons, à titre d'exemple, citer la butte paysagère du GPMD, qui bénéficie d'un affichage mettant en avant l'innovation du projet.

Les voies de valorisation moins connues sont les brises-vagues et les cordons dunaires. Cela peut s'expliquer par une localisation restreinte aux milieux côtiers/littoraux. De plus, la réglementation sur ces milieux est plus complexe, notamment pour les rechargements de plage.

En termes de secteur d'activité, il apparaît à travers l'enquête qu'aussi bien les gestionnaires que les prestataires s'intéressent à la valorisation des sédiments. De façon assez logique, la première explication est l'importance des volumes de sédiments dragués chaque année. Pour rappel, le dragage des principaux ports français représentent chaque année près de 50 millions de m³ de sédiments (Alzieu, 1999 ; Mamindy-Pajany et al., 2011), auxquels il faut ajouter les sédiments fluviaux. A ce jour, les besoins des gestionnaires et des prestataires ne semblent pas suffisamment connus. En effet, comme l'illustrent certains commentaires de l'enquête, il existe d'un côté, (i) des gestionnaires en recherche de solutions alternatives au stockage de sédiments (par manque de site de stockage et par manque de moyens financiers) et qui de ce fait sont en attente de filières de valorisation adaptées et de l'autre, (ii) des prestataires ayant des besoins en matériaux qui, pour certains, deviennent de plus en plus rares et chers et pour lesquels il faut trouver des substituts (exemple des sédiments remplaçant le sable dans la création de béton). Il est donc très probable que dans les années à venir des progrès soient réalisés afin de mieux répondre à l'offre de sédiments et à la demande de matériaux. Ces progrès s'exprimeront sans doute par une information plus efficace, une meilleure traçabilité et une réglementation enrichie par le retour d'expérience.

## Les outils d'aide à la conception des éco-modelés

Sur la base du retour d'expérience exprimée dans l'enquête, les éco-modelés réalisés ont plutôt utilisé des sédiments marins sans distinction de la fraction granulométrie et d'âge très variable. Parmi les répondants, seuls quelques-uns mentionnent le recours à un guide/support méthodologique. La réponse la plus fréquente cite un guide géotechnique (guide SETRA [Service d'études sur les transports, les routes et leurs aménagements], cité trois fois) ou environnemental
(diagnostic de site, évaluation détaillée des risques et plan de gestion). Aucun répondant n'a fait référence à des guides d'évaluation des risques écologiques.

La question des risques écosystèmiques susceptibles d'être engendrés par les dépôts de sédiments s'envisage, selon les résultats de notre enquête, au cas par cas et semble plutôt inscrits dans un contexte expérimental. La préoccupation écologique semble plutôt se traduire, dans la pratique, par l'intégration paysagère d'un ouvrage/d'un amanégament et/ou par une nécessité de stabilisation du substrat. Un « réflexe » de végétalisation ou de plantation, le plus souvent associé à un apport de terre végétale, est assez classiquement décrit.

Pour garantir la réussite et la pérénité d'un ouvrage ou aménagement paysager, la technique de végétalisation doit être adaptée à l'environnement et l'écologie du milieu dans lequel s'intègre le dépôt. A titre d'exemple, l'apport de terre végétale pour la butte paysagère d'un cordon dunaire ne se justifie pas nécessairement d'un point de vue écologique et peut, contrairement aux attentes, entraîner le développement d'une végétation peu adaptée et en conséquence des problèmes d'érosion ou de nuisances écologiques (dissémination d'espèces invasives par exemple).

## Evaluation des risques

Au regard des 57,1 % de réponses positives, l'évaluation des risques pour les écosystèmes (éRé) est plutôt bien connue du panel de répondants. Ils y voient un outil permettant « d'identifier les dangers », « garantir un écosystème pérenne et de qualité », « identifier les espèces à risques » et « anticiper les risques ». Un réel intérêt pour l'utilisation d'un guide éRé pour la valorisation des sédiments a été manifesté à travers les 71,4 % de réponse favorable des répondants. Seules deux personnes n'ont pas trouvé d'utilité à un guide éRé.

Une forte préoccupation concernant les transferts de contamination des sédiments sur l'écosystème est exprimée. Deux entités se distinguent assez nettement : la butte paysagère, perçue comme source potentielle de contaminants, et l'écosystème récepteur. Ce dernier est le plus souvent perçu comme l'écosystème exposé au transfert de contaminants. Les effets de la contamination sur l'écosystème du dépôt en lui-même ne sont pas exprimés.

Comme le souligne l'un des répondants, l'écosystème peut être exposé à des effets autres que celui de la contamination. L'introduction d'espèces invasives, sujet de préoccupation du répondant, peut tout à fait constituer un agent de stress considéré dans le cadre d'une évaluation des risques pour les écosystèmes. C'est un domaine d'application moins connu de l'éRé mais qui est envisageable.

## Remarques sur le questionnaire

Une remarque sur le questionnaire soulève qu'aucune distinction n'a été faite entre les sédiments fluviaux et les sédiments marins.

Conscients des différences qui existent entre les sédiments marins et fluviaux (salinité, siccité, granulométrie, contaminants, etc), nous avons néanmoins fait le choix de traiter le sujet dans sa globalité, sans nécessairement distinguer les questions selon le type de sédiments considérés. La stratégie visée était d'établir un questionnaire pouvant s'adresser à plusieurs profils d'acteurs, donc potentiellement des gestionnaires de sédimentaires fluviaux et/ou marins. Entre autres arguments, nous pouvons également souligner que le sédiment, une fois extrait, acquiert le même statut de déchet quelle que soit sa provenance.

Une autre remarque fait mention de « questions qui amènent à des réponses ambigües » ou de « questions parfois difficiles dans leur compréhension ».
Cette remarque met en lumière la complexité du sujet. L'ambiguïté et/ou la complexité perçues peuvent s'expliquer par des perceptions différentes selon le profil du professionnel interrogé (scientifique, gestionnaire, opérationnels, ...) et l'angle d'étude de la problématique. Or, le questionnaire a été adressé à des acteurs aux profils très variables et sans doute avec des points de vue et des retours d'expérience différents. Néanmoins, malgré l'ambiguïté et la complexité exprimées par certains répondants, la diversité des réponses a apporté un éclaircissement sur certaines questions, mis en lumière des problématiques non pressenties par l'analyse de la littérature et, dans tous les cas, enrichis nos réflexions par les retours d'expérience décrits et la mise en perspective de la réalité du terrain par rapport à une réglementation, une expérimentation ou à des hypothèses formulées sur la base d'analyse bibliographique.

## CONCLUSION DU CHAPITRE I

D'un point de vue quantitatif, les sédiments dragués proviennent principalement des zones portuaires maritimes. Depuis le début des années 2000, la réglementation relative aux activités de dragage a évolué et s'est renforcée afin de mieux prendre en compte les enjeux environnementaux. Il est désormais obligatoire d'évaluer la qualité des sédiments à extraire. Cela se traduit notamment par la réalisation d'analyses physico-chimiques visant à déterminer le niveau de contamination des sédiments. Ce contexte réglementaire est complexe car un projet de dragage peut, selon les cas, dépendre de la législation sur les déchets, l'eau, le milieu maritime ou des ICPE. Néanmoins, il présente l'avantage de produire des données qui permettent d'établir un diagnostic initial des sédiments et, selon la gestion envisagée, de caractériser le ou les milieux récepteurs des sédiments dragués.

Malgré un contexte réglementaire commun à l'échelle de l'Europe, il existe une disparité des pratiques de gestion. Parmi les principales différences constatées figurent :

- l'état de retranscription en droit national (cette étape est plus ou moins complexe selon les pays et prend donc plus ou moins de temps) ;

- le statut du sédiment dragué et la réglementation à laquelle il se réfère (soit il se rapporte à la DCE ou soit il prend le statut de déchet et la réglementation est alors plus stricte) ;

- les méthodes de calculs et les seuils de décision avec parfois de très grands écarts ;

- l'interprétation du danger des sédiments dragués.

Des différences existent également à l'échelle du territoire national, c'est notamment ce qu'a permis de souligner l'enquête menée. En effet, parmi les principales conclusions formulées, des disparités dans les connaissances ont été mises en évidence (i) entre les différentes voies de valorisation ainsi que (ii) entre la littérature et la réalité du terrain.

Autre point souligné par l'enquête, déjà révélé par notre analyse de la littérature et de la réglementation, la traçabilité considérée comme un élément central dans l'amélioration de toutes les filières de valorisation. Pourtant, la perception de celle-ci est très variable. En effet, selon les pratiques/usages (sédiments marins et fluviaux) des différences sont observées : la traçabilité des sédiments fluviaux semble plus claire mais il faut préciser qu'ils représentent un volume moins important que les sédiments marins.
La récente parution d'un arrêté spécifique au stockage des sédiments témoigne de la prise de conscience des autorités concernant l'évolution indispensable de la réglementation. Cet accompagnement est d'autant plus important qu'à travers l'enquête, il ressort un fort potentiel en termes d'offres et de demandes concernant l'utilisation de sédiments de dragage dans diverses filières de valorisation.

De réels besoins ont été exprimés dans les réponses du questionnaire concernant la mise à disposition d'outils méthodologiques et la reconnaissance officielle d'outils d'aide à la décision.

Nombre de répondants ont également soulignés la nécessité de compléter les démarches actuelles qui, malgré leur utilité, ne s'avèrent pas toujours suffisantes. Eux-mêmes font le constat qu'il y a des manques actuellement dans la caractérisation obligatoire des sédiments et qu'il est nécessaire de faire des analyses supplémentaires en termes de risques environnementaux.
# CHAPITRE II : DU DRAGAGE A LA GESTION A TERRE : EVOLUTION ET MODIFICATION DES SEDIMENTS, DES POLLUANTS ASSOCIES ET DES MILIEUX RECEPTEURS

La première partie de ce chapitre II propose une description et une analyse des principales caractéristiques physiques, chimiques et biologiques des sédiments. Les modifications subies par les sédiments et l'évolution de ces caractéristiques suite à leur mise en dépôt sur un milieu terrestre sont étudiées dans la partie 2. Enfin, la partie 3 expose les conséquences de la gestion à terre des sédiments sur les éosystèmes au regard de la connaissance et du retour d'expérience décrits dans la littérature scientifique.

## PARTIE 1 : CARACTERISATION DES SEDIMENTS ET DE LEUR COMPORTEMENT LORS D'UN PROJET DE DRAGAGE

### I. La sémantique du sédiment

A partir du moment où le sédiment est extrait de son milieu d'origine, il peut être défini par diverses appellations, y compris dans la réglementation. Nous pouvons citer, par exemple, les notions « boues de curage » ou « sédiments-déchets ». L'objectif de ce paragraphe est donc de faire le point sur les principaux termes faisant référence aux sédiments extraits, de préciser leur définition et, si nécessaire, de statuer sur la terminologie retenue dans le cadre de la présente étude.

**(i) « boues » ou « sédiments » ?**

Il convient dans un premier temps d'éviter toute confusion entre les termes « boues » et « sédiments », les deux termes étant utilisés à même escient dans les réglementations communautaires et nationales relatives aux déchets.

Dans le présent rapport, nous reprendrons la position adoptée par le Groupe de travail « sédiment de dragage » du Grenelle de la Mer, à savoir qu'il « est plus pertinent de parler de sédiments de dragage et non de boues car l'utilisation de ce terme ne préjuge ni du niveau de contamination, ni de la nature du matériau, ni du statut éventuel de déchet des sédiments dont il est question. ».

Dans la littérature, il est assez courant d'associer les notions sédiments ou boues à la technique employée pour extraire le sédiment, comme par exemple les « boues de curage ». Sur ce point, il convient de préciser que sur le plan juridique, il n'existe pas de distinction entre le curage et le dragage, les deux correspondent à un terme générique désignant une méthode d'extraction des sédiments. La différenciation proviendrait davantage d'une convention d'usage. En se référant aux définitions de la circulaire du 4 juillet 2008, le terme dragage s'emploierait plutôt pour le milieu maritime et le terme curage pour le milieu fluvial.

**Dragage :** Opération d'une certaine envergure réalisée avec des outils lourds (pompe aspirante, drague, etc.). Il est souvent utilisé dans le cadre des travaux maritimes qui couvrent tant des opérations d'entretien ou des opérations liées à des travaux neufs que toutes opérations qui peuvent aussi bien concerner les accès aux ports, les ouvrages portuaires, les chenaux de navigation en deçà
de la limite transversale de la mer. Par assimilation, le terme dragage est souvent utilisé dans le cadre des opérations de maintien du chenal de navigation des canaux et cours d'eau.

**Curage** : Le curage est le terme le plus générique qui couvre tant des opérations de simple mobilisation de sédiments à très petite échelle sans sortie du lit mineur du cours d'eau que l'enlèvement des sédiments lié à une opération d'entretien de cours d'eau à grande échelle ou liée à des travaux ou à la création d'un ouvrage dans le lit mineur d'un cours d'eau et à l'entretien de cet ouvrage (curage des retenues de barrages par exemple). Il est communément utilisé dans le cadre de l'entretien ou de travaux en milieu fluvial (hors maintien des chenaux de navigation).

### (ii) Le sédiment-déchet

D'un point de vue réglementaire, le déchet est défini dans l'article L 541-1 du Code de l'Environnement qui stipule que « tout résidu d'un processus de production, de transformation ou d'utilisation, toute substance, matériau, produit ou plus généralement tout bien meuble abandonné ou que son détenteur destine à l'abandon » est considéré comme un déchet (Art.L.541-1.-II). L'association des termes « déchet » et « sédiment » est à rapprocher du contexte réglementaire et du statut du sédiment une fois extrait de son milieu d'origine. En effet, depuis le début des années 2000, la législation relative aux déchets a évolué et impose aujourd'hui un cadre plus contraignant pour les sédiments gérés à terre qui sont désormais considérés comme des déchets d'où la notion de « sédiment-déchet ».

Ainsi défini, le sédiment-déchet peut être classé selon sa dangerosité, cette dernière reposant sur les 15 critères de dangerosité des déchets (HP 1 à HP 15). Selon le décret n°2000-540 du 18/04/2002 relatif à la classification des déchets selon la nature européenne, les sédiments sont classés dans la rubrique 170505* (boues de dragage contenant des substances dangereuses) si le sédiment-déchet présente un seul des 15 critères de dangerosité ou dans la rubrique 170506 pour les boues de dragage non rattachées au 170505*.

### (iii) Sédiments marins vs sédiments continentaux

Dans la littérature, deux principales catégories de sédiments s'opposent : les sédiments marins qui incluent les sédiments estuariens et les sédiments portuaires et les sédiments continentaux que nous retiendrons comme le terme générique pour désigner l'ensemble des sédiments des milieux aquatiques d'eau douce.

### (iv) Sédiments fluviaux ou fluviatiles ?

Les adjectifs « fluvial » et « fluviatile » sont en général utilisés comme des synonymes. Il existe néanmoins une différence entre ces termes. D'après le Centre National de Ressources Textuelles et Lexicales (CNRTL), fluvial fait référence à « tout ce qui concerne le fleuve » alors que fluviatile fait plutôt référence à « ce qui vit, qui croît dans l'eau des fleuves, des ruisseaux ou sur leurs bords » (ex. : plantes fluviatiles, insectes fluviatiles). Pour notre sujet, nous retiendrons les termes « sédiments fluviaux » pour faire référence aux sédiments extraits des fleuves, ruisseaux ou autres cours d'eau.

## II. Principales caractéristiques des sédiments

La caractérisation et la bonne connaissance du sédiment dans son milieu d'origine, qu'il soit marin ou continental, sont indispensables à l'évaluation (i) des modifications s'opérant sur la matrice
sédimentaire une fois déposée à terre et (ii) de l'impact sur le milieu récepteur. Le paragraphe II est
donc consacré à la description des principales caractéristiques physiques et chimiques des
sédiments, l'influence de ces paramètres sur le comportement des contaminants et leur évolution
lors de la mise en dépôt terrestre (passage en milieu aérobie).

Un sédiment peut se définir comme un dépôt, continental ou marin, provenant de l'altération ou
de la désagrégation des roches préexistantes et de la précipitation de matières en suspension qui
transitent dans la colonne d'eau (Loustau Cazalet, 2012). Il est caractérisé par la présence de trois
phases : une phase « eau », une phase organique et une phase inorganique, décrites dans le
paragraphe 1. Les propriétés de ces différentes phases et leur interaction confèrent au sédiment des
caractéristiques physiques et chimiques qui lui sont propres et qui font l'objet des paragraphes 2 et
3.

# 1. Différentes phases dans les sédiments

## a. Phase « eau »

La teneur en eau des sédiments peut varier fortement, de 100 à 300 %, en fonction de son origine (continentale ou marine) ou de sa localisation géographique (proximité des côtes, profondeur du cours d'eau, ...).

Afin d'apprécier la phase aqueuse d'un sédiment dans son milieu d'origine, il fait considérer l'eau,
de la colonne d'eau, c'est-à-dire au-dessus du sédiment, et l'eau interstitielle à l'intérieur du
sédiment. L'eau interstitielle se découpe en quatre catégories : (i) l'eau libre (non liée aux particules fines), (ii) l'eau capillaire (liée aux particules fines par capillarité), (iii) l'eau colloïdale et (iv) l'eau intercellulaire qui est chimiquement liée à la surface des particules et qui constitue un film autour d'elles (Eau Artois Picardie).

L'eau intercellulaire représente une fraction importante du sédiment, avec généralement plus de 50 % de son volume (Geffard, 2001) et est un vecteur important de transport de molécules dans la colonne d'eau, pour les sédiments en place, ou vers la nappe phréatique pour les sédiments déposés en milieu terrestre. Cette voie de transfert est d'ailleurs considérée comme la voie d'exposition majeure aux contaminants présents dans les sédiments (Charrasse, 2013).

Pour les sédiments déposés en milieu terrestre, la teneur en eau des sédiments va dépendre de la nature du sédiment (marin, fluvial), de la technique de dragage employée, de la nature des matériaux composant le sédiment extrait (Thanh, 2009) et des caractéristiques du dépôt (orientation, localisation, hauteur, ...).

## b. Phase inorganique

La phase inorganique des sédiments exerce une influence sur les caractéristiques physiques et mécaniques des sédiments. Les principaux constituants de la matière minérale des sédiments sont le quartz, les oxydes et hydroxydes métalliques et les argiles. Les argiles représentent une part importante des sédiments et leur proportion est généralement plus grande que dans un sol. Elles sont, la plupart du temps, associées à la matière organique formant le complexe argilo-humique et/ou des oxyhydroxydes (Panfili, 2004). Leur structure cristalline en feuilllets leur permet de s'hydrater, avec parfois un phénomène de gonflement important. Elles sont, pour la plupart,
thixotropiques et perdent leur rigidité en présentant un comportement liquide lorsqu'elles subissent une sollicitation mécanique et retrouvent leur caractéristique initiale au repos.

Les particules inorganiques du sédiment ont une grande capacité d'adsorption vis-à-vis des contaminants. Ce sont l'hydroxyde de fer, le manganèse et les substances organiques qui enrobent les particules inorganiques qui leur confèrent cette propriété ou encore les échanges pouvant s'opérer entre les argiles et le milieu, et notamment les métaux lourds.

### c. La phase organique

La phase organique occupe un faible volume, 5 % en moyenne quelle que soit la nature du sédiment. Cette proportion peut aller jusqu'à 10 % dans les sédiments des cours d'eau.

Elle est composée d'acides non humides et d'acides humiques. Ces derniers représentent entre 80 et 90 % de la fraction organique totale. On distingue les acides fulviques, qui représentent la fraction la plus importante, les acides humiques et l'humine. Il n'existe pas de frontière nette entre ces trois fractions, on observe une transformation continue évoluant dans le sens : Acides fulviques => acides humiques => humine. Leur solubilité est variable. En effet, les acides fulviques sont solubles dans les acides et bases quel que soit le pH, les acides humiques sont insolubles dans l'eau mais solubles en milieu alcalin et l'humine est insoluble dans les acides et les bases (Thanh, 2009). Dans le corps des sédiments, les substances humiques se regroupent avec les particules minérales pour former des associations organo-minérales (i) par simple physisorption de la substance humique (liaisons hydrogènes), ce qui favorise l'agglomération des particules entre elles, ou (ii) par complexation mixte d'un même ion métallique entre le composé organique et la particule minérale, ce qui entraine une dissolution de la particule si l'ion métallique fait partie d'une structure assurant la cohésion de la particule minérale.

La phase organique du sédiment joue un rôle important car elle gouverne une grande partie des phénomènes d'interactions moléculaires. Un enrichissement des sédiments en matière organique rend les conditions plus réductrices en raison de l'oxydation du carbone organique par les microorganismes (Panfili, 2004). Elle régule par ailleurs la mobilité et donc la biodisponibilité d'un grand nombre de contaminants, en particulier les composés organiques non ioniques (Scordia, 2008 ; Geffard, 2001).

## 2. Caractéristiques physiques

Les caractéristiques physiques des sédiments ont une grande influence sur les propriétés mécaniques des sédiments, mais aussi sur le comportement à l'égard des contaminants (Agence de l'Eau Artois Picardie).

Selon la circulaire n°2000-62 du 14/06/2000, relative aux conditions d'utilisation du référentiel de qualité des sédiments marins et estuariens présents dans le milieu naturel ou portuaire définis par arrêté ministériel, les renseignements relatifs aux propriétés physiques doivent être déterminés car ces dernières permettent (i) de connaitre le comportement des sédiments pendant les opérations de dragage et d'élimination des matériaux, et (ii) de savoir si des analyses chimiques et/ou biologiques sont nécessaires.
### a. Granulométrie

L'analyse granulométrique des sédiments permet de déterminer la taille des particules, d'établir les processus de décantation et de remise en circulation et d'identifier une éventuelle séparation fractionnée. Elle permet de connaitre :

- la taille des particules ;

- la capacité d'adsorption des métaux lourds et de la matière organique ;

- la quantité de matières en suspension dans l'eau ;

- le choix de la technologie la mieux adaptée en fonction de la texture du sédiment (Agence de l'Eau Artois Picardie).

Selon Liang (2012), il convient d'éviter la confusion entre la granulométrie qui s'intéresse à la détermination de la dimension des grains et la granularité qui concerne la distribution dimensionnelle des grains d'un granulat.

On définit plusieurs classes granulométriques :

- blocs : taille supérieure à 20 cm ;

- galets et cailloux : de 2 cm à 20 cm ;

- graviers : de 2 mm à 2 cm ;

- sables (grossiers, fins) : de 63 µm à 2 mm ;

- limons (ou silt) : de 2 µm à 63 µm ;

- boues argileuses ou vases : taille inférieure à 2 µm.

Comme le précise Dia (2013), aux limites de chaque classe granulométrique correspondent généralement des changements de propriétés physiques et mécaniques :

- Les fractions supérieures à 63 µm présentent une faible cohésion ainsi qu'une surface de contact peu significative et sont donc peu associées aux contaminants ;

- Les fractions inférieures à 63 µm concentrent la majorité des contaminants. La nature cohésive des particules fines et l'importance de leur surface de contact chargée positivement leur procurent un grand pouvoir adsorbant vis-à-vis des contaminants métalliques. Le carbone organique constitué de macromolécules polymérisées contenu dans la matière organique possède des sites hydrophiles qui leur permettent de s'adsorber à la surface des particules argileuses et de complexer de nombreux contaminants organiques (Dia, 2013).

Un sédiment est généralement constitué de trois classes granulométriques : les sables, les limons et les argiles. La proportion de ces différentes classes d'un sédiment peut varier fortement en fonction de leur provenance géographique, du lieu de prélèvement (portuaire, estuarien ou fluvial), de la nature de la matière solide, ..., mais la fraction argileuse est généralement prédominante (Scordia, 2008). Pour les sédiments d'origine marine, la variabilité des teneurs en argile, limons et sables proviennent de différences entre les bassins versants et des conditions hydrodynamiques, les particules les plus fines étant plus facilement transportées que les sableuses. D'après Agostini (2006), les sédiments estuariens et portuaires sont à dominante limoneuse (autour de 60 %), la fraction argileuse est autour de 25 % (la proportion d'ultrafins ou colloïdes dont la taille est inférieure à 0,2 µm, est estimée entre 30 et 60 % de la fraction argileuse), les sables seraient souvent inférieur à 20 %.
La granulométrie du sédiment influence l'adsorption des métaux et des contaminants organiques. En effet, lorsque la taille des particules diminue, la surface de ces particules par unité de masse augmente. Or, les contaminants dans le sédiment sont particulièrement associés aux particules fines, et un sédiment très sableux tend à être plus « propre » qu'un sédiment vaseux (Loiseau, 1999). En conséquence, la granulométrie du matériau va influencer sa décontamination, notamment dans le cas de contaminants inorganiques. Pour les sédiments de granulométrie supérieure à 45 µm, la décontamination sera plus facile que pour les sédiments de granulométrie inférieure, elle peut même être considérée inutile pour une granulométrie supérieure à 1700 µm (Thanh, 2009). Cette décontamination peut s'opérer par une séparation de la fraction fine des sables, car en général, les sables sont peu voire pas contaminés (faible surface spécifique) et sont donc plus facilement valorisables (Achard 2013).

### b. Siccité

La teneur en matière sèche, généralement appelée siccité, est un élément de référence indispensable à la description d'une boue. Elle inclue à la fois les matières en suspension, particules insolubles en suspension de taille supérieure à 30 µm, les colloïdes et les sels dissous (Mechaymech, 2002). Elle se calcule en comparant la masse brute du sédiment après prélèvement et sa masse sèche, passé à l'étuve durant 24h à une température de 105°C (Ferro, 2010).

A l'état liquide, la boue s'écoulera par gravité. A l'état pâteux, elle manquera de stabilité mécanique et se déformera de manière permanente. A l'état solide, elle pourra se mettre en tas sans s'affaisser. Ces différents états sont repris dans le tableau XXI.

<table><caption>Tableau XXI: Caractéristiques physiques des sédiments et siccité</caption><thead><tr><th></th><th>Boue liquide</th><th>Boue pâteuse</th><th>Boue solide</th><th>Boue sèche</th></tr></thead><tbody><tr><th>Siccité</th><td>De 1 à 10 %</td><td>De 10 à 30 %</td><td>De 30 à 90 %</td><td>&gt; 90%</td></tr><tr><th>Caractéristique physique</th><td>Boue non déshydratée</td><td>Boue déshydratée, pelletable mais s'affaisse sous son poids</td><td>Peut se mettre en tas sur une hauteur de un mètre</td><td>Pulvérulente ou granulée</td></tr></tbody></table>

Si les sédiments sont peu ou pas pollués et que la siccité est inférieure à 30 %, les sédiments seront valorisés en aménagement des cours ou plan d'eau, hors zone protégée. Si la siccité est supérieure à 30 %, ils seront valorisés en sous-couche routière (MIE, 2014).

La mise en installation de stockage des déchets sera difficilement envisageable directement après extraction. En effet, pour une acceptation en installation de stockage de déchets non dangereux, la siccité des sédiments issus de dragage doit être supérieure à 30 % (arrêté du 12 Mars 2012). Un ressuyage préalable en terrain de dépôt sera donc nécessaire avant l'évacuation en installation de stockage (VNF, 2012). De plus, pour des sédiments inertes leur mise en installation de stockage de déchets inertes ne sera pas autorisée si leur siccité est inférieure à 30 % (arrêté du 28 Octobre 2010).

### c. Densité

La densité est un autre paramètre physique permettant de caractériser le sédiment (Agence de l'Eau Artois Picardie). C'est le rapport entre la masse volumique d'un corps par rapport à la masse volumique d'un corps de référence (l'eau pour les solides et liquides). Elle se mesure généralement sur le sédiment sec (Ferro, 2010).
Les dragages mécaniques extraient généralement les sédiments à leur propre densité, ce qui limite le volume à transporter et à traiter (utilisation de dragues à godets ou pelleteuse par exemple).

### 3. Caractéristiques chimiques

#### a. Carbonates

Les sédiments littoraux des basses altitudes sont à dominance carbonatée. Les carbonates jouent un rôle important dans les sédiments, leur équilibre de dissolution contrôle partiellement le pH et une teneur élevée en carbonates rend le sédiment alcalin et favorise ainsi l'ensemble des modes de fixation. De plus, la surface des carbonates est le siège de phénomène de sorption des ions métalliques : précipitation et adsorption (Ramaroson, 2008).

L'impact des carbonates (presque uniquement calcites dans les sédiments marins) dans les sédiments est étroitement lié à leur teneur. En effet, de par leur caractère tampon, les carbonates peuvent réguler le pH du milieu et ainsi imposer aux sédiments une valeur de pH légèrement alcaline de 7,8. En milieu faiblement basique, les ions métalliques sont stables sous formes de carbonates et d'hydroxycarbonates (Loustau-Cazalet, 2012). En l'absence de carbonates libres, les sédiments secs et oxydés peuvent montrer une forte diminution du pH, lié à la baisse du pouvoir tampon de ces carbonates (Tack & Vandecasteele, 2008).

#### b. Sulfures

Les sulfures inorganiques se divisent en deux groupes : les « *Acid Volatile Sulfide* » (AVS) et les « *Chromium Reductible Sulfur* » (CRS). Les AVS sont amorphes ou mal cristallisés. Ils évoluent vers des formes secondaires plus stables : les CRS qui sont principalement composés de la pyrite ($FeS_2$). En condition anaérobie, les sulfures les plus abondants sont les sulfures de fer (Vansimaeys, 2011).

La formation ainsi que la précipitation des sulfures de fer et métalliques dans les sédiments anoxiques suivent des étapes et des cinétiques complexes (Loustau-Cazalet, 2012). Plusieurs facteurs sont susceptibles de limiter ou d'accélérer ces processus de formation :

- la quantité de matière organique métabolisable par les bactéries ;

- la diffusion et la concentration des sulfates ;

- la concentration et la réactivité du fer minéral et des métaux traces.

En milieu marin, les sulfates constituent la principale source de soufre disponible à l'interface eau-sédiment. La forme prédominante est le sulfure d'hydrogène (HS) (milieu neutre). La réduction des sulfates en sulfure d'hydrogène s'opère sous l'action de bactéries sulfato-réductrices, en présence de matières organiques réactives et en l'absence d'oxygène.

Le contact avec l'oxygène lors de la mise en dépôt à terre de sédiments va entraîner une oxydation des sulfures (mécanisme pouvant s'opérer par simple contact avec l'oxygène sans implication bactérienne). Cette oxydation aura deux conséquences immédiates :

- L'apparition d'acide sulfurique dans la matrice sédimentaire pouvant entrainer des réactions secondaires avec des espèces minérales voisines, mais entrainera surtout la dissolution des carbonates ;
- La dissolution des carbonates entrainera la formation de sulfate de calcium, ce qui entrainera la cristallisation de gypse.

De même, l'oxydation de la pyrite en gypse (sulfate dihydraté de calcium, CaSO₄·2H₂O) s'accompagnera d'une augmentation de volume, en effet le volume occupé par la gypse est quasi deux fois plus grand que celui occupé par le carbonate de calcium. Ce facteur doit être pris en compte pour un stockage à terre des sédiments (augmentation du volume de la matrice sédimentaire). Ceci peut engendrer un surcoût et/ou engendrer des malformations structurelles (gonflement) après valorisation dans le secteur du bâtiment (Loustau-Cazalet, 2012).

### c. La salinité

La concentration en chlorures (et notamment en chlorure de sodium) dépend de la salinité de l'eau d'où proviennent les sédiments. La salinité moyenne de l'eau de mer est en moyenne 35 g/L, mais celle-ci peut être variable selon la mer considérée (35 g/L pour la Mer du Nord, 30 g/L pour l'Atlantique Nord et entre 36 et 38 g/L pour la Méditérannée). La concentration des sels dissous varie en fonction du lieu mais également de la profondeur ; cependant la proportion des composants les plus importants reste à peu près constante, avec environ 55 % de chlorures, 30 % de Na⁺, 8 % de SO₄²⁻ et 4 % de Mg²⁺ (Le Calvé, 2002).

Une augmentation de la concentration en sodium dans les sols pourra entrainer une altération de la structure chimique et physique, pouvant conduire à une perte de stabilité par floculation des argiles (SETRA, 2011), tout comme les sels des sédiments marins peuvent empêcher la création de liens hydratés dans des procédés de solidification à bases de ciments (Liang, 2012). Les sels peuvent également conduire à une baisse de la capacité à retenir l'eau (Newell, 2013).

Les chlorures sont nécessaires au développement et au maintien de la plante, mais s'ils sont présents en excès, il y a un risque de salinisation. Ceci peut avoir plusieurs conséquences sur le développement des végétaux supérieurs :

- En premier, la salinisation du sol risque de priver la plante d'eau ;

- La deuxième conséquence tient au rôle spécifique de certains ions de s'accumuler lorsque le phénomène de salinisation se développe, des éléments de transition (B, Se, As...) ou des métaux lourds (Cd, Hg, ...) peuvent s'accumuler et être parfois accompagnés d'ions majeurs (Na⁺, Ca²⁺, Mg²⁺, Cl⁻, HCO₃⁻, SO₄²⁻) ;

- La troisième conséquence est un changement de pH du sol, pouvant intervenir suite à ce phénomène de salinisation. La présence des ions HCO₃⁻ pourra entrainer une élévation du pH jusque pH = 10, or beaucoup d'éléments indispensables à la plante sont insolubles à ce pH. En cas de réoxydation des sulfures accumulés à faible profondeur, la valeur du pH pourra chuter (Ferro, 2010).

Le stress salin s'applique sous deux formes de contraintes sur la plante (Nguyen, 2012 ; Newell, 2013) :

- Le stress osmotique ;

- Le stress ionique, par accumulation dans les feuilles. Il se développe au fil du temps et est dû à la combinaison de l'accumulation d'ions dans la partie aérienne et une incapacité à tolérer les ions qui se sont accumulés dans les tissus végétaux (Munns & Tester 2008).
La combinaison de ces deux stress pourra affecter des processus majeurs de la plante, comme la croissance, les végétaux concentrant leur énergie pour économiser l'eau et améliorer la balance ionique (Newell, 2013). Le stress salin entrainera une fermeture des stomates et aura donc pour conséquence une baisse de la fixation du carbone, ainsi que la production d'espèces réactives de l'oxygène (superoxyde et oxygène singulet notamment) pouvant aboutir à des dommages sur la cellule (lipides, protéines et/ou acides nucléiques) (Newell, 2013).

Une augmentation de la concentration en Na⁺ dans les sols entrainera une diminution de l'absorption du potassium (K⁺) qui est nécessaire aux végétaux (SETRA, 2011) mais également de Ca²⁺ et Mn²⁺ (LGBP, 2012). Le potassium est impliqué dans de nombreux phénomènes, tels que la régulation d'activités enzymatiques, la synthèse de protéines ou encore la photosynthèse. Une carence en K⁺ entrainera des perturbations des flux de la sève. Des symptômes de chlorose et de nécrose provenant de la photo-oxydation de l'appareil photosynthétique sont fréquemment observés et résultent d'une augmentation de la production de superoxydes (Jabnoune, 2008). De plus, le sodium a une concentration toxique plus faible que l'anion chlorure qui est un micronutriment essentiel pour les plantes supérieures, les vitesses d'accumulation pour ces deux ions pouvant être variables d'une espèce à une autre (Nguyen, 2012). En effet, le chlore est nécessaire à la photosynthèse et favorise l'hydratation des tissus, les seuils de toxicité au chlore étant très variables.

En raison des concentrations de chlorure de sodium dissous et des phénomènes d'échange d'ions, les concentrations en ETM dans la phase aqueuse seront plus importantes (notamment pour le cadmium et le mercure), probablement augmentées par la formation de complexes chlorés, les mécanismes de mobilisation du cuivre et du plomb étant probablement dûs à une coagulation / sorption sur la matière organique en lien avec la dispersion des colloïdes (Bäckström et al., 2004 ; SETRA, 2011). La formation de complexes entre les éléments métalliques et l'anion chlorure (notamment pour le plomb, le zinc et le cuivre) rendra les éléments trace plus biodisponibles pour les organismes vivants et pourront s'accumuler tout le long de la chaine alimentaire (Nörrström & Jacks, 1998). En présence de NaCl, certaines plantes se montreront plus vulnérables aux maladies, au froid et dans certains cas, aux insectes.

Certaines espèces de ver (Eisenia fetida par exemple) se montrent sensibles à la salinité, salinité qui pourra également modifier l'activité bactérienne du sol pouvant entrainer des répercussions sur le cycle de l'azote (Green et al., 2008). Chez les amphibiens, la salinité entraine des perturbations de la thyroïde, ayant pour effet une perte de poids, de l'activité et une augmentation des anomalies physiques, mais également des modifications du cycle de développement des espèces, pouvant mettre en péril le développement des populations (SETRA, 2011).

→ La salinité dans les sols pourra entrainer une perte de biodiversité, un dessèchement racinaire et/ou des tissus cellulaires, la mort des individus les plus sensibles, une germination réduite ou retardée, symptôme de nécrose /chlorose, réduction de croissance (SETRA 2011 ; Newell, 2013 ; Shrivastava & Kumar, 2014). Les végétaux sont plus sensibles aux effets directs en fin d'hiver au moment où les plantes entrent dans la phase active de leur croissance. Cependant, certains de ces effets peuvent également être observés dans le cas de stress hydrique et/ou de sécheresse.
→ Des dommages sur la végétation ont été constatés pour 16 mg de Na/kg de sol et pour 30 mg de Cl/kg de sol (en poids sec) (SETRA, 2011).

d. Matière organique

La matière organique est un ensemble de trois pôles avec des cinétiques de dégradation différentes :

- un pôle ayant une décomposition rapide (plusieurs % par jour pour les sédiments marins);

- un pôle ayant une décomposition lente (quelques dixièmes de % par jour pour les sédiments marins);

- un pôle réfractaire (pas de décomposition aux échelles de temps considérées pour les sédiments marins).

Les sédiments en milieu marin contiennent principalement des matériaux de décomposition lente et des matériaux réfractaires (taux global de décomposition aérobie est de 0,78 %/an pour la 1ère année de dépôt puis diminue de 0,1 % chaque année suivante) (Ineris 2009).

Dans le sédiment, il est possible de trouver tous les composés organiques naturels, issus des végétaux, des algues et des animaux, ou bio-synthétisés par la microflore, ainsi que les colloïdes humiques. La décomposition de cette matière est lente (plusieurs centaines d'années) et combine de très fortes propriétés tensioactives et complexantes. Les substances humiques interagissent avec la partie minérale provoquant des conglomérations. Elles peuvent également réagir avec les composés minéraux dissous (tels que les ions métalliques), formant avec les cations métalliques des humates ou des fulvates qui seront plus ou moins solubles dans le milieu liquide. Par exemple, l'humate de mercure a une structure très stable et une fonction protectrice vis à vis des organismes menacés par l'action toxique du mercure.

La teneur en matière organique naturelle est variable selon les milieux (Achard, 2013) :

✓ environ 0,5 % dans les sédiments sableux ;

✓ de 5 à 60 % dans les sédiments fluviaux de la région Nord-Pas de Calais et de Belgique ;

✓ de 0,5 à 20 % dans les sédiments marins méditerranéens français ;

✓ et de 2 à 40 % pour les sédiments marins méditerranéens espagnols).

4. Caractéristiques biologiques des sédiments dans le milieu d'origine

Les sédiments, dans leur milieu d'origine, abritent une multitude d'organismes (Figure 30) appartenant aux différents règnes du monde vivant. Ils vivent à l'interface eaux-sédiments et sont regroupés sous l'appellation « benthos» (Ramade, 2008). Ces organismes peuvent être classés selon différents critères :

- La taille : souvent utilisée pour distinguer les différents organismes peuplant les sédiments

* le **macrobenthos** correspond aux organismes dont la taille est supérieure à 1 mm comme les vers polychètes, les coquillages bivalves, les échinodermes, les coraux etc. ;

* le **meiobenthos** regroupe les organismes dont la taille est comprise entre 1 mm et 63 µm comme les nématodes, les foraminifères, les crustacés copépodes ou ostracodes etc. ;

* le **microbenthos** rassemble les organismes de taille < 63 µm comme les bactéries, les diatomées, les ciliés, les amibes ou encore les flagellés etc. (Ramade, 2008) ;
- Le mode de vie de différents organismes peuplant les sédiments permet de distinguer :

* l'épibenthique libre (mobile, vagile), de l'épibenthique fixé au substratum ;

* l'endobenthos (organismes fouisseurs) (Ramade, 2008) ;

- Le règne : faune benthique, flore benthique, bactéries, virus (Ramade, 2008) ;

- Le type de sédiments : des sédiments marins abritent le benthos marin et ceux fluvial/lacustre, un benthos limnique (Ramade, 2008).

<figure><img src="image_37.png" /><figcaption>Figure 30: Illustration de quelques espèces benthiques présents dans les sédiments (http://www.chesapeakebay.net/)</figcaption></figure>

Des communautés différentes se développent selon la qualité de l'eau et des sédiments (Sasaki *et al.*, 2005). Ainsi, la présence de sable, vase ou argile (la texture du sédiment), la teneur en matière organique, la température, la compétition entre les organismes sont autant de paramètres qui vont influer sur la quantité et la diversité des espèces présentes dans les sédiments. En effet, ces paramètres jouent un rôle important dans la pénétration et la circulation des liquides, gaz, solutés (organiques ou inorganiques). Par exemple, pour un sédiment sableux, les pores de gros diamètres occupent environ 30 % du volume alors que dans les argiles, les interstices de petits diamètres représentent jusqu'à 50 % du volume. Ces pores sont remplis de liquides ou de gaz, nécessaires au développement des organismes notamment la flore bactérienne (qui constitue une ressource alimentaire pour de nombreuses autres espèces) et conditionnent les échanges entre le sédiment et les éléments (oxygène, nitrate, phosphate...) issus de la colonne d'eau (Crenn *et al.*, 1999). Ainsi, la surface de colonisation des particules les plus fines étant plus grande, les sédiments en contenant beaucoup contiennent un plus grand nombre de bactéries. Il a été estimé que sur des particules de petite taille, un type de bactérie (coliformes thermotolérants) était fixé à hauteur de 90,5 %, contre 9,5 % pour des grosses particules (Crenn *et al.*, 1999).

La teneur en oxygène est, parmi tous ces facteurs, celui qui joue un rôle prépondérant dans la structure écologique du sédiment. En effet, la plupart du temps, les sédiments sont anoxiques en dessous d'une fine couche superficielle oxydée. Ainsi une « succession écologique » sera observée selon les modes de vie (fixé, fouisseur, cavernicole...) et de respiration utilisés par les organismes benthiques (Crenn *et al.*, 1999). Les régimes alimentaires (filtreur, suspensivore, saprophage, prédateur, ...) ou les exigences en termes d'habitat (composition du sédiment, teneur en oxygène, pH, salinité...) vont également être discriminants pour le développement ou non d'une espèce. La
taille des particules de sédiments joue donc un rôle important de régulation dans la distribution du benthos car le mode de galeries de nombreux organismes est spécialisé et ne sont compatibles qu'avec un certain type de substrat (Tait et Dipper, 1998).

La richesse spécifique et l'abondance du benthos dans les sédiments dépendent de la qualité de ces derniers. Par exemple sur le graphique suivant (figure 31), l'axe des abscisses correspond à la qualité du sédiment. Ainsi, plus la qualité du sédiment se détériore, plus l'assemblage des communautés se modifie avec notamment un pic d'abondance des espèces opportunistes et une baisse de diversité qui souligne donc le caractère dégradé du milieu.

<figure><img src="image_38.png" /></figure>

Figure 31 : Schéma général de la communauté d'invertébrés benthiques et des modifications de la sédimentation par rapport à la perturbation du milieu benthique et à l'enrichissement organique (d'après le modèle établi par Nilsson et Rosenberg en 2000)

Les sédiments, dans leur milieu naturel, abritent donc une diversité d'organismes (microorganismes, faune, flore), de différentes tailles (macro, méio et microbenthos), au régime alimentaire varié (filtreur, suspensivore, détritivore, prédateur...), et occupent différents microhabitats au regard de leur mode de vie (fixé, fouisseur, cavernicole, ) avec des stratégies d'adaptations propres à chaque espèce pour faire face aux conditions particulières du milieu (teneur en oxygène, taille des particules...).
### III. Evolution du comportement des sédiments au cours d'un dragage

#### 1. Physico-chimique

Les sédiments de dragage sont une matrice complexe et en fonction de leur nature et origine, ils sont le siège de plusieurs réactions de transformations (à plus ou moins long terme). Dans son milieu naturel, le sédiment évolue selon les espèces minérales, le type de matière organique et la population de microorganismes présente. Une fois le sédiment extrait de son milieu naturel, le contact avec l'air engendre son oxydation qui causera également un changement de comportement des espèces minérales et organiques, et des microorganismes (Dia, 2013). Les phénomènes de remise en suspension, de réoxygénation des sédiments et de biodégradation sont étroitement liés.

Dans les sédiments en milieu anoxique, la décomposition se fait d'abord par la réduction des sulfates et les taux de décomposition sont diminués de moitié, voire par 10, par rapport aux sédiments soumis aux processus en milieu aérobie (Ineris 2009).

Les opérations de dragage et de curage, qui entrainent des remises en suspension, augmentent la concentration des contaminants dans la colonne d'eau. Comme le précise Loiseau (1999), cette augmentation n'est pas une simple fonction linéaire de la masse de sédiment remise en suspension parce que les contaminants sont préférentiellement adsorbés sur la matière organique et les particules fines qui seront plus facilement remises en suspension. Les énergies de remise en suspension dépendront de la quantité de sédiments. Elles modifieront également les vitesses de chute et en fin de compte les temps de résidence des contaminants dans la colonne hydrique (Eggleton & Thomas, 2004).

Ainsi lors des opérations de dragage et de curage, l'agitation dans le milieu naturel puis l'excavation à l'air des sédiments va irrémédiablement conduire à la réoxygénation du sédiment, entraînant des modifications très importantes aux niveaux chimique et biologique telles que les conditions d'oxydoréduction, le pH ou encore l'oxydation des sulfures présents dans de nombreuses espèces minérales (Loustau-Cazalet, 2012).

La mise à terre des sédiments poursuivra l'augmentation importante du potentiel d'oxydoréduction par mise en contact du sédiment avec l'atmosphère. L'oxydation des phases minérales initialement réduites sera catalysée par les micro-organismes, et notamment les sulfures, qui pourra être fortement ralentie en leur absence. L'oxydation des sulfures entrainera une baisse du pH, l'ampleur de cette baisse dépendra plus de la quantité de sulfures dans le sédiment que de son état d'oxydation (Delaune & Smith, 1985). La percolation des eaux de pluies sera susceptible d'entrainer les éléments solubles (ou solubilisés par l'oxydation) ou particulaires, ce qui représentera un vecteur potentiel de contamination des aquifères en profondeur (Achard, 2013).

L'oxydation des sédiments anoxiques augmentera également l'activité microbienne, par exemple les thiobactéries qui sont des bactéries vivant dans des eaux à fort taux d'anhydride sulfuré (Delaune & Smith, 1985).

La variation de la température engendrée par les opérations de dragage et la gestion à terre du sédiment n'aura pas un effet significatif sur l'adsorption, mais elle jouera un rôle indirect sur celle-
ci par l'intermédiaire de l'activité biologique produisant les substances acides et complexantes. Ainsi la température influera l'activité des micro-organismes pouvant réguler les conditions d'oxydoréduction, *Thiobacillus* par exemple (Achard, 2013).

L'activité métabolique des bactéries dépendra des caractéristiques des sédiments, de la température mais aussi de la prédation par les protozoaires. La flore bactérienne se trouve dans les interstices des sédiments qui permettent leur croissance. L'adsorption des virus est le fait de la présence d'ions Na⁺ et Ca²⁺ et d'un pH faible. Les sédiments constitués de particules fines contiennent les plus grands nombres de bactéries et virus.

Le dragage provoque la remise en suspension de bactéries et de virus. Leur impact sera alors déterminé par les conditions hydrodynamiques et la quantité des matériaux dragués (Eau Artois Picardie).

Un aspect également important lorsqu'on parle de transformation biochimique est de considérer les différentes associations possibles entre les micro-organismes. L'association des microorganismes, appelée « *consortium* », permet de dégrader des molécules considérées comme très récalcitrantes par une succession de transformations effectuées par différentes souches. Cependant, les produits ou métabolites issus de l'activité des espèces bactériennes peuvent alors être toxiques pour d'autres espèces et ainsi réduire l'activité microbienne du milieu (Charrasse, 2013).

Les sédiments peuvent également héberger des organismes pathogènes tels que *Salmonella*, *Escherichia coli*, des streptocoques fécaux, certains *Clostridium*, le virus de l'hépatite et d'autres virus. La période de survie des organismes pathogènes est limitée dans l'eau de mer mais elle peut s'étendre jusque plusieurs semaines dans les matrices sédimentaires des fonds marins ou fluviaux.

Certaines études ont montré que le prolongement du temps de contact entre le polluant et le sédiment entrainait une plus forte adsorption et ainsi une plus grande résistance à la désorption et à la minéralisation. Ce phénomène est appelé « *AGEING* », ou vieillissement.

La biodisponibilité est influencée par plusieurs facteurs, incluant les caractéristiques physiques du sorbant (formes des particules, taille, porosité interne), les propriétés chimiques et des facteurs biologiques (abondance microbienne et affinité pour le contaminant). Ces processus simultanés couplés à la complexité *in situ* rendent difficiles d'isoler et de vérifier par simple disparition des contaminants le taux de biodégradation. Un autre facteur important influençant la biodisponibilité est la présence d'autres produits chimiques. De multiples contaminants peuvent entrer en compétition sur les sites d'adsorption et sur les enzymes microbiologiques (Haws *et al.* 2006).

## 2. Biologique

De nombreuses études ont démontré l'impact néfaste du dragage sur les communautés benthiques peuplant les fonds marins (e.g. Boyd *et al.*, 2005 ; Lewis *et al.*, 2001 ; Van Dalfsen et Essink 2001 ; Newell *et al.*, 1998). Une disparition complète d'une population est souvent observée (Monbet, 1999). Les impacts subis par les organismes lors des opérations de dragage sont de diverses natures. Selon les méthodes de dragages (e.g. drague suceuse, à benne, pelleteuse, racleuse, cf. paragraphe IV – page 104), la sévérité des impacts n'est pas la même. Selon la richesse faunistique et floristique initialement présente dans le milieu, les impacts ne seront pas les mêmes (Monbet, 1999). Le
dragage des fonds marins provoque principalement des modifications physiques et chimiques de l'environnement (Monbet, 1999) avec principalement une destruction et modifications physiques de l'habitat, une augmentation de la turbidité, une diminution du taux d'oxygène dissous et un relargage d'ammoniaque (Babut *et al.*, 2004). Cela affecte la survie des organismes aquatiques, notamment les poissons (Babut *et al.*, 2004), les coraux (Jones *et al.*, 2015; Erftemeijer *et al.*, 2012), la distribution de la flore benthique (Erftemeijer et Lewis, 2006; Tait et Dipper, 1998) et la faune benthique (Monbet 1999).

Ainsi, une réduction de l'abondance, de la diversité spécifique et des biomasses est observée (Boyd *et al.*, 2005; Van Dalfsen et Essink 2001; Newell *et al.*, 1998), ainsi qu'un développement d'espèces opportunistes<fnref n="14" /> (Harvey *et al.*, 1998) comme les polychètes telles que *Capitella capitata* (Fabricius 1780), *Magelona papillicornis* (F. Muller 1858), *Scololepis squamata* (Muller 1789), *Spio filicornis* (Muller 1766) and *Spiophanes bombyx* (Claparède 1870) (Van Dalfsen et Essink, 2001). Ces espèces opportunistes sont plus adaptées pour faire face à ces changements, ce qui entraîne une compétition interspécifique, une concurrence pour les autres espèces, vis-à-vis de l'accès aux ressources et donc du développement de celles-ci (Ramade, 2008).

Monbet (1999) rapporte des effets néfastes sur la croissance et le taux de reproduction des organismes benthiques du fait du dragage. En effet, même si certaines espèces comme les bivalves (huître, moule, coquille saint jacques) supportent des taux de turbidité élevés (jusqu'à 700 mg/L), le développement des œufs et la phase de croissance des juvéniles, qui sont plus sensibles que les adultes, sont plus affectés par les particules fines en suspension. La turbidité ralentit également la photosynthèse chez les algues (Monbet, 1999).

Des études concernant le clapage en mer ont également mis en évidence des résistances selon l'épaisseur de sédiments relargués. Ainsi, si elle est inférieure à 20 cm, les espèces les plus mobiles résisteraient mieux à l'enfouissement. Les espèces suspensivores (qui se nourrissent de particules en suspension) sont les plus résistantes et supporteraient une épaisseur de 50 cm (Monbet, 1999).

Pour aider à minimiser l'impact environnemental à long terme, un certain nombre d'initiatives visant à caractériser et évaluer le taux de recouvrement des fonds marins après une perturbation ont été prises (Gray *et al.*, 2006; Leung *et al.*, 2005) parfois même émanant de gouvernement (e.g. Royaume uni : Cooper *et al.*, 2008). Ainsi, plusieurs études se sont intéressées au temps nécessaire à la recolonisation de ces milieux dégradés par les opérations de dragage et tout indique que la zone draguée soit capable d'un retour à une bonne fonctionnalité si on lui donne assez de temps (Cooper *et al.*, 2008; Robinson *et al.*, 2005; Bolam et Rees, 2003). La pleine restauration de la faune et des sédiments peut être attendue dans un délai d'environ deux à quatre ans (Boyd *et al.*, 2005; Sarda *et al.*, 2000; Van Dalfsen *et al.*, 2000; Kenny *et al.*, 1998). Van Dalfsen et Essink (2001) précisent qu'après huit mois, le développement d'espèces opportunistes diminue et que le temps de récupération de la communauté benthique en termes d'abondance est de l'ordre de deux ans.

Toutefois, il a été démontré que les contaminants présents dans les sédiments (sur place lors d'une opération de dragage ou ceux issus d'un clapage en mer) étaient souvent remobilisés, dispersés sous

<footnote n="14">¹⁴ Une espèce opportuniste est une espèce qui tire profit du milieu où il se trouve (Ramade, 2008). Elle est souvent peu spécialisée et peut s'adapter à des conditions de vie très variables ou bien privilégier la reproduction à la survie.</footnote>
l'action des courants et stockés plus loin dans des zones d'accumulation où ils peuvent alors se retrouver dans le réseau trophique, ce qui soulève d'autres problèmes environnementaux (Monbet, 1999).

## IV. Impact du dragage sur les caractéristiques des sédiments

Bien que notre problématique soit axée sur la gestion à terre des sédiments, il est nécessaire d'inclure dans notre réflexion les techniques de dragage car (i) celles-ci sont en lien étroit avec la nature du sédiment à extraire mais également parce que (ii) la technique employée va avoir un impact sur les caractéristiques des sédiments extraits et leur évolution. Le tableau XXII propose une synthèse des avantages et inconvénients des différents types de dragage.

<table><caption>Tableau XXII : Bilan des différentes techniques de dragage (d'après Neto, 2007)</caption><thead><tr><th>Type de dragage</th><th>Avantages</th><th>Inconvénients</th><th>Technique de dragage</th></tr></thead><tbody><tr><td>Dragage hydraulique</td><td>Rendement élevé<br>Faible contact en matériau et équipage<br>Coût faible</td><td>Gêne si présence de débris<br>Haute teneur en haut<br>Remise en suspension importante<br>Mélange de 80-90 % eau et 10-20 % de sédiments</td><td>Drague suceuse<br>Drague à l'américaine<br>Drague par injection d'eau</td></tr><tr><td>Dragage mécanique</td><td>Peut travailler sur des matériaux meubles ou durs<br>Limitation des matériaux à transporter<br>Extraction des matériaux à leur propre densité<br>Bonne précision en eaux profondes</td><td>Rendement modeste<br>Remise en suspension importante</td><td>Drague à benne preneuse<br>Drague à godet<br>Drague pelleteuse</td></tr><tr><td>Dragage pneumatique</td><td>Pompage à haute densité<br>Travaille en circuit fermé<br>Remise en suspension faible</td><td>Gêne si présence de débris</td><td>Drague à vis sans fin<br>Drague balayeuse<br>Drague racleuse</td></tr><tr><td>Dragage environnemental</td><td>Turbidité réduite<br>Pas de dispersion des contaminants par remise en suspension</td><td>Rendement modeste<br>Profondeur maximale moindre que les dragues usuelles</td><td>Drague à godet obturable</td></tr><tr><td>Bio-dragage ou bio-remédiation in situ</td><td>Dégradation de certains contaminants organiques (HAP à chaine linéaire et courte par exemple)<br>Utilisation de bactéries endogènes (prélevées, multipliées puis réinjectées) ou de bactéries exogènes (souches extérieures au site présentant des spécificités propres) qui accélèrera la dégradation de la matière organique<br>Technique qui soulève des interrogations (efficacité, persistance, impact des micro-organismes utilisés, remise en suspension des contaminants lors de la dégradation de la matière organique, etc.)<br>La diminution de la matière organique peut entraîner un enrichissement de la teneur en métaux dans le sédiment résiduel (Leguern et al. 2004)</td><td></td><td></td></tr></tbody></table>

En termes d'utilisation, le dragage des voies navigables de France sur la période 2000-2005 a essentiellement été effectué par voie mécanique (73 %) et dans une moindre mesure par voie hydraulique (18 %). Au niveau des estuaires, ce sont essentiellement des dragages hydrauliques qui sont effectués. Pour les bassins portuaires, le dragage mécanique est privilégié car il permet de conserver les sédiments compacts, la benne preneuse étant la technique la plus employée en France pour ce type de dragage (GEODE, 2012). Lorsque le sédiment est à dominance sableuse, le dragage
hydraulique peut être envisagée car les sédiments sont en général moins contaminés que les sédiments à granulométrie plus fine.

En termes d'impact, le dragage est susceptible d'avoir un impact sur le milieu récepteur en raison de la remise en suspension des sédiments, et de certains contaminants, bactéries et virus. Cette remise en suspension et ses conséquences varient selon la technique employée. Pour palier l'impact local du brassage de sédiments potentiellement contaminés, des technologies permettant d'encapsuler le sédiment se développent.

En plus de ces impacts au niveau local, la technique de dragage employée va influencer les caractéristiques des sédiments (tableau XXII) et va de fait avoir des conséquences sur la gestion à terre des sédiments extraits. Avec des dragages hydrauliques par exemple, les sédiments seront dilués et déstructurés, leur teneur en eau et donc les volumes devant être gérés à terre seront donc plus conséquents.
Le sédiment peut présenter des teneurs élevées de contaminants qui ne sont pas remobilisables dans les conditions naturelles du milieu, mais il peut devenir toxique lorsque les conditions physico-chimiques sont modifiées, lors d'un dragage ou d'une mise en dépôt à terre par exemple. Le sédiment est en effet capable d'adsorber et de transformer les contaminants, de modifier leur biodisponibilité, de les recycler, de les transférer vers la colonne d'eau, le sol ou les nappes phréatiques (Agence de l'Eau Artois Picardie).

Lors des opérations de dragage ou de curage, les sédiments sont placés en contact direct avec la colonne d'eau, pouvant aller jusqu'à une remise en suspension complète dans le cas de dragage hydraulique, et certains polluants adsorbés sur la phase solide peuvent se retrouver dissous dans la phase aqueuse par le jeu de processus physico-chimiques complexes.

Par conséquent, la connaissance des contaminants des sédiments et leurs caractéristiques sont des paramètres clés permettant d'évaluer au mieux leur devenir lors des différentes étapes d'un projet de dragage (détermination du mode de gestion à terre, curage/dragage, traitement, valorisation) et de prévenir au mieux les risques de contamination une fois le sédiment extrait de son milieu.

## I. Les contaminants

### 1. Les contaminants inorganiques

Les principaux métaux lourds retrouvés dans les sédiments sont l'arsenic, le cadmium, le chrome, le cuivre, le mercure, le nickel, le plomb et le zinc. Dans les années 80, le tributylétain (TBT) a été remplacé par des oxydes de cuivre (Cu₂O) comme matière active des peintures anti-salissures, ce qui explique des concentrations élevées de cuivre dans les sédiments portuaires (Benoit-Bonnemason et al., 2012).

Dans les sédiments, plusieurs fractions se superposent, et chacune d'elle interagit de manière différente avec les éléments traces (Doni et al., 2015) :

1. Fraction échangeable, associée à la phase carbonatée. Les métaux y sont adsorbés sur les hydroxydes de fer et de manganèse. C'est la fraction la plus mobile, potentiellement la plus toxique pour les plantes, cependant la fraction mobile ne correspond pas nécessairement à la fraction biodisponible (Prokop et al., 2013);

2. Fraction réductible, associée aux oxydes de fer et de manganèse. Les métaux lourds sont fortement liés à ces oxydes mais sont thermodynamiquement instables dans des conditions anoxiques et acides;

3. Fraction oxydable, liée à la matière organique. Les métaux peuvent être complexés sur des substances organiques naturellement. Ces formes deviennent stables quand la matière organique est dégradée dans des conditions oxydantes. Cette fraction n'est pas considérée comme biodisponible et mobile car les métaux sont incorporés dans des substances humiques stables et de haut poids moléculaire (HPM), qui libèrent peu de métaux et très lentement;
4. Fraction résiduelle, les solides résiduels contiennent des solides primaires et secondaires qui enferment les métaux dans leur structure cristalline. Ils sont considérés comme inertes et non extractibles.

Les éléments traces peuvent se présenter sous différentes formes : ions, complexes, adsorbés à la surface d'autres particules, etc. Cela conditionne leur disponibilité et donc leur toxicité. Ils sont en général en équilibre avec l'eau interstitielle mais la moindre perturbation des conditions environnementales peut entrainer une remobilisation des métaux piégés dans le sédiment (Scordia, 2008).

Deux facteurs accentuent la gravité des polluants métalliques. D'une part ils s'accumulent dans l'environnement, et en particulier dans les sédiments, qui ne constituent pas qu'un simple réservoir (les sédiments sont le plus gros réservoir d'ETM des milieux aquatiques, Achard 2013). D'autre part les sédiments sont aussi des réacteurs biochimiques, ils adsorbent et transforment les ETM en modifiant leur biodisponibilité (Silitonga, 2010).

Les mécanismes les plus importants :

- Echanges ioniques (adsorption non spécifique) ;

- Adsorption spécifique sur les phases minéralogiques (complexation de surface) ;

- Complexation par la matière organique ;

- Phénomène de précipitation et co-précipitation.

Selon les conditions physico-chimiques du milieu, un de ces phénomènes sera toujours prépondérant. Les oxydes (MₓOᵧ), oxyhydroxydes (MₓOᵧ(OH)z) et hydroxydes (M(OH)z) sont abondement présents dans la fraction inférieure à 2 µm des sédiments. L'aluminium, le fer et le manganèse constitue la plupart des oxydes. Ils sont fortement impliqués dans les mécanismes d'adsorption et de co-précipitation des ions métalliques. Les variations de surface de liaison de certains oxydes/hydroxydes métalliques peuvent se traduire par une variation de la stabilité des composants (Eggleton & Thomas, 2004). Le carbone organique est également un composant important dans l'adsorption des métaux, aussi bien dans la partie oxygénée du sédiment que dans la partie anoxique lorsque les métaux sont en quantité supérieure aux ions sulfures (Geffard, 2001). Les argiles de par leur charge négative sont les plus à même de fixer les ETM.

Les contaminants inorganiques sont souvent dans des conditions réductrices à l'équilibre thermodynamique et sont associés à la phase minérale des sulfures. Les éléments libérés par oxydation progressive peuvent soit précipiter (sous formes de sulfates, phosphates, hydroxydes), soit rester en solution ou être retenus par les hydroxydes, les argiles et la matière organique. Les contaminants redistribués sont potentiellement plus mobiles que la forme sulfure originelle (Lions et al. 2010).

La toxicité des ETM dépend de leur spéciation, ainsi la forme ionique libre est une des formes les plus disponibles pour les organismes, la toxicité décroissant avec la stabilité des complexes formés. Les paramètres physico-chimiques (pH, Eh, teneur en oxygène, salinité, teneur en carbone organique et inorganique, nature des ligands, la taille des particules, ...), biologiques mais également les contraintes cinétiques et thermodynamiques réactionnelles contrôlent fortement la spéciation des ETM, distribués entre la phase solide du sédiment, l'eau interstitielle et la phase colloïdale.
D'autres constituants ont également un rôle important dans la disponibilité des éléments traces, tels que les carbonates, silicates, oxydes et hydroxydes de fer et manganèse (Loustau Cazalet, 2012).

Sans remise en suspension des sédiments, les contaminants inorganiques présenteront un risque limité de pollution, en raison de leur faible mobilisation dans le milieu naturel (Loustau-Cazalet, 2012). Durant leur transition d'une phase anoxique vers une phase oxique, les éléments traces initialement présents sous forme insoluble deviennent progressivement plus mobiles et solubles (Lions et al., 2010).

D'importants changements apparaissent dans la distribution géochimique des métaux après dragage et dépôt à terre (Piou et al., 2009) et leur répartition dans les différentes fractions sédimentaires n'est pas uniforme (Doni et al., 2015). Lors d'un dragage puis d'un dépôt de sédiments marins exposés aux conditions climatiques et atmosphériques, une augmentation des concentrations des métaux en solution a été observée lors de l'oxydation des sédiments (Bataillard, 2004). Cette oxydation entraine une baisse du pH, qui favorise la mise en solution et la dissolution des sels métalliques, cette baisse de pH est d'autant plus importante que le sédiment est pauvre en carbonates (Vansimaeys, 2011). Ces variations de pH peuvent entrainer la dissolution ou la précipitation de phases minérales, les espèces chlorées pouvant facilement être mobilisées et former des complexes métalliques (Achard, 2013).

Ainsi, l'oxydation de la matière organique et des sulfures entrainera des conditions acides si le pouvoir tampon du milieu récepteur n'est pas suffisant. Ce mécanisme est considéré comme le plus important pour la mobilité des métaux (Prokop et al., 2013). L'oxydation des sulfures libère des protons, des sulfates et des métaux dans les eaux souterraines, tandis que le fer précipite en oxyhydroxydes et que l'arsenic est adsorbé ou précipite. Les covellites (CuS) et les pyrites (FeS₂) ont des cinétiques d'oxydation plus lentes (Eggleton & Thomas, 2004). Même si les métaux sont immobilisés dans les couches inférieures, une future remobilisation n'est pas à exclure. Même après une longue période, les contaminants sont toujours présents, principalement sous formes de sulfures, et la mobilité de ces métaux peut varier significativement en fonction des conditions physico-chimiques du dépôt (Lions et al., 2010).

La lixiviation est un phénomène complexe qui peut être influencé par plusieurs facteurs. Les principaux facteurs géochimiques influençant la libération des ETM dans l'environnement par lixiviation depuis le sédiment dragué est le pH, le potentiel redox (Eh), la quantité de matière organique, la complexation (Tack et al., 1999).

Dans l'étude de Tack et al. (1996), des différences mineures dans la solubilité ont été observées après deux semaines, qui étaient fonction du pH. Après trois mois, la solubilité du cadmium, du cuivre, du plomb et du zinc ont fortement augmenté dans les sédiments oxydés, la mobilité et la lixiviation du cadmium et du zinc dans les sédiments augmentent également avec une baisse de concentration de la matière organique. La lixiviation du fer a diminué, tandis que celles du manganèse, du cobalt et du nickel n'ont globalement pas été affectées. La mobilité à court et long terme des métaux (à l'exception du fer) est généralement attendue comme moindre si les sédiments restent à l'état réduit (Tack et al., 1996). L'écoulement de l'eau à travers les sédiments réduit la toxicité réelle des couches supérieures des sédiments déposés à terre mais dans le même temps intensifie le risque de contamination des eaux souterraines (Prokop et al., 2003).
Pour Mamindy-Pajany *et al.*, (2013), la lixiviation des ETM est plus importante dans les trois premières semaines, ce qui indique que le risque écologique apparaitra à court terme après le dépôt des sédiments marins. Une tendance similaire a été observée dans une étude sur un dépôt terrestre de sédiments fluviaux soumis aux conditions atmosphériques. Les taux de lixiviation n'étaient pas en accord avec les concentrations de contaminants. En effet, les plus grands pourcentages de lixiviation ont été observés pour les polluants les moins concentrés (molybdène et cadmium).

L'augmentation de la salinité entraine la remobilisation des métaux sédimentaires par compétition des ions magnésium et calcium vis-à-vis des autres métaux sur les sites de fixation. Les métaux libérés présentent une toxicité plus ou moins marquée car ils forment des chloro-complexes qui sont moins biodisponibles que les ions libres (formation possible de complexes avec d'autres anions que le chlorure). Ce mécanisme diminue l'adsorption du cadmium sur les oxydes/hydroxydes de fer du sédiment, ce qui le rend plus mobile et augmente son temps de résidence en solution. Pour Eggleton & Thomas (2004), le cuivre voit sa biodisponibilité augmenter avec la salinité tandis que le cadmium est moins disponible dans les eaux de mer.

Le rôle significatif du calcium sur les procédés de mobilisation a été mis en évidence (Lions *et al.* 2010). Le calcium entre en jeu dans la force ionique qui stabilise les fractions colloïdales, et joue un rôle prépondérant dans les réactions d'échanges ioniques, favorisant la remobilisation des ETM par effet de compétition pour les sites de surface. Une eau riche en ions Ca²⁺ en contact avec l'atmosphère va favoriser la précipitation de carbonates et donc la rétention des métaux (Achard, 2013).

Les variations climatiques auraient également un rôle prépondérant sur la mobilisation des métaux. En période estivale, la nappe phréatique et le taux d'humidité dans le matériau baisse, il y a donc désaturation et oxydation. Des périodes plus fraîches accompagnées de pluies plus abondantes peuvent entrainer la mobilisation des métaux (et notamment le zinc et le cadmium) vers l'aquifère (Achard, 2013). Pour Piou *et al.* (2009), des éléments traces, et particulièrement le fer, apparaissent comme liés aux cycles des saisons. Des conditions hivernales causent une augmentation de la matière organique liée, et probablement des sulfures et carbonates métalliques, tandis que des conditions estivales favorisent la précipitation d'oxyhydroxydes. Le sol apparait comme un système thermodynamique, montrant une alternance de phase « ouverte » en été et « fermée » en hiver (Piou *et al.*, 2009).

Lorsqu'un sédiment anoxique devient progressivement oxique, l'activité bactérienne est modifiée. Les bactéries indigènes jouent un rôle sur la lixiviation des métaux dans les sédiments dragués. En effet, celle du zinc et du cadmium seraient plus importantes en conditions biotiques qu'en conditions abiotiques, et une faible fraction de ces métaux serait lixivée par oxydation chimique seule. L'implication de bactéries acidophiles oxydant les sulfures (*Acidoferrobacter* par exemple) a été mise en évidence. La population de ces bactéries croit rapidement avec le temps au détriment des bactéries sulfato-réductrices. De plus, en conditions biotiques le cuivre est moins lixivé qu'en abiotique car il est fortement associé à la matière organique naturelle (Achard, 2013) ; le plomb n'a pas été observé en solution à cause de sa faible solubilité dans des conditions neutres et de sa réadsorption sur la phase solide. Des bactéries comme *Acidithiobacillus thiooxidans* ont été identifiées comme jouant un rôle majeur dans ce process de libération des métaux, en renforçant les cinétiques
oxydantes. Cependant la production d'acide résultant de ces réactions est presque totalement
tamponnée par la dissolution des calcites présents dans les sédiments. (Lors et al., 2004).

Les plus grandes concentrations de méthyl-mercure se retrouvent dans les couches anoxiques des sédiments, là où l'activité biologique est faible. Le dragage permet le mélange des sédiments anoxiques avec des sédiments à la surface active biologiquement menant à la libération du sédiment et de l'eau associée au méthyl-mercure contenue dans les pores (Eggleton & Thomas, 2004). Une concentration élevée en mercure pourrait inhiber le développement des bactéries sulfato-réductrices (BSR) et donc réduire la transformation du mercure en méthyl-mercure. De plus, les sites des AVS de la phase sédimentaire solide peuvent fixer le méthyl mercure en le rendant peu disponible pour les organismes vivants. Par ailleurs, la matière organique forme aussi des complexes stables avec le mercure qui le rendent moins disponible pour la méthylation, mais avec un effet inverse car la matière organique fournit de l'énergie aux BSR favorisant la méthylation (Manouchehri, 2012).

Dans une étude sur des sédiments contaminés au molybdène, il a été reporté qu'après séchage à l'air il s'était transformé en forme soluble. Ce phénomène pourrait être important pour des sédiments prétraités avec cette technique, ce qui amènerait une grande quantité de molybdène dans les lixiviats de sédiments dragués puis gérés à terre (Mamindy-Pajany et al., 2013)

Il n'y a pas de réel consensus sur l'effet de l'âge des sédiments dragués. Certains ont trouvé un effet sur les phénomènes de sorption/désorption des éléments traces, tandis que d'autres n'ont pas trouvé de différence significative, et notamment sur la désorption du nickel, du cuivre ou de l'arsenic. Le fer serait, quant à lui, caractérisé par une libération plus importante dans des sédiments récents que dans des sédiments plus anciens. Il n'y a que pour le cadmium qu'une plus grande libération a été observée sur des sédiments récents après un test de lixiviation et extraction avec de l'acide acétique (α = 0,01). Le cuivre affiche une mobilité plus faible dans les sédiments récents, qui serait reliée à la dégradation de la matière organique (Cappuyns & Swennen, 2006).

La présence de polluants en cas d'épandage peut entrainer des nuisances, que ce soit par la contamination des eaux souterraines ou bien par une inhibition de la croissance des végétaux, ou encore par transfert dans les plantes et les organismes.

## 2. Les contaminants organiques

Les molécules organiques toxiques sont, pour la plupart, des produits fabriqués par l'Homme. Il en existe des dizaines de milliers. Les composés qui vont persister et se retrouver dans les sédiments sont généralement des composés présentant un fort caractère hydrophobe. Les composés non polaires (HAP, PCB et autres composés organiques halogénés) s'accumulent dans les phases organiques et sont adsorbés sur les différents constituants en raison de leur forte hydrophobicité et de leur masse moléculaire. Leur distribution granulométrique diffère donc de celle des ETM (Charrasse, 2013).

Les différents procédés répertoriés pouvant être pris en compte sont les suivants :

- Pour la chimie :
* Sorption/désorption des contaminants dans l'eau (phase dissoute) et la matière solide (sol, sédiment, matière en suspension) ;

* Dissolution, complexation, formation de colloïdes ;

* Dégradation des contaminants organiques ;

* Décomposition de la matière organique ;

- Pour le transfert :

* Lixiviation ;

* Transports convectifs et diffusifs (phase dissoute et la phase particulaire), dépôt de la matière en suspension et déplacement lié aux mouvements des animaux (bioturbation) ;

* Volatilisation dans l'air et dépôt de poussières depuis l'air.

Ce comportement résulterait de résistance à la diffusion des forces physiques à travers le sorbant. Les cinétiques de désorption globales dépendent donc de la distribution entre les phases de libération rapide et prolongée, et des constantes de chacune de ces phases. Le comportement de certains composés organiques (surtout à fort coefficient de partage) peine à être modélisé (Debruyn & Gobas, 2004) et la décomposition de la matière organique n'accélèrerait pas les cinétiques de désorption.

Les phénomènes de sorption des contaminants organiques jouent un rôle majeur dans la distribution, le transport, la biodisponibilité, la dégradation, etc. dans l'environnement. Structurellement et/ou chimiquement, les différents constituants de la matière organique sédimentaire interagissent différemment avec des composés organiques hydrophobes, en termes de liaison et de taux associés aux phénomènes de sorption (Ran et al., 2007). La quantité de colloïdes de l'eau interstitielle joue également un rôle important dans la mobilité des contaminants organiques, la concentration en PCB de l'eau interstitielle lui étant corrélée (Geffard, 2001).

La dégradation des composés xénobiotiques organiques est principalement liée à l'activité des microorganismes (bactéries, protistes, champignons). Même s'ils sont présents, seule une fraction de ces microorganismes est métaboliquement active, en fonction des conditions du milieu. L'activité dépend du pH, de la température, des contraintes en nutriments, de la présence d'oxygène dissous et de la présence d'autres composés organiques et affecteront l'activité de ces microorganismes. Par exemple, le naphtalène (contrairement au tétrachlorure de carbone) est plus rapidement dégradé en présence d'oxygène et devient très persistant en son absence (Charrasse, 2013).

Au cours du temps, les contaminants organiques se retrouveraient associés à une matière organique condensée et seraient donc moins disponibles. En effet, les molécules diffuseraient progressivement à l'intérieur de la matrice organique et seraient retenues plus fortement (Charrasse, 2013; Geffard, 2001). La séquestration des composés organiques hydrophobes par le phénomène du vieillissement (baisse d'extractibilité) est de fait corrélée avec la baisse de leur (bio)disponibilité. Dans le cadre d'une gestion des risques liés au terme source et au transfert de polluants vers les nappes phréatiques ou aux écosystèmes aux alentours, ce phénomène est à considérer sérieusement, en particulier pour les stratégies de gestion de type « atténuation naturelle contrôlée » et dans l'évaluation de la dangerosité HP 15 (Charrasse, 2013).
### a. Les organoétains

Aujourd'hui plus de 800 organoétains sont recensés dans la littérature, la plupart étant d'origine anthropique. Ils ont des propriétés chimiques, physiques et biologiques variées, et sont utilisés en agriculture comme pesticides, fongicides et insecticides entre autres (Hoch, 2001).

Ils ont pour formule générale :

#### (n-R)Sn-X

Où X est un anion dont la nature peut influencer les propriétés physico-chimiques, et notamment la solubilité ;

Et R est un groupement carboné influençant principalement la toxicité.

Les espèces trisubstituées comme le TBT, le triphénylétain (TPhT) et le tricyclohexylétain (TcHexT) sont employées dans la préservation du bois, les peintures antisalissures, les fongicides, pesticides, miticides et acaricides. Les radiations UV, les acides forts et les agents électrophiles ainsi que l'activité biologique contribuent à la rupture de la liaison Sn-C, qui est stable en présence d'eau et d'oxygène atmosphérique jusqu'à une température de 200 °C. Les vitesses de décomposition dépendent des conditions environnementales, et notamment de la température et de la nature des microorganismes. La persistance des organoétains dans l'environnement apparaît indéniable et induit donc un risque potentiel (Marcic, 2005).

Les triorganoétains sont les composés les plus toxiques, cependant en fonction du groupement carboné les niveaux de toxicité diffèrent. En général, les organoétains agissent par fixation sur la membrane cellulaire des liposomes en formant un complexe avec les groupements phosphates des phospholipides. Ils sont alors disponibles pour l'organisme cible et deviennent toxiques. Le tableau XXIII présente pour quelques exemples de composés les groupes écologiques les plus sensibles à ces composés.

<table><caption>Tableau XXIII : Toxicité relative des organoétains selon les groupes écologiques (d'après Bertrand et al., 2005)</caption><thead><tr><td>Composés d'organoétains</td><td>Hautement toxiques pour</td></tr></thead><tbody><tr><td>Triméthylétains</td><td>Insectes, oiseaux et mammifères</td></tr><tr><td>Triéthylétains</td><td>Mammifères</td></tr><tr><td>Tributylétains</td><td>Poissons, mollusques, champignons, bactéries gram +</td></tr><tr><td>Triphénylétains</td><td>Poissons, champignons, mollusques</td></tr><tr><td>Tricyclohexylétains</td><td>Acariens</td></tr></tbody></table>

En dépit d'une plus grande préoccupation des effets toxiques des organoétains dans les systèmes aquatiques, des données supplémentaires sur l'accumulation et les conséquences écotoxicologiques le long de la chaine alimentaire sont encore nécessaires (Antizar-Ladislao, 2008). L'exposition des niveaux trophiques élevés (avifaune, mammalofaune) se fait principalement *via* l'alimentation. Une étude danoise sur l'accumulation et le transfert des organoétains dans une chaine alimentaire marine (Strand & Jacobsen, 2005) a mis en évidence les concentrations les plus élevées en TBT pour un mammifère (*Phocoena phocoena*). Cependant une grande variance dans le potentiel d'accumulation entre les espèces a été trouvée, et ce même pour des niveaux trophiques équivalents, ce qui reflète probablement des voies de métabolisation et/ou d'élimination des organoétains propres à chaque espèce (Strand & Jacobsen, 2005).
(i) Les TBT

Les TBT et ses produits de dégradation (DBT, MBT) sont à présents inclus dans la Convention de Rotterdam et ont été bannis de l'organisation maritime internationale. Le TBT est interdit en France sur des bateaux inférieurs à 25 mètres depuis 1982, et depuis le 1er janvier 2008 pour tous les navires entrant dans un port européen. Les sédiments marins apparaissent plus contaminés, et notamment à cause du TBT. En effet, plus de 50 % de ceux-ci dépasseraient le seuil N1, dont 25 % dépasseraient le seuil N2. Le TBT est également inscrit à l'annexe X de la Directive 2013/39/UE pour les substances prioritaires, et parmi les composés organostanniques, il est le plus étudié.

Il se concentre dans les 50 premiers centimètres des sédiments (Agence de l'Eau Artois Picardie) et présente une grande aptitude à se fixer sur un sol riche en matière organique (Marcic, 2005). La dégradation se fait par action microbiologique et photolytique dans l'eau, cependant sur un temps très long. Il est adsorbé et bioconcentré par les bactéries, les phytoplanctons, les mollusques et les poissons (Agence de l'Eau Artois Picardie).

Dans les conditions environnementales normales, l'hydrolyse du TBT n'est pas significative. Il est dégradé en DBT, lui-même dégradé en MBT. Ce dernier est lentement minéralisé et l'étain libéré sous forme inorganique. Le TBTO<fnref n="15" /> se dissocie en solution aqueuse pour former du TBT cation (GIP Seine Aval, 2007). Les microorganismes, les crustacés et les poissons évitent les zones où les concentrations en TBTO dépassent 1 µg/L (WHO, 1990).

La désorption du TBT est dépendante du pH et de la salinité, avec une plus grande désorption à des pH bas ou élevés et à une salinité intermédiaire (≈ 30 ‰). A des pH autour de 6-7, la désorption sera plus faible, ce qui sera le cas en eau douce, où le pH avoisine 7 (Eggleton & Thomas, 2004). Dans les eaux côtières, la durée de demi-vie des TBT est estimée entre 3 et 15 jours, et dans les sédiments en milieu anaérobie entre quatre mois et huit ans. L'absence de lumière (photolyse), d'oxygène (biodégradation) ou la biodisponibilité réduite justifient ces différences. Ces données sont toutefois variables, la durée de vie du TBT dans les sédiments estuariens et fluviaux est estimée entre 360 et 775 jours et à une dizaine d'années dans des sédiments en milieu anaérobie (Ineris 2009).

Ils se retrouvent dans l'eau de mer à l'état dissout sous forme d'hydroxyde de carbonates ou de chlorures et faiblement associés aux matières en suspension. Cette faible affinité pour la forme particulaire se traduit par des coefficients de partage eau-sédiment faibles. Les cinétiques d'adsorption sur les sédiments sont lentes et les taux de désorption non spécifiques. Ceci traduit de faibles échanges entre les sédiments et l'eau interstitielle. Néanmoins une faible fraction (< 1%) peut être désorbée par agitation de sédiments contaminés dans l'eau de mer (Charrasse, 2013).

En ce qui concerne le comportement des TBT dans les écosystèmes terrestres, les TBT montrent une persistance très grande dans le sol par rapport au TPhT. De plus, le transfert des organoétains au végétal a pu être mis en évidence, ce qui fait que leur présence dans les sols représente donc un risque non négligeable. Il est à noter que lorsque plusieurs organoétains sont présents, leurs comportements peuvent différer, et des compétitions pourraient apparaitre vis-à-vis de la sorption

<footnote n="15">¹⁵ Oxyde de TBT ; l'un des principaux dérivés du TBT à usage industriel</footnote>
ou du prélèvement par les végétaux (Marcic, 2005). Le TBT est susceptible d'être bioaccumulé de façon conséquente dans les organismes (WHO, 1990).

Les conséquences de cette exposition des végétaux à certains composés organostanniques (TBT, TPhT et TcHexT) ont été étudiées au travers de tests de phytotoxicité. Balabaskaran et al. (1987) ont mis en évidence une inhibition de la germination et une réduction du poids des feuilles sur des graines de haricot mungo ; Simon et al. (2002) ont révélé des nécroses importantes au niveau des racines de haricot vert à partir de concentrations supérieures à 1 µg(Sn)/L.

De fortes perturbations du métabolisme d'organismes sensibles (algues, zooplancton, larves de poisson) ont été observées pour des concentrations de l'ordre du ng/L dans l'eau (Marcic, 2005). Chez certains mollusques comme les huîtres (et notamment au niveau du bassin d'Arcachon) ou les gastéropodes, des concentrations de 0,5 ng(Sn)/L peuvent entrainer des phénomènes d'imposex (apparition de caractéristiques mâles chez les femelles) et également une stérilisation des femelles (Rüdel, 2003). Ce phénomène d'imposex chez les gastéropodes est spécifique de la pollution par les TBT, et son intensité est proportionnelle à la contamination subie (GIP Seine Aval, 2007), les gastéropodes bioaccumulant les TBT (Antizar-Ladislao, 2008).

Quelques études sur des oiseaux et des rats ont fait apparaître la toxicité du TBT sur certains de leurs organes par inhibition de l'activité enzymatique à partir de concentrations comprises entre quelques ng(Sn)/g et quelques µg/g de poids corporel (Fent, 1996 ; Maguire, 2000).

De par ses propriétés ioniques et lipophiles, le TBT se concentre dans les lipides et/ou se fixe sur les macromolécules telles que le glutathion. Il s'accumule dans le foie et les reins. Ses caractéristiques permettent au TBT de se transmettre dans la chaine alimentaire. Il agit sur l'activité du système immunitaire, nerveux, digestif et endocrinien de beaucoup d'organismes vivants et peut avoir des effets neurotoxiques, mutagènes, cancérogènes et immunotoxiques (Markert, 1998).

Le TBT est un perturbateur endocrinien très actif induisant la raréfaction de nombreuses espèces de mollusques (Agence de l'Eau Seine Normandie) et a été classé en catégorie 1 par l'UE (perturbateur endocrinien avéré) (GIP Seine Aval, 2007). Le TBT est absorbé *via* le tractus gastro intestinal et *via* la peau. Il peut traverser la barrière encéphalique et arriver au cerveau, ainsi que le placenta pour arriver au fœtus. Il est rapidement métabolisé par déalkylation progressive jusqu'à l'étain inorganique et est principalement excrété par la bile. Une exposition chronique chez les mammifères aura essentiellement des effets immunotoxiques, mais également des effets hépatiques, hématologiques (anémies), embryotoxiques et tératogènes avec des malformations faciales (ATSDR, 2005). Le TBTO a été classé en catégorie D par l'US-EPA (non classifiable).

→ La non-prise en compte du TBT dans les sédiments continentaux est liée au manque de données sur l'ampleur de la problématique dans ce milieu, ainsi qu'à l'absence de seuil « continental » approprié (Mouvet, 2012). Les sédiments d'eau douce constituent un réservoir d'organoétains, qu'ils sont susceptibles de relarguer sous l'effet d'une perturbation (Brignon, 2005).
## (ii) Le TPhT

Comme pour le TBT, des effets délétères sur les organismes aquatiques sont observés à très faibles concentrations. Les effets peuvent être variés sur l'organisme, et peuvent notamment concerner le système immunitaire, la reproduction, la croissance et ce à des doses proches de quelques mg/g de poids corporel. Des phénomènes d'imposex sont également observés à partir de concentrations de l'ordre de 1 ng/L de ce composé dans l'eau.

Sur les végétaux, le TPhT a une action phytotoxique entrainant un faible développement racinaire, une diminution de la quantité de chlorophylle contenue dans les végétaux entrainant une baisse de l'activité photosynthétique et respiratoire ainsi qu'une faible biomasse. Des phénomènes de nécrose et de retard de croissance ont été également mis en évidence suite à une exposition de haricot vert au TPhT. Le TPhT a été classé en catégorie 3 pour l'Europe (cancérigène suspecté chez l'Homme).

## b. Les HAP

La structure des molécules de ce groupe d'hydrocarbures est formée par la fusion d'un nombre variable de cycles benzéniques, et sont composés presque exclusivement de carbone et d'hydrogène. Il existe plus de 100 HAP différents et ceux-ci se rencontrent comme mélanges complexes de plusieurs identités et non comme composés isolés. Les sources anthropiques sont nombreuses, les émissions se font dans tous les milieux environnementaux et sont principalement liées aux activités industrielles (Ferro, 2010). Les HAP les plus rencontrés dans les sédiments ont au moins quatre cycles (Wick *et al.*, 2011).

Règlementaiement, 16 des HAP doivent être suivis depuis le 8 février 2013 (consolidation de l'arrêté du 06 Août 2006).

La biodisponibilité des HAP est affectée par différents paramètres :

- les propriétés physiques des composés, les composés de haut poids moléculaires (HPM) sont moins biodisponibles dans l'environnement que les composés de faible poids moléculaire (FPM). Ces derniers seront éliminés plus rapidement par des procédés physico-chimiques et biologiques, en raison de leur plus grande solubilité et volatilité et la capacité de différents microorganismes à les utiliser comme source de carbone ;

- les caractéristiques du sol (argile, matière organique, structure) et les organismes récepteurs (Wick *et al.* 2011) ;

- lorsque la fraction de particules fines d'un sédiment augmente, la biodisponibilité et la mobilité diminuent.

L'origine de la contamination en HAP est également importante dans la détermination de la mobilité et de la disponibilité :

- les HAP pétroliers sont plus facilement disponibles et sont présents sous forme d'émulsion avec l'eau ;

- les HAP d'origine pyrolytique (générés par des processus de combustion incomplète de matière organique à haute température) sont moins disponibles car fortement adsorbés sur et dans les particules (Geffard, 2001).
Ils possèdent une solubilité très faible, celle-ci diminuant avec le nombre de cycles aromatiques constituant les molécules. Leur hydrophobicité favorise leur association avec les particules organiques en suspension et c'est pourquoi la teneur en carbone organique total et la granulométrie influent sur la teneur en HAP des sédiments.

La solubilité des HAP dépend fortement de la température des eaux naturelles. La température est un paramètre important dans les phénomènes de sorption, elle agit sur les propriétés intrinsèques du soluté en augmentant la solubilité. Elle agit également sur tous les processus en augmentant les vitesses de réaction (Charrasse, 2013). Les HAP ont une forte affinité pour les solvants organiques.

L'adsorption est élevée sur les MES et les colloïdes en milieu aquatique en présence d'oxygène : la dégradation se fera par oxydation chimique, photo-oxydation et transformation métabolique par les organismes vivants, animaux ou végétaux. En milieu anoxique, ils sont résistants à ces dégradations chimiques et biologiques (Eau Artois Picardie). Le phénomène d'association aux matières en suspension et d'accumulation dans les sédiments est accentué par la teneur en matière organique du sédiment (Geffard, 2001).

La demi-vie des 16 HAP est variable selon les conditions aéro/anaérobie et selon le milieu :

- de 2 à 320 jours en milieu aérobie, de 16 à 4 621 jours dans les eaux en milieu anaérobie ;

- de 0,21 à 12 490 jours dans les sols en milieu aérobie, de 2,6 à 4 000 jours dans les sols en milieu anaérobie (Ineris 2009).

Les HAP-FPM (deux cycles aromatiques) ont une demi-vie de un an dans les sédiments, ceux à trois ou quatre cycles ont des demi-vies d'environ deux ans, et ceux a cinq cycles et plus ont des demi-vies de plusieurs années dans les sédiments (Wick *et al.* 2011).

La dégradation des HAP se fait majoritairement en conditions oxydantes, mais peut également s'opérer en anaérobiose. En l'absence d'oxygène moléculaire, d'autres accepteurs d'électrons, tels que les nitrates, le fer ferreux et les sulfates sont nécessaires pour oxyder les HAP.

La biodégradation bactérienne anaérobie des HAP commence généralement par l'action d'une enzyme dioxygénase (addition de deux atomes d'oxygène) qui attaque un des noyaux aromatiques pour former un cishydrodiol. Celui-ci est ensuite déshydraté en catéchol, qui est un intermédiaire décisif à partir duquel peut avoir lieu l'ouverture du noyau aromatique. Cette ouverture va conduire à la formation de composés simples (pyruvates, succinates) pouvant entrer dans la voie métabolique centrale des bactéries (cycle de Krebs). Cette biodégradation directe aura lieu pour les HAP-FPM (jusque quatre cycles). Peu de bactéries sont capables d'utiliser des HAP-HPM comme unique source de carbone et d'énergie. Leur biodégradation se fait généralement par co-métabolisme. La dégradation des HAP se fait *via* des réactions enzymatiques non spécifiques, sans apport de carbone ou d'énergie pour la cellule bactérienne. Les produits finaux de dégradation peuvent être dégradés par d'autres souches présentes (dégradation en chaine).

Une autre voie de biodégradation des HAP est la co-oxydation (ou cométabolisation). Cette dégradation partielle par un (ou des) microorganisme(s) utilise un (ou des) substrat(s) pour sa croissance sans que cette dégradation n'apporte à l'organisme directement ni nutriment ni énergie.
Ce type de dégradation est le mécanisme proposé pour la dégradation des HAP les plus lourds (plus de cinq cycles), mais peut conduire à une accumulation de métabolites toxiques dans le milieu.

Les HAP sont également photodégradables, certains étant même particulièrement photo-toxiques sous lumière UV (Ineris, 2009). Cette oxydation se fera par absorption des radiations solaires. Ce mécanisme est encore peu clair, cependant il est intéressant de noter que cette dégradation par photo-oxydation serait plus importante pour des HAP-HPM (Wick *et al.*, 2011).

Les champignons en se développant au sein du sédiment peuvent permettre aux bactéries de mieux accéder aux HAP et/ou d'augmenter l'oxygénation au sein des agrégats (Charrasse, 2013). La concentration des HAP dans la phase aqueuse des lixiviats augmente avec la température (Ran *et al.*, 2007).

### c. Les PCB

Ces composés de synthèse sont obtenus par chloration de divers hydrocarbures insaturés. Ce sont des mélanges de biphényls à différents états de chloration (quatre à huit atomes de chlore par molécule), la figure 32 présente la formule générale.

<figure><img src="image_39.png" /><figcaption>Figure 32 : Formule générale des PCBs</figcaption></figure>

Typiquement cette famille est représentée par sept PCBs indicateurs $PCB_i$ (PCB 28, 52, 101, 118, 138, 158 et 180). Ils s'accumulent facilement dans les sédiments et ont des temps de demi-vie souvent longs. Leur biodégradabilité est quasi nulle, exception faite du lindane. Ils font partie de la liste des Polluants Organiques Persistants (POP) de la Convention de Stockholm et sont soumis au plan national d'action de 2008 (Charrasse, 2013). Ces produits sont ininflammables, inertes vis-à-vis des acides, des bases et il faut une température supérieure à 1000 °C pour les dégrader complètement. Ils sont persistants dans l'environnement (du fait de leur stabilité chimique) et liposolubles. Le milieu marin serait le milieu récepteur principal des PCBs, et la zone la plus contaminée en France est l'estuaire de la baie de Seine (Silitonga, 2010).

Quand la quantité de particules fines augmente et que le taux de carbone organique augmente, la capacité du sédiment à piéger les PCBs augmente aussi. Les contaminants organiques hydrophobes se désorbent facilement du sédiment, bien que ce taux de désorption tende à diminuer avec le temps. Les congénères des PCBs ont tendance à se désorber du sédiment à différents niveaux (Eggleton & Thomas, 2004), en fonction de la taille des sédiments et du degré de chloration. Les PCBs hautement chlorés, ou les contaminants hydrophobes ayant un coefficient de partage élevé, ont tendance à désorber plus lentement (en années).

Des études ont constaté une atténuation naturelle anaérobie des PCBs, une baisse significative de la concentration en PCB sur des carottes sédimentaires (Charrasse, 2013). Egalement, des échantillons de sédiments historiquement contaminés affichent des profils de congénères avec une plus faible substitution en chlore que les composés initiaux, correspondant à une déchloration générale. Les PCBs para- et méta-substitués semblent être plus particulièrement affectés en
montrant une nette décroissance dans les horizons en profondeur (Magar *et al.*, 2005). La position des atomes de chlore détermine les possibilités de biodégradation : les isomères ortho-substitués ainsi que ceux dont l'ensemble des atomes de chlore sont présents sur le même cycle montrent une grande résistance conduisant à une plus grande rémanence (Tiedje *et al.*, 1993). Les PCBs hautement chlorés sont sujets à une déchloration réductive (déchloration anaérobie en particulier, Imamoglu *et al.*, 2004) ce qui tend à augmenter la concentration en PCBs plus faiblement chlorés, qui eux seront dégradés par des bactéries aérobies (Imamoglu *et al.*, 2004 ; Bisson *et al.*, 2005).

Les déchlorations ortho-, méta- et para- suivent des processus différents et sont attribués à des populations différentes de bactéries anaérobies. La déchloration se produit souvent dans des gammes de température comprises entre 12 et 25 °C ; au-delà de 37 °C celle-ci serait inexistante (Bisson *et al.*, 2005). L'association de PCBs à d'autres molécules organiques (huiles, graisses ou solvants) peut inhiber les mécanismes de déchloration par biodégradation (Tiedje *et al.*, 1993).

Les PCBs sont largement retrouvés dans l'atmosphère, en raison de leur pression de vapeur modérée, de leur faible solubilité et de leur réactivité. Ils ont tendance à s'accumuler dans le sol, la végétation, l'eau et les particules atmosphériques, et peuvent donc se revolatiliser dans l'atmosphère (la volatilité des PCBs est corrélée au nombre d'atomes de chlore du congénère : moins le congénère est chloré, plus il aura tendance à se volatiliser ; Air Rhône Alpes, 2013). Ces phénomènes de volatilisation/condensation sont principalement contrôlés par des changements de température. Le procédé préférentiel de libération et transport des contaminants depuis le sédiment jusque l'air se découpe en trois parties :

- Premièrement le contaminant adsorbé sur la phase solide se retrouvera en équilibre avec la concentration du contaminant dans l'eau porale (ou interstitielle), équilibrage des $K_D$ ;

- Deuxièmement, la concentration en contaminant dans l'eau porale sera en équilibre avec celle dans l'air des pores, équilibrage selon les constantes de Henry ;

- Troisièmement, le contaminant sera transporté dans la phase vapeur à travers le sédiment jusque dans l'air (fonction de la diffusivité DE).

Les lois de Henry sont dépendantes et proportionnelles à la température, une augmentation de la température entraine une augmentation des flux. Une augmentation de 3 °C sur des sédiments bruts entraînent une augmentation de la volatilisation de 30, 135 et 101 % sur des PCBs di-, tri- et tétra-chlorés (Miskewitz *et al.* 2008).

### 3. Les contaminants émergents

Le terme générique de « polluant émergent » regroupe les contaminants chimiques ou biologiques, sans statut réglementaire clairement défini. Il s'agit bien souvent de molécules qui ne sont pas nécessairement d'un usage nouveau, mais plutôt nouvellement identifiées, pour lesquelles les données concernant leur présence, leur devenir dans l'environnement et leurs impacts potentiels sur la santé ou l'environnement sont parcellaires. Le nombre de molécules concernées évolue en permanence, tant au niveau des produits parents que de leur produit de dégradation, naturel ou issus de traitement (BRGM, 2015).

La France est le premier consommateur européen de médicaments vétérinaires (300 molécules) et le 4ème consommateur mondial de médicaments humains (3000 molécules). Les concentrations en
médicaments ne sont connues qu'avec une précision limitée car les sources d'imprécision sont nombreuses :

- L'étape de prélèvement et de transport peut apporter une forte part d'incertitude (difficilement appréciable), fonction de la méthode utilisée ;

- Les prélèvements ponctuels sur un faible volume d'eau ne permettent pas une représentativité objective du milieu ;

- L'analyse de médicaments requiert l'emploi de techniques analytiques pointues permettant d'atteindre des seuils de détection très bas (présence en très faibles concentrations dans l'eau) ;

- En l'absence de méthode normalisée, la méthode d'analyse est laissée à l'appréciation et au savoir-faire du laboratoire (Eau Artois Picardie, 2010).

La contamination des eaux continentales, estuariennes et côtières par ces composés fait l'objet de questions quant à l'évaluation et la gestion des risques environnementaux qui y sont associés. Parmi les classes médicamenteuses concernées, on retrouve le plus régulièrement les anti-inflammatoires, les hormones stéroïdes, les antibiotiques et les hypolipémiants. La présence d'hormones stéroïdes agissant comme perturbateurs endocriniens est la plus préoccupante.

Les données mesurées dans le compartiment aquatique sont quasi inexistantes. Une étude a montré que le sédiment du lit des rivières joue le rôle de réservoir environnemental pour certaines substances en raison de la faible polarité des composés (log Kow compris entre 2,5 et 5). L'adsorption apparaît être un processus cumulatif dans cette couche sédimentaire. On trouve également quelques données sur des substances antiparasitaires, notamment l'ivermectine (utilisé pour traiter des parasitoses comme la gale, elle appartient au groupe des lactones macrocycliques ; sa formule chimique brute est C₉₅H₁₄₆O₂₈), dans le sédiment des bassins d'aquaculture, phénomène lié à la lipophilie élevée de ce produit, spécialement en conditions anaérobies (Collette-Bregand et al., 2009).

Les sédiments peuvent aussi contenir des concentrations élevées d'antibiotiques provenant des fermes piscicoles. Le compartiment sédimentaire des rivières est loin d'être inerte et comporte des micro-organismes capables de les métaboliser et de fortes concentrations y sont observées. C'est le cas des tétracyclines ou de l'ivermectine. Les résidus d'antibiotiques qui restent dans les sédiments peuvent alors altérer la composition de la microflore et y sélectionner des bactéries antibio-résistantes (Jançon et al., 2008).

Les données de l'étude de Botta & Dulio pour l'Ineris et l'Onema sortie en 2014 servent à établir les Substances Pertinentes A Surveiller (SPAS) spécifiques à la réglementation française, qui contribueront à construire la liste des Polluants Spécifiques à l'Etat Ecologique (PSEE). Dans la perspective du deuxième cycle de la DCE (2016-2021), un nouvel arrêté a été publié le 07/09/2015 et a modifié celui du 08/07/2010. Il établit la liste des substances prioritaires et fixe les modalités et délais de réduction progressive et d'élimination des déversements, écoulements, rejets directs ou indirects respectivement des substances prioritaires et des substances dangereuses visées à l'article R. 212-9 du code de l'environnement. L'arrêté du 25/01/2010 a été révisé par l'arrêté du 28/06/2016 pour ce qui concerne les méthodes et critères d'évaluation de l'état écologique, de l'état chimique et du potentiel écologique des eaux de surface.
Au cours de l'étude de Botta & Dulio (2014), 150 analyses par substance ont été réalisées pour la matrice « sédiment » des cours d'eau, une vingtaine pour les sédiments des plans d'eau. 85 substances sur les 134 molécules recherchées ont été quantifiées dans la matrice « sédiment » (c'est à dire que le résultat était au moins supérieur aux limites de quantification). Les résultats ont attesté une omniprésence des plastifiants et des produits de soins corporels dans les milieux (molécules retrouvées dans 50 à 99 % des échantillons sur tous les bassins hydrographiques). Du fait du risque de contamination d'échantillon inhérent à ce type de substances, largement répandues et dans un grand nombre de matériaux, une surestimation est possible. Des études complémentaires sont en cours pour détecter et estimer l'importance des éventuels biais d'analyse.

Pour la matrice sédimentaire, plus de 40 substances « omniprésentes » sont retrouvées dans tous les bassins au moins une fois. La quasi-totalité des catégories d'usage est représentée : deux retardateurs de flamme, deux métabolites d'additifs d'essence, trois molécules industrielles (naphtalène et organo-étains), trois résidus de médicaments, dix-huit HAP, sept pesticides, deux plastifiants, un antioxydant, cinq surfactants. Ont été retrouvés dans les sédiments :

- 50 % des phytosanitaires et biocides recherchés (soit 21 molécules) ;

- 52 % de résidus médicamenteux (soit 15 molécules) ;

- 95 % des HAP (soit 20 molécules) retrouvés exclusivement dans les sédiments (molécules hydrophobes) avec une fréquence de quantification comprise entre 50 et 98 %, sur 100 % des bassins (il s'agit de HAP non réglementés et pour lesquels il manque des informations sur leur occurrence dans les sédiments) ;

- six molécules sur onze de la famille des retardateurs de flamme (composés également hydrophobes) ;

- trois molécules sur quatre de la famille des surfactants, retrouvés exclusivement dans les sédiments.

Il a été retrouvé 50 substances sur 85 dans la matrice sédimentaire présentant au moins une fois un dépassement de la « Predictive No Effect Concentration » (PNEC : concentration prévisible sans effet pour l'environnement). Les dépassements les plus fréquents sont dus à cinq HAP, un surfactant (le 4-nonylphénol di-éthoxylate), un pesticide (terbutryne, herbicide interdit d'usage et qui fait partie de la nouvelle liste de substances prioritaires de la DCE Directive 2013/39/UE) et un résidu de médicament (amiodarone, anti-arythmique). Le recours à cette valeur seул indicative a été envisagé dans la perspective de hiérarchisation future pour pondérer l'importance de certaines substances par rapport à d'autres.

Pour les résidus de médicaments, il semblerait ne pas y avoir de différences en terme de typologie de pression, les fréquences de quantification ont été homogènes pour les trois types de pression (industrielles, agricoles, urbaines) ou peu de lien a pu être établi. Seuls les HAP sont majoritairement plus présents dans les stations urbaines par rapport aux stations de type agricole ou industriel. Quatre autres substances appartenant à différentes familles présentent également ce type de profil, il s'agit de trois biocides (la perméthrine, la terbutryne et le triclocarban) et d'un additif d'essence (le plomb diéthyl). Cette étude sur les contaminants émergents a été synthétisée dans la figure 33.
<figure><img src="image_40.png" /><figcaption>Figure 33 : Synthèse de l'étude Botta & Dulio (2014)</figcaption></figure>

## II. Evolution du comportement des contaminants lors de la gestion à terre des sédiments

### 1. Comportement des contaminants dans le sédiment extrait de son milieu

La figure 34 (page suivante) présente un schéma des différents changements pouvant s'opérer dans les sédiments, qu'ils soient encore *in situ* ou qu'ils soient soumis aux changements consécutifs aux opérations de dragage, les flèches présentant des traits plus fins représentent des voies d'évolution moins importantes.
<figure><img src="image_41.png" /><figcaption>Figure 34 : Bilan des changements impactant les sédiments depuis son milieu d'origine jusqu'à sa gestion à terre</figcaption></figure>

Suite à ces différentes conditions pouvant survenir sur le sédiment extrait de son milieu, le comportement des contaminants peut être amené à évoluer. Pour terminer cette partie sur les contaminants, une synthèse de ces changements et toxicités est proposée dans le tableau XXIV.
<table><caption>Tableau XXIV : Synthèse du comportement des contaminants dans le sédiment extrait de son milieu</caption><thead><tr><th>Polluant</th><th>Comportement</th><th>Toxicité</th></tr></thead><tbody><tr><td>ETM</td><td><ul><li>Augmentation des concentrations des métaux en solution avec une baisse du pH suite à l'oxydation du sédiment (oxydation potentialisée par les micro-organismes), baisse de pH d'autant plus importante que la teneur en carbonates est faible</li><li>Rôle du Ca<sup>2+</sup> dans la remobilisation des métaux, une eau riche en Ca<sup>2+</sup> favorise la rétention des ETM</li><li>Lixiviation des métaux fonction du pH, Eh, quantité de matière organique et complexation, et des conditions climatiques pour certains métaux</li><li>Rôle indirect de la température sur l'adsorption, influence l'activité de micro-organismes régulant les conditions d'oxydo-réduction</li><li>L'oxydation de la matière organique est considérée comme le mécanisme le plus important induisant la mobilité des métaux, renforcement des cinétiques d'oxydation par les bactéries sulfato-oxydantes</li><li>Lixiviation plus importante les premières semaines de dépôt (risque écologique à court terme)</li><li>Oxydation chimique seule pour une faible fraction</li></ul></td><td></td></tr><tr><td>As</td><td><ul><li>Forte affinité pour la matière organique</li><li>Le séchage favorise la mobilité</li><li>Certains processus de lixiviation sont encore inconnus</li><li>As(III) a une mobilité faible, As(V) très faible</li></ul></td><td><ul><li>Oligo-élément essentiel</li><li>Inorganique : cancer de la peau, voies urinaires, rein, foie, poumon.</li><li>Toxicité très dépendante des conditions du milieu (température, pH, Eh, matière organique, phosphates)</li></ul></td></tr><tr><td>Cd</td><td><ul><li>Globalement mobile, Cd<sup>2+</sup> correspond à la forme ionique libre disponible pour les organismes</li><li>Le séchage renforce la mobilité</li><li>L'acidification augmente sa lixiviation, lixiviation elle-même plus grande sur des sédiments récents (potentialisée par l'activité des micro-organismes)</li><li>Lixiviation plus importante en aérobie</li><li>Une augmentation de pH augmente l'adsorption</li><li>Peu sensible aux conditions redox</li></ul></td><td><ul><li>Cancérogène cat 1</li><li>Ver de terre très sensible à une contamination au Cd</li><li>Organismes d'eaux salées plus résistants que ceux d'eaux douces</li></ul></td></tr><tr><td>Cr</td><td><ul><li>Solubilité influencée par les conditions redox</li><li>Hautement lixiviable à pH acide</li></ul></td><td><ul><li>Sous une certaine forme, joue un rôle essentiel</li><li>Cr (VI) cancérogène certain pour le CIRC</li></ul></td></tr></tbody></table>
* Cr (VI) apparaît après une mise en dépôt de 2 mois

Tableau XXIV (suite) : Synthèse du comportement des contaminants dans le sédiment extrait de son milieu

Cu

* Disponibilité accrue dans les eaux salées, Cu²⁺ correspond à la forme ionique libre disponible pour les organismes ; moins mobile dans les sédiments récents

* Forte affinité pour la matière organique, y sera complexée en conditions biotiques ce qui le rend moins disponible

* Une augmentation du pH augmente son adsorption

* Une baisse de la température entraine une baisse de sa concentration dans les lixiviats

* Le séchage ne change pas le comportement à la lixiviation

* Elément nécessaire à de nombreuses réactions enzymatiques

* EPA a classé le Cu en catégorie « D » (données insuffisantes pour les humains et animaux)

* Présence plus importante dans les eaux du fait du remplacement du TBT par le Cu₂O

Hg

* Transformation en méthyl mercure sous l'action des micro-organismes

* Formation de complexes stables entre le mercure et la matière organique : moins disponibles pour la méthylation

* Une concentration élevée pourrait inhiber l'activité des BSR et donc réduire la transformation en méthyl mercure

* Les AVS peuvent fixer le méthyl-mercure, le rendant peu disponible pour les organismes

* Inorganique : atteinte des reins et du système nerveux central (SNC)

* Organique (chronique) : effet majeur sur SN et également néfaste sur les systèmes immunitaire et cardiovasculaire

* Méthyl-mercure : catégorie 2B

Ni

* Forte affinité pour les sulfures

* Une baisse de la température entraine une baisse de sa concentration dans les lixiviats

* Hautement lixiviable à pH acide

* Lixiviation influencée par alternance séchage/aération/humectation

* Certains processus de lixiviation sont encore inconnus

* Associé à la fraction résiduelle

* Elément essentiel pour les végétaux supérieurs mais un excès conduit à une toxicité

* Dérivés inorganiques : catégorie 1

* Ni métallique : 2B (cancérogène possible)

Pb

* Peu soluble si le pH > 5

* Pb²⁺ est la forme ionique libre disponible pour les organismes

* Mobile par le transport colloïdal

* Hautement lixiviable à pH acide

* Affinité pour la matière organique

* Très toxique

* Atteinte du SNC, reins, moelle osseuse, et également un effet sur la reproduction
* Le séchage favorise sa mobilité

* Associé à la fraction résiduelle

<table><caption>Tableau XXIV (suite) : Synthèse du comportement des contaminants dans le sédiment extrait de son milieu</caption><tr><td>Zn</td><td><ul><li>Une augmentation du pH augmente l'adsorption</li><li>Une acidification augmente la lixiviation, potentialisée par les micro-organismes, sera hautement lixiviable à pH acide</li><li>Lixiviation plus importante en aérobiose</li><li>Une baisse de la température entraine une baisse de sa concentration dans les lixiviats</li><li>Le séchage ne change pas son comportement à la lixiviation</li></ul></td><td><ul><li>Elément essentiel</li><li>Toxique à haute dose</li></ul></td></tr><tr><td>Composés organiques</td><td><ul><li>Quantités de colloïdes de l'eau interstitielle joue un rôle important dans la mobilité des contaminants organiques</li><li>Dégradation des composés xénobiotiques organiques principalement liée à l'activité des micro-organismes (bactéries, protistes, champignons), fonction des conditions du milieu : pH, température, contraintes en nutriment, oxygène dissous, présence d'autres composés organiques.</li><li>Séquestration par le phénomène de vieillissement (baisse d'extractibilité) est corrélée à la baisse de la biodisponibilité</li><li>Avec le temps : composés organiques associés à une matière organique condensée et moins disponibles → diffusion progressive à l'intérieur de la matrice organique et rétention plus importante</li></ul></td><td></td></tr><tr><td>HAP</td><td><ul><li>Biodégradation directe par des bactéries pour les HAP de FPM (jusque 4 cycles)</li><li>Co-métabolisme (ou co-oxydation) par un (ou des) micro-organisme (s) pour des HAP de HPM, via réactions enzymatiques non spécifiques</li><li>Dégradation majoritairement en aérobiose, mais possible en anaérobiose (en présence de nitrates, fer ferreux et sulfates pour oxyder les HAP)</li><li>Photodégradation par adsorption des radiations solaires, phénomène plus important pour les HAP de HPM (certains sont photo-toxiques)</li><li>Les champignons se développant au sein du sédiment peuvent permettre aux bactéries de mieux accéder aux HAP et/ou d'augmenter l'oxygénation</li><li>La température augmente les vitesses de sorption et la concentration des HAP dans les lixiviats</li></ul></td><td><ul><li>Effets systémiques (hépatique, hématologie, immunologique, développement, etc.)</li><li>Et/ou effets sur la reproduction ainsi que effets génotoxiques et cancérigènes</li></ul></td></tr></table>
<table><caption>Tableau XXIV (fin) : Synthèse du comportement des contaminants dans le sédiment extrait de son milieu</caption><tr><td></td><td><ul><li>Naphtalène rapidement dégradé en présence d'oxygène, persistant en son absence</li><li>Origine de la contamination des HAP importante dans mobilité/disponibilité : HAP d'origine pétroliers plus facilement disponibles à l'inverse des HAP d'origine pyrolytiques</li></ul></td><td></td></tr><tr><td>PCB</td><td><ul><li>Grand nombre de bactéries capables de réaliser une déchloration réductive, la température semblant jouer un rôle dans cette déchloration</li><li>Quantité de PCB dans l'eau interstitielle corrélée à la quantité de colloïdes</li><li>Dégradation possible en anaérobiose et en aérobiose</li><li>Métabolite de fin de dégradation pour tous les PCB : acide benzoïque</li><li>Taux de dégradation diminue avec l'augmentation du degré de chloration</li><li>Dans de nombreux cas les PCB à 2/3 atomes de Cl sont très difficilement dégradés</li><li>PCB ortho-substitués plus rémanents que les para- et méta-substitués</li><li>Dégradation également par des souches de pourriture blanche, inversement proportionnelle au nombre de Cl</li></ul></td><td><ul><li>Exposition aigue : effets cutanés (chlor-acnée), oculaires, troubles hépatiques</li><li>Exposition chronique : troubles neurocomportementaux, perturbation métabolique + effets sur la thyroïde</li><li>Classé 2A (cancérigène probable)</li></ul></td></tr><tr><td>TBT et ses dérivés</td><td><ul><li>Se concentrent dans les 50<sup>ers</sup> centimètres des sédiments</li><li>Désorption du TBT dépendant du pH et de la salinité : désorption plus grande à pH bas ou élevé et salinité intermédiaire (≈ 30 ‰)</li><li>Biodégradabilité lente dans les sédiments</li><li>Manque de données sur l'ampleur de la problématique en milieu continental, et absence de seuil continental approprié</li></ul></td><td><ul><li>Organismes les plus sensibles à une contamination par les TBT : gastéropodes</li><li>Très toxique pour l'environnement, en particulier aquatique. Action sur système immunitaire, nerveux, digestif et endocrinien.</li><li>Perturbateur endocrinien très actif</li><li>Classé comme substance dangereuse prioritaire (peut avoir des effets neurotoxiques, mutagènes, cancérigènes et immunotoxiques)</li><li>Pas de données sur l'écotoxicité du MBT, peu pour le DBT</li></ul></td></tr></table>
## 2. Evolution du comportement des contaminants lors de leur valorisation à terre

Selon la valorisation envisagée du sédiment, des pré-traitements et traitements peuvent s'avérer nécessaires. Pour rappel, les techniques de pré-traitements, même si elles peuvent agir sur les contaminants ne permettent pas l'inertage des matériaux qui est le propre des techniques de traitement (CETMEF, 2008). Néanmoins, elles permettent de modifier les caractéristiques physiques du sédiment (séparation granulométrique, déshydratation, ...) et de conditionner le sédiment en vue (i) de son transport, (ii) d'un éventuel traitement, qui permettra de modifier sa nature et sa dangerosité intrinsèque selon des mécanismes physiques, chimiques ou biologiques (Benoit-Bonnemason et al., 2012) ou (iii) de sa valorisation.

A ce jour, grâce notamment au retour d'expérience acquis par les nombreux projets de recherche sur la problématique des sédiments contaminés, une évaluation de l'efficacité de ces traitements a pu être réalisée. L'objectif de ce paragraphe est de présenter succinctement ce retour d'expérience pour six modes de pré-traitements et traitements couramment employés.

### a. Alternance des régimes hydriques (séchage/humectation)

Lors du séchage, la déshydratation peut altérer la structure tridimensionnelle des sédiments. Les sédiments humides ont une apparence gélatineuse, tandis que les sédiments secs puis réhumidifiés apparaissent cristallins et angulaires. En outre le volume des sédiments humides peut être jusqu'à deux fois celui de sédiments secs puis réhumidifiés (à poids sec équivalent). Selon Charrasse (2013), ceci suggère que tous les sédiments frais perdent la moitié de leur capacité de rétention d'eau quand ils sont séchés et que ce phénomène est irréversible. Pour Ramaroson (2008), la réversibilité de cette capacité d'hydratation et de gonflement dépend des argiles contenues dans le sédiment, de la pression et de la température.

La déshydratation peut également entraîner un comportement différent de celui des sédiments initiaux. Les sédiments séchés deviennent en effet plus hydrophobes après séchage. Ils sont d'ailleurs plus hydrophobes que les sédiments brûlés. Après séchage puis réhumidification, la capacité d'échange cationique peut également diminuer de 50 %. La matière organique d'un sol séché serait par ailleurs plus facilement dégradée que dans les sols non déshydratés. Enfin, la déshydratation favorise la diffusion de l'oxygène, ce qui peut conduire à l'oxydation de certains minéraux (Charrasse, 2013).

### b. Mise en dépôt terrestre

Le stockage à terre sur une durée de dix mois est un traitement qui a été envisagé dans le cadre du projet SEDI.MAR.D 83. Ce traitement permet d'abaisser la moitié de la concentration initiale du TBT après deux mois d'entreposage. Cette dégradation s'accompagne de formation d'espèces d'étain qui sont moins dangereuses (transformation du TBT en DBT, MBT puis en étain inorganique), elle se fait *via* des procédés biotiques et abiotiques.

L'arsenic tertiaire - As (III) est la forme majoritaire dans le sédiment fraichement dragué et s'oxyde en arsenic (V) en fonction de la durée du traitement. L'arsenic (V) est considéré comme la forme mobile, mais sa mobilité pourra être affectée par de nombreux paramètres physico-chimiques. Le chrome s'oxyde également, avec apparition de faibles quantités de chrome (VI), qui a une grande
toxicité. Le chrome (VI) apparaît après deux mois de stockage de sédiments bruts alors qu'il apparaît à partir du 4<sup>ème</sup> mois dans le cas de sédiments dessablés.

Dans le cas de sédiments dessablés, les teneurs en métaux restent sensiblement constantes pendant dix mois de stockage alors qu'une baisse des concentrations est observée pour les sédiments bruts avec obtention d'un plateau après quatre mois de vieillissement. Cette baisse des concentrations est importante les deux premiers mois et diminue ensuite de façon progressive. Elles se stabiliseront entre le 4<sup>ème</sup> et 10<sup>ème</sup> mois. Les concentrations en manganèse par contre diminuent peu les deux premiers mois puis restent stables. Les concentrations plus importantes en métaux dans les sédiments dessablés par rapport aux sédiments bruts peuvent être expliqués par la faible affinité des métaux pour le sable. Seul l'arsenic présente des niveaux de concentrations très proches dans les deux types de sédiments, ce qui laisse penser que cet élément a une affinité similaire avec tous les types de particules.

Une période de stockage de deux à quatre mois semble nécessaire pour oxyder les sédiments fraichement dragués, la période devant être optimisée pour minimiser la formation du chrome (VI) tout en réduisant la charge de la contamination en TBT. Ce comportement est toutefois moins significatif pour les sédiments dessablés, car le traitement de dessablage en lui-même entraine une oxydation rapide du sédiment et la concentration des métaux restera stable après le dépôt à terre (Seby *et al.* 2009).

### c. Stabilisation

Les procédés de stabilisation vont assécher le sédiment et ainsi réduire la quantité de PCB volatilisés. Le matériel dragué puis stabilisé sera moins affecté par les fluctuations de température parce qu'éliminer l'eau élimine la voie préférentielle de libération des PCB à l'atmosphère. Ainsi, il apparaît que le sédiment stabilisé retient plus les PCB. Cependant, des mesures prises pendant et après la phase de stabilisation suggèrent que les pertes pourraient être significatives pendant le traitement (Miskewitz *et al.* 2008).

Bien que les flux mesurés dans l'étude de Miskewitz *et al.* de 2008 soient plus faibles que les limites d'exposition établies, et qu'ils ne représentent donc pas de danger direct pour la santé humaine, le sédiment pourrait représenter une source significative de PCB dans l'atmosphère.

### d. Traitement à l'acide phosphorique

Les traitements industriels des sédiments dragués ont été développés pour fournir un procédé à moindre coût et bien adapté pour éviter la formation de déchets résiduels. Le traitement à l'acide phosphorique est une méthode d'immobilisation efficace pour les sédiments contaminés aux métaux lourds. L'utilisation de l'acide phosphorique pourrait rivaliser avec le phosphate comme fertilisant, mais son impact est plus faible parce qu'1 % acide phosphorique est suffisant pour traiter les sédiments dragués.

Les acides causent la décomposition des carbonates et des sulfures présents dans les sédiments dragués. Cependant, l'acidité est rapidement compensée par la libération de dioxyde de carbone et la formation de sels ortho-phosphatés de calcium et d'autres métaux. Un traitement thermique des sédiments traités chimiquement renforce la stabilité des minéraux nouvellement formés. La
lixiviation des métaux lourds est ainsi minimisée. Pour une réutilisation avantageuse, les sédiments traités devraient être comparés à d'autres matériaux naturels (Kribi et al., 2012).

### e. Traitement par additifs minéraux

Dans le cadre d'une étude réalisée et décrite par Mamindy-Pajany et al. (2013), l'évolution d'échantillons de sédiments et de leurs caractéristiques physico-chimiques (notamment de leur contamination) a été suivie lors de traitements par additifs minéraux. Les principaux éléments retenus sont décrits dans la suite de ce paragraphe.

#### (i) Traitement à la zéolithe

Les traitements par additifs minéraux altèrent la mobilité des ETM. L'expérimentation menée par Mamindy-Pajany et al. (2013) a montré que le traitement à la zéolithe grossière réduit l'accumulation des ETM dans les lixiviats comparés à un sédiment non traité (Cd : 20 %, Cu : 19 %, Zn : 7 %, Ni : 5 %). Dans ce contexte, le traitement à la zéolithe fine a renforcé la libération des ETM dans les lixiviats, mais n'a pas été pas efficace dans la stabilisation des ETM dans les sédiments marins. La réactivité de la zéolithe grossière pourrait être attribuée à sa surface spécifique tandis que l'augmentation des ETM dans les lixiviats après traitement à la zéolithe fine pourrait être expliquée par leur transport dans la phase solide associée aux particules fines de zéolithe (diamètre inférieur à 0,45 µm) pendant des phases successives de lixiviation (densité inférieure à celle de l'eau) (Mamindy-Pajany et al. 2013).

#### (ii) Traitement à l'hématite

Mamindy-Pajany et al. (2013) ont comparé des concentrations différentes d'hématite dans des opérations de traitement. Ils ont mis en évidence que les taux de stabilisation étaient inférieurs avec un taux de 15 % (comparé à un traitement à 5 %), avec une exception pour les éléments les plus mobiles : le molybdène et le zinc. Selon les auteurs, la stabilisation des ETM dans les sédiments traités avec de l'hématite est due à des réactions de complexation sur les sites de surface de l'hématite. Ce traitement est capable de piéger des contaminants anioniques et cationiques dans des gammes de pH neutres.

#### (iii) Traitement au Fer zéro

Le traitement au Fer zéro peut être utilisé pour stabiliser des cations et anions métalliques des sédiments marins. Ce traitement a été montré comme réduisant la mobilité des ETM dans les sols pollués, sans toxicité résiduelle pour les plantes et les microorganismes, même sur des longues périodes de temps.

Dans l'étude de Mamindy-Pajany et al. (2013), les traitements à l'hématite et au fer zéro se sont avérés les traitements les plus efficaces pour stabiliser des sédiments marins dragués en améliorant la qualité des eaux de percolation, avec des taux de stabilisation allant de 45 à 51 %.

### f. Phytoremédiation

Pour rappel, la phytoremédiation fait référence à trois techniques :

- Phyto-extraction : absorption des métaux du sol/sédiment par la plante puis translocation des métaux dans les parties récoltables ;

- Phyto-dégradation : utilisation de plantes dégradant les contaminants organiques ;
- Phyto-stabilisation : stabilisation plutôt que suppression par rétention racinaire.

Son objectif est de réduire des concentrations en contaminants de façon naturelle. Par ailleurs, le ressuyage passif des déblais permet d'abattre les teneurs en chlorures, qui posent problème vis-à-vis des seuils pour le stockage. Cette technique est plus efficace sur des sédiments bruts que sur des sédiments dessablés (CETMEF, 2008).

L'étude de Doni et al. (2015) a montré que, dans les sédiments marins, la distribution chimique des métaux n'était pas uniforme dans les différentes phases sédimentaires. Cette distribution chimique a été mesurée pour réaliser une estimation plus réelle de l'efficacité de la phyto-remédiation de sédiments contaminés. Une cartographie complète des flux de métaux a été obtenue pour les sédiments traités. Les résultats ont montré que chaque métal prédomine dans différentes fractions. Le nickel et le plomb ont été montrés comme fortement associés à la fraction résiduelle, tandis que le cuivre est principalement lié à la matière organique. Le cuivre montre une grande affinité pour la matière organique et forme des complexes stables. La présence du nickel et du plomb dans la phase résiduelle pourrait venir d'une faible translocation de ces métaux vers les tissus de la plante. A l'inverse, le cadmium et le zinc sont plus translocables (que ce soit vers les parties aériennes ou racinaires) ce qui confirme leur plus grande disponibilité. De 0 à 20 cm de profondeur, la biodisponibilité est plus importante pour le cadmium, ensuite le zinc, puis le cuivre, le plomb et le nickel.

Smith et al. (2008) ont trouvé une corrélation négative entre la disparition de l'azote et la baisse de la concentration en HAP, ce qui suggère une compétition pour les nutriments entre les plantes et les microorganismes, ce qui a entravé la biodégradation des HAP dans la rhizosphère. Des variables testées dans cette étude, seules l'extraction de l'azote par les plantes et le log Kow sont significativement corrélées aux pertes en HAP. Ce phénomène de compétition pourrait être à l'origine d'une baisse d'efficacité de la phyto-remédiation des HAP. Les plantes devront donc être fertilisées de manière optimale pour maximiser la biodégradation des HAP.

L'étude de Bataillard et al. (2004) a montré également que la végétalisation d'un sédiment contaminé peut affecter profondément la spéciation des polluants métalliques comme le zinc, et certainement également d'autres métaux, les plantes augmentant les cinétiques d'oxydation des sulfures. En effet, les plantes induisent des modifications physiques, chimiques et biologiques dans la rhizosphère. L'intensité de ces changements dépend essentiellement des caractéristiques du sol, de la nature des espèces végétales et des conditions nutritives. Certains processus favorisent la mobilité des métaux alors que d'autres la diminuent (Panfili, 2004).

### III. Conclusion de la partie 2

Quelle que soit la filière de valorisation choisie (remblaiement de carrières, régalage, épandage, etc.), les sédiments peuvent être traités pour réduire l'impact de la contamination ou pour modifier certaines propriétés physiques des sédiments.

Comme vu dans ce paragraphe, plusieurs techniques peuvent être appliquées in situ ou ex situ (Panfili, 2004) avec une efficacité très variable selon la technique considérée. Ces traitements vont, par ailleurs, générer des conséquences sur le sédiment, qui doivent être prises en compte pour la
valorisation. Prenons l'exemple d'une valorisation en modelé paysager, un traitement préalable par phytoremédiation va induire des modifications physiques, chimiques et biologiques au niveau de la rhizosphère. Si une mise en dépôt est envisagée et selon la durée de celle-ci, une végétalisation spontanée du dépôt pourra également avoir des répercussions sur les caractéristiques du sédiment mais également sur la contamination, notamment en surface.

Un autre paramètre à prendre en compte est la divergence de pratiques de certains traitements.
C'est le cas du tamisage dont les pratiques vont différer selon la nature des polluants à analyser :

✓ Pour une contamination organique, l'analyse va généralement être réalisée pour la fraction inférieure à 2 mm et les résultats sont normalisés pour le Carbone Organique Total (COT). Cette pratique, recommandée dans la littérature par Schiavone & Coquery (2011), est effectuée par la plupart des laboratoires en France ;

✓ Pour une contamination par les ETM, il n'existe pas de consensus. Il est possible de travailler sur la fraction inférieure à 63 µm ou celle inférieure à 2 mm. Le travail sur la fraction inférieure à 63 µm n'est pas pratiqué par les laboratoires français travaillant sur les sédiments continentaux. Elle est en revanche utilisée par les pays Anglo-saxons et ceux d'Europe du Nord. Le tamisage sur la fraction inférieure à 63 µm est une pratique délicate à mettre en place et est une source importante de contamination car elle est effectuée par voie humide. De plus, il est nécessaire d'utiliser de l'eau prélevée sur site afin de ne pas modifier la physico-chimie de l'échantillon (Schiavone & Coquery, 2009). Ces différences de méthode sont un paramètre à prendre en compte dans la comparaison des résultats d'études entre différents pays.

Pour appréhender au mieux l'impact de la gestion à terre des sédiments, il est donc indispensable de connaître les caractéristiques du sédiment, la nature et le niveau de contamination de celui-ci mais également les éventuels traitements effectués.
# PARTIE 3. CONSEQUENCE DE LA GESTION A TERRE DES SEDIMENTS SUR LES ECOSYSTEMES

Même si cela n'a pas pu être démontré par la recherche bibliographique, tout porte à croire que les individus aquatiques présents dans les sédiments devraient disparaître dans un temps plutôt court en raison du changement de milieu eau/air et des paramètres physico-chimiques différents qui en découlent. En revanche, plusieurs études se sont intéressées à l'impact du dépôt de sédiments (marins ou fluviaux) sur les sols notamment aux Etats-Unis, où les sédiments ont été utilisés pour recréer des habitats intertidaux ou pour engraisser des plages (Bolam et Whomersley, 2005) notamment pour les marais salants (Shafer et Streever, 2000 ; Streever, 2000 ; Posey et al., 1997 ; Laselle et al., 1991) et les vasières (Ray, 2000). Peu d'études se sont intéressées à l'impact des dépots sur l'écosystème sol.

Au Royaume-Uni, des inquiétudes sur le devenir des matériaux utilisés pour les dépôts et des conséquences écologiques du dépôt de matériaux à grain fin sur des habitats intertidaux ont permis de limiter cette pratique à des essais sur le terrain à petite échelle (Bolam et Whomersley, 2005).

Lorsque les déblais de dragage sont placés dans une vasière intertidale les invertébrés résidents sont étouffés et la récupération / le rétablissement se produit par l'intermédiaire d'une combinaison de colonisation par les adultes / juvénile et par une migration latérale et/ou verticale (Bolam et al., 2003 in Bolam et Whomersley, 2005). Après un an, le nombre d'individus et le nombre d'espèces dans le milieu rechargé sont significativement plus faibles que ceux dans le milieu de référence qui n'a pas reçu de dépôt (Bolam et Whomersley, 2005).

Les expériences acquises à partir d'études de création de marais salants suggèrent que l'échec des communautés créées à converger vers celles des sites de référence peut être expliqué en partie par des différences dans les caractéristiques des sédiments entre les habitats créés et naturels (Levin et al., 1996 in Bolam et Whomersley, 2005). Suite à des apports de sédiments dragués dans une vasière au Royaume-Uni, Bolam et al. (2004) précisent que dans un premier temps, l'augmentation de la teneur en sable induit un effet à court terme (un mois) sur la recolonisation de la macrofaune. L'augmentation de la teneur en matière organique, en revanche, ralentit le processus de rétablissement de la communauté en terme de nombre total d'individus, nombre d'espèces et diversité. Ainsi, les assemblages de communautés des traitements à faibles teneurs en matière organique ont été rétablis après 12 mois alors que celles des traitements à fortes teneurs en matière organique étaient encore significativement différentes à celles du témoin à la fin de l'expérimentation. Une étude similaire portant sur les processus affectant le développement des assemblages méiobenthiques de nématodes dans une vasière intertidale du sud-est du Royaume-Uni en fonction de la mise en place de différents types de sédiments met également en évidence une recolonisation plus rapide (trois mois) pour les sédiments à teneur élevée en sable que ceux enrichis en matière organique (12 mois ; Schratzberger et al., 2004).

## I. Impacts sur les microorganismes

Une flore microbienne importante est souvent présente dans les sédiments. Evaluer l'impact microbiologique du dragage nécessite de connaître la charge bactérienne et virale initiale du
sédiment et les mécanismes qui permettent l'activité et la survie des bactéries dans cet écosystème (Crenn et al., 1999). Les sédiments fins accumulés abritent une flore importante où les bactéries et les virus d'origine entérique cohabitent avec la flore microbienne autochtone.

Ainsi, les sédiments dragués contiennent souvent un grand nombre de bactéries et virus d'origine anthropique tels que *Salmonella*, *Escherichia coli*, *Clostridium sp.* ou encore des streptocoques qui vont cohabiter avec la flore microbienne autochtone. Ces microorganismes proviennent des eaux usées d'origine urbaine et agricole qui sont plus ou moins bien épurées (Crenn *et al.*, 1999).

A notre connaissance, il n'existe pas d'information concernant le devenir de ces microorganismes une fois le sédiment sorti de son milieu d'origine et déposé au sol. Toutefois, dans les premiers temps du dépôt, il est envisageable que le taux d'humidité soit suffisant pour permettre la survie de quelques individus. En effet, les microorganismes sont, pour la plupart, des organismes résistants aux conditions de stress grâce à différents modes d'adaptations comme notamment la formation de spores qui offre une grande résistance à la température et aux conditions peu favorables. La fixation aux sédiments et la réduction de l'activité métabolique offrent une certaine forme de résistance (Crenn et al., 1999).

Ces microorganismes devront toutefois faire face à la flore autochtone propre au milieu de dépôt et une compétition devrait être établie à condition que la flore microbienne du milieu récepteur ne soit pas affectée par le dépôt de sédiments. Ces questions demeurent des pistes de réflexion intéressantes.

## II. Impact sur la faune

### 1. Benthos

Les organismes benthiques présents dans le milieu d'origine sont nombreux et de taille variable. Tout porte à croire que, aussi bien les individus du macrobenthos (vers polychètes, les coquillages bivalves, les échinodermes, etc.), ceux du meibenthos (nématodes, foraminifères, crustacés copépodes ou ostracodes etc.) et ceux du microbenthos (bactéries, les diatomées, les ciliés, les amibes ou encore les flagellés etc.) ne puissent survivre une fois sortis de leur milieu d'origine, aquatique, et déposés au sol, milieu aérien. En revanche, on peut s'interroger sur le devenir de ces organismes lorsque les sédiments sont déposés dans un milieu aquatique, comme une gravière par exemple. A notre connaissance, aucune étude n'a évalué cette hypothèse.

### 2. Organismes du milieu récepteur (sol)

Le dépôt sédimentaire transposé vers le milieu récepteur (sol) pourrait impacter l'écosystème du sol. Il convient donc, dans un premier temps, de définir les caractéristiques biologiques du sol et notamment les organismes qui le composent. Ainsi, la pédofaune désigne la faune du sol, constituée par l'ensemble des divers groupes d'animaux épigés, hypogés et endogés (Ramade, 2008).

Certains organismes passent leur cycle de vie entier dans le sol, comme les vers de terre, les acariens, ou les collemboles. Ils font partie des organismes géobiontes. D'autres, comme des larves d'insectes, n'y passent qu'une partie de leur cycle de vie, ce sont les organismes dits géophiles (Jeffery *et al.*, 2010 ; Bachelier 1978). Ces organismes sont souvent classés en fonction de leur taille.
Ainsi, une distinction peut être faite entre : la microfaune (< 0,2 mm) composée essentiellement de protozoaires et nématodes ; la mésofaune (0,2 – 4 mm) regroupant principalement les collemboles, les acariens et les plus petits insectes ; la macrofaune (4 – 80 mm) avec les vers de terre, les insectes supérieurs, myriapodes, arachnides, mollusques et isopodes (Gobat et al., 2010 ; Bachelier 1978 ; Coineau 1974).

La composition biologique de l'écosystème-récepteur va dépendre du type de milieu dans lequel les sédiments seront déposés (plages, vasières, carrières, ...) et de la pression anthropique exercée sur le milieu (environnement urbain, industriel, agricole, naturel ...). Si le dépôt sédimentaire a pour vocation de venir engraisser les plages ou les vasières, les communautés de l'écosystème impacté seront plutôt aquatiques. En revanche, si les sédiments sont déposés dans le but de constituer un modelé paysager par exemple, les communautés seront plutôt terrestres et la composition en espèces de ces communautés variera en fonction des conditions de vie du milieu récepteur, et notamment de la pression anthropique exercée.

A notre connaissance, peu d'études se sont intéressées au devenir de ces sédiments une fois posés au sol, en termes de colonisation par les organismes du milieu récepteur. Toutefois, une étude menée au pays-bas à Westwouderpolder s'est intéressée au processus de colonisation par les vers de sédiments contaminés (HAP) déposés au sol (polder) sur un petit polder isolé à environ 20 km au nord d'Amsterdam (Eijsackers et al., 2001). Trois expérimentations ont été menées en utilisant trois sédiments d'âges différents : des sédiments frais, des âges de six ans et des âges de 20 ans.

- **Observations in situ**

Des inventaires des vers présents sous les dépôts ont été réalisés de juin à décembre. Dès la première semaine de dépôt, des vers *Lumbricus rubellus* au stade adulte ont été observés dans les plus basses couches du dépôt. A la fin du dispositif, des juvéniles ont été inventoriés également.

- **Expérimentation réalisée en mésocosme**

La taille et le nombre de galeries creusées par des vers d'élevage (*L. rubellus*) dans les différents sédiments ont été suivis pendant quatre jours à l'aide de mésocosmes mis en place en conditions contrôlées. Il y a eu moins de galeries dans les sédiments frais.

- **Expérimentation de type « Bio-essai »**

Des bio-essais avec des vers issus du terrain (*E. fetida*) (7, 42, 77 et 112 jours) ont révelé une bonne survie des organismes dans les différentes modalités testées.

En conclusion, cette étude révèle une colonisation des sédiments possible par les vers, même si la teneur en humidité élevée des sédiments frais leur est moins favorable

### III. Impacts sur la flore

Tout comme la faune, il est envisagé (sans que cela ait pu être confirmé par la littérature) que la flore aquatique du milieu sédimentaire meurent une fois déposée au sol, les conditions de milieu étant trop différentes (teneur en eau, en oxygène, en sels etc).

Toutefois, quelques études se sont intéressées au processus de colonisation des dépôts de sédiments par la flore terrestre. Ainsi, la démarche d'investigation citée précédemment s'intéressant
à la colonisation par les vers, a également montré une colonisation par différentes plantes, notamment des graminées et des astéracées comme l'Achillée millefeuille (*Achillea millefolium* L.) et la Porcelle enracinée (*Hypochaeris radicata* L.). Ces individus se sont principalement développés dans les fissures créées par l'assèchement du dépôt mais ne persistaient pas dans le temps. Dans les couches les plus denses, des mousses (espèces non précisées dans l'article) se sont développées (Eijsackers *et al.*, 2001).

Une étude menée dans le cadre du projet SEDIGEST laisse supposer que sur des sédiments marins suffisamment anciens, une colonisation par les plantes peut être envisagée (Bedell *et al.*, 2013). Ces conclusions sont le résultat de tests de germination (Phytotoxhit, 2004) réalisés sur trois espèces (Lolium perenne, Sinapis alba et Lepidium sativum) menés sur des sédiments portuaires contaminés (PCB, HAP, métaux, TBT, DBT, MBT) et « vieillis » expérimentalement suite à une succession de lixiviations en laboratoire.

Piesschaert *et al.* (2005) se sont intéressés au suivi de la végétation spontanée se développant sur des dépôts sédimentaires saumâtres du port d’Anvers en Belgique et selon différents modes de gestion. Ils constatent que les espèces pionnières sont dominées par des espèces tolérantes au sel (halophytes) et sont principalement des espèces annuelles nitrophiles comme *Atriplicatum littoralis*, *Matricaria maritima* ou *Atriplex prostrata*. Le développement d’une végétation spontanée après le stade pionnier dépend de la teneur en sel et en eau du sédiment et du mode de gestion employé comme l’illustre la figure 36. Si les taux de sel et d’eau sont élevés, la communauté végétale s’y développant sera plutôt reliée au *Puccinellio-Spergularion salinea* mais elle ne perdure pas longtemps en raison de l’intrusion d’espèces herbacées stolonifères. La suite de l’évolution est difficile à prédire mais suite à des observations réalisées sur un ancien site de dépôts sédimentaires, les auteurs envisagent pour les milieux plus secs, une végétation dominée par *Calamagrostis epigejos* et pour les zones plus humides, une dominance de *Phragmites australis*. Les successions écologiques se réalisant sur les dépôts sédimentaires sont similaires à celles décrites pour les sols hyper-eutrophiés comme les terres agricoles abandonnées et correspondent généralement à une végétation spontanée banale. Toutefois, les auteurs recommandent de ne pratiquer aucune gestion pour les milieux où les teneurs en sel et en eau permettent le développement d’une végétation halophytique afin de préserver ce milieu fragile.
<figure><img src="image_42.png" /><figcaption>Figure 35 : Schéma des principales voies des successions végétales se développant sur des digues composées de sédiments saumâtres de dragage (d'après Piesschaert et al., 2005)</figcaption></figure>

Les types de végétation de fin de succession sont hypothétiques. *Chemins indiqués par des lignes en pointillés*
*impliquent une intervention de gestion qui soit ou non récurrents.*
Lors de la gestion à terre des sédiments, les caractéristiques évoluent sous l'influence notamment de la mise en contact avec l'air qui entraîne une oxydation du milieu, des différences de température qui influencent l'activité microbienne du milieu et d'une diminution de la teneur en eau qui entraîne une déshydratation du milieu. Ces réactions en chaîne vont également avoir une influence sur la contamination. Dans le contexte réglementaire actuel, ce sont essentiellement les ETM, PCB, HAP et le TBT qui constituent le pool de contaminants suivis dans le cadre d'un projet de dragage. Néanmoins, comme le démontre la littérature, d'autres contaminants comme par exemple les substances émergentes ou les SPAS, sont susceptibles d'être présentes dans le compartiment sédimentaire et donc de causer des dommages à l'environnement. Néanmoins, en l'absence de réglementation ou de méthodologie appropriée, ces substances ne sont pas prises en compte à ce jour. Par ailleurs, comme l'a démontré une étude brésilienne menée en 2014, même si ces contaminants sont présents à des concentrations inférieures aux limites établies par la législation, cela n'exclut pas la mise en évidence d'effets biologiques. Ce résultat rejoint le principe de l'évaluation de risque selon lequel toute substance constitue potentiellement un risque pour l'écosystème.

Une fois extrait de leur milieu d'origine, les propriétés de la matrice sédimentaire vont évoluer et la mise en dépôt en milieu terrestre va entraîner des conséquences sur l'écosystème/le milieu récepteur. En prenant l'exemple des sédiments marins, ces derniers, une fois extraits, vont présenter une texture différente, une mauvaise aération et un faible drainage. Ces changements peuvent induire un phénomène de « croute », ce qui rend les sédiments ni assimilables à un sol, ni acceptables par les sols. Des tests de phytotoxicité réalisés en laboratoire ont par ailleurs démontré que la teneur en sels dans les sédiments marins dragués était un inhibiteur de croissance des graines et que les sédiments devaient subir un prétraitement pour modifier notamment leur texture afin de les rendre plus favorable au développement d'espères terrestres (Macia *et al.*, 2014). En termes de gestion, ces propriétés peu favorables au développement des organismes non-halophiles peuvent être modifiées par des techniques relativement simples comme par exemple celle du lessivage à l'eau douce couplée à des mesures de CEC (capacité d'échange cationique).

Sur le plan biologique, de nombreux organismes peuplent les sédiments dans leur milieu d'origine, qu'ils appartiennent aux microorganismes, à la faune ou encore à la flore benthique. Les conditions de vie sont si particulières (salinité, teneur en oxygène, en nutriments, texture) que les organismes ont développé des mécanismes d'adaptation, c'est pourquoi les modes de vie (fixés, cavernicoles, fouisseurs...) et les régimes alimentaires du benthos (suspensivore, filtreur, saprophage, prédateur...) sont aussi variés. Le dragage a des impacts directs (morts des individus) et indirects (e.g. : du fait de la turbidité : ralentissement de la croissance des juvéniles, baisse des activités photosynthétiques etc.) sur les communautés benthiques. Toutefois, plusieurs études laissent à penser qu'un retour à une situation « normale » est envisageable à condition de laisser un temps suffisant, qui peut varier selon la quantité et la profondeur de sédiments prélevés, la technique utilisée, ainsi que l'état initial du milieu en terme de biodiversité. Une fois déposés au sol, nous avons émis l'hypothèse que la plupart des organismes benthiques du sédiment, n'étaient plus viables en raison d'un changement du milieu (eau/air). A notre connaissance, peu d'études (avec en plus une disparité faune / flore) se sont intéressées à l'évolution et aux successions écologiques existantes sur le dépôt au cours du temps. Celles-ci mettent en lumière un potentiel de colonisation
par les organismes présents aux alentours du milieu récepteur, avec souvent un besoin de traiter les sédiments en amont du dépôt. En effet, comme évoqués précédemment, les sédiments extraits, à l'état brut, ne peuvent être considérés comme un sol<fnref n="16" />. Ainsi, les traitements visent surtout à modifier les propriétés physico-chimiques du sédiment pour les rendre plus compatible au milieu récepteur (e.g. texture, degré de salinité, de contamination, etc). Toutefois, la plupart de ces études ont réalisé des tests en laboratoire (principalement des tests de germination), ce qui est peu représentatif de la réalité de terrain. En effet, le succès de colonisation (ou non) dépendra aussi du potentiel écologique présent dans le voisinage du milieu récepteur et des capacités de dispersion des organismes présents.

D'un point de vue général, les successions écologiques (faunistiques et floristiques) qui pourront être observées sur les dépôts sédimentaires dépendent avant tout de la zone dans laquelle est déposé le sédiment et la qualité de celui-ci. Des pré-traitements sur les sédiments (en termes de salinité, contaminant, CEC, ...) pourraient permettre de favoriser le processus de colonisation. Le succès de cette colonisation dépendra également du potentiel de déplacement des espèces aux alentours du dépôt.

<footnote n="16">16 La question concernant l'assimilation d'un sédiment extrait et déposé à un sol fait l'objet d'un paragraphe de la discussion générale car il n'existe pas, à notre connaissance, de consensus au sein de la communauté scientifique sur la réponse à cette question.</footnote>
# CHAPITRE III : ÉVALUATION DES RISQUES POUR LES ÉCOSYSTÈMES - ÉRÉ
## APPLICATION À LA PROBLÉMATIQUE DES SÉDIMENTS CONTAMINÉS DÉPOSÉS
### EN MILIEU TERRESTRE

Dans une première partie, un rappel de la définition de l'évaluation des risques pour les écosystèmes (éRé), ses critères d'application et ses différentes architectures méthodologiques ainsi qu'une évaluation de la place des outils biologiques dans le processus d'évaluation sont proposés. Cette première partie est essentiellement basée sur les connaissances apportées par les études « Recherche et validation des critères d'application des méthodologies d'évaluation des risques pour les écosystèmes par leur comparaison et leur application in situ » (Deram et Hayet, 2011) et « Evaluation et acceptabilité des risques environnementaux. Volet 1 : méthodes d'évaluation, analyse comparative » (Deram et Hayet, 2006) ainsi que les travaux de thèse d'Audrey Hayet sur « L'apport des indicateurs écologiques à la caractérisation des sites contaminés. Application à l'éRé ».

Dans une seconde partie, sur la base d'une analyse de la littérature scientifique, les démarches d'évaluation et de gestion des sédiments développées à l'échelle internationale sont présentées et analysées. A partir des éléments recueillis, une discussion sur la faisabilité de l'éRé à la problématique des sédiments contaminés et déposés en milieux terrestres est proposée.

Enfin, dans le but de confronter nos observations à des situations de terrain, trois scénarios fictifs de gestion à terre de sédiments extraits sont décrits et font l'objet d'une procédure d'évaluation des riques pour les écosystèmes.

# PARTIE 1 : L'ERÉ – PRINCIPES ET CONCEPTS METHODOLOGIQUES

## I. Définition de l'éRé

Selon la littérature, l'éRé peut être définie comme une démarche scientifique (Munns, 2006) qui organise, analyse les données écotoxicologiques et écologiques (Power et al., 1997), les hypothèses et les incertitudes et dont l'objectif est d'évaluer la probabilité d'apparitions d'effets écologiques néfastes (Hope, 2006). Généralement liés aux activités humaines, ces effets sont causés par un ou plusieurs agents de stress (Noss, 2000 ; Munns, 2006) de nature chimique (toxiques et composés dangereux), physique (destruction d'habitats) ou biologique (introduction d'espèces invasives) (Hope, 2006). Ils peuvent également affecter plusieurs niveaux d'organisation de l'écosystème : spécifique, populationnel, communautaire et/ou écosystémique (Calow, 1997 ; Solomon, 2002).

L'intitulé de la méthodologie varie dans la littérature ou selon les administrations. A titre d'illustrations, nous avons repris la liste de neuf méthodes d'éRé étudiées dans une étude bibliographique nommée « Méthodes d'évaluation des risques environnementaux et risque acceptable : état des lieux, étude comparative » menée en 2005 par l'Université de Lille 2 et financée par RECORD :

- Guidelines on Ecological Risk Assessment (ERA) – USEPA, 1998

- Ecological Risk Assessment - Environnement Agency of United Kingdoms, 2003
* Guideline on Ecological Risk Assessment – NEPC, Australia, 1999

* Caractérisation des sédiments - Agence de l'eau Artois-Picardie, 2001 ;

* Procédure d'évaluation du risque écotoxicologique pour la réhabilitation de terrains contaminés, Centre d'expertise en analyses environnementales du Québec (CEAEQ), 1998 ;

* Evaluation écotoxicologique de sédiments contaminés ou de matériaux de dragage, CETMEF France, 2001 ;

* évaluation de l'écocompatibilité de scénarios de stockage et de valorisation de déchets - ADEME France, 2002 ;

* Evaluation du risque environnemental des produits phytopharmaceutiques - Comité d'études de la toxicité de produits anti-parasitaires à usage agricole et des produits assimilés des matières fertilisantes et des supports de culture, 2004 ;

* Technical guidance document on risk assessment - European chemicals bureau, 2003

Comme le stipulent les conclusions de l'étude précitée, malgré des intitulés variables, les concepts développés dans ces méthodes font référence aux mêmes principes méthodologiques. Par souci de clarté, nous utiliserons, dans le présent rapport, l'intitulé évaluation des risques pour les écosystèmes ou éRé comme terme générique pour désigner la méthodologie définie ci-dessus.

## II. Objectifs de l'éRé

En fonction de la place de l'éRé par rapport à un projet d'activité ou un aménagement, les objectifs de l'éRé sont variables (figure 37).
<figure><img src="image_43.png" /><figcaption>Figure 36 : Les principaux objectifs de l'éRé (adaptée de Deram et Hayet, 2006)</figcaption></figure>

En avant-projet d'activité ou d'aménagement, l'éRé se veut prospective et a pour objectif de prédire les effets du projet sur le milieu naturel impacté. Dans le cadre d'un projet de dragage, l'éRé peut, à l'aide d'outils adaptés, évaluer les effets des substances présentes dans le sédiment sur l'écosystème aquatique. Dans le cas des dépôts de sédiments en milieux terrestres, l'éRé peut concerner le milieu récepteur des sédiments pour prédire les effets du sédiment sur l'écosystème récepteur et sur l'écosystème du sédiment (cas d'étude pertinent pour les modelés paysagers). Dans cette configuration, les outils prédictifs tels que les bio-essais et les outils de modélisation jouent un rôle déterminant. En termes de gestion, l'éRé peut participer à la définition de mesures de gestion pour limiter voire éviter l'apparition des effets néfastes prédits. Sur le plan réglementaire, l'éRé peut être envisagée en complément/en soutien de l'étude d'impact du projet de dragage bien que celle-ci ne soit pas mentionnée dans les textes.

Après une activité/un aménagement, l'éRé peut être :

- prospective et a pour objectif de prédire les effets de la contamination ou de tout autre facteur de perturbation sur l'écosystème étudié, elle peut également participer à l'évaluation de la compatibilité l'usage futur de l'écosystème étudié en fonction du risque estimé. Dans le cas de dépôt de sédiments en milieux terrestres, l'éRé prospective pourra être envisagée si les risques n'ont pas été évalués dans l'EI du projet de dragage ;

- rétrospective pour expliquer la causalité des effets observés suite à une activité ou un aménagement. Dans le cas de dépôt de sédiments en milieux terrestres, l'éRé pourra être envisagée pour évaluer les risques encourus par l'écosystème du dépôt (ex. : butte paysagère conçue à partir de sédiments de dragage pour laquelle l'EI a considéré les impacts du dépôt sur l'écosystème récepteur mais pas pour l'écosystème du dépôt. L'éRé peut être pertinente dans ce cas pour apprécier la pérennité de l'aménagement paysager effectué).