Programme de suivi du PREDD Rhône-Alpes. VOLET «ETUDES SPECIFIQUES» Evaluation des risques sanitaires

(1)

Février 2014

Programme de suivi du PREDD Rhône-Alpes

VOLET « ETUDES SPECIFIQUES »

Evaluation des risques sanitaires

(2)

Observatoire Régional de la Santé Rhône-Alpes 9, quai Jean Moulin 69001 LYON

Tél : 04 72 07 46 20 http:// www.ors-rhone-alpes.org

(3)

Auteurs du rapport :

Lucie Anzivino Chargée d’études en Santé Environnement

Anne Mathey Stagiaire Master 1 Qualité Territoriale Santé Environnement Lyon 3

Relecture :

Benoît Philibert Chargé de mission Santé-Environnement

Direction du Climat, Environnement, Santé et Energie (DCESE) Région Rhône-Alpes

déchets contenant de l’amiante déchets contenant des PCB

terres excavées à caractère dangereux

Pertinence d’une Evaluation des Risques Sanitaires pour trois types

de déchets dangereux en

Rhône-Alpes

(4)

Contexte ... 1

Objectif ... 2

Le principe de l’Evaluation des Risques Sanitaires ... 2

Identification des dangers et aspects toxicologiques ... 4

Expression, interprétation et incertitudes des résultats d’une ERS ... 7

Spécificités des déchets concernés par le PREDD ... 11

Les déchets amiantés ... 11

Les déchets contenant des PCB ... 14

Les terres excavées à caractère dangereux ... 17

Evaluation des expositions : Choix méthodologique et données nécessaires ... 19

Caractérisation des expositions ... 19

Calcul des niveaux d’exposition ... 21

Proposition de méthodologie ... 26

Description de la zone d’étude (basée sur le guide des études de zones de l’INERIS) ... 26

Description des populations de la zone ... 28

Proposition d’une ERS avec une entrée géographique majeure ... 28

Elaboration d’un outil d’évaluation « populationnel » ... 28

Création d’une base de données spécifique : la population sensible ... 32

Mise en relation des aléas et des vulnérabilités : élaboration des scénarii ... 32

Applications ... 39

Exemples d’application cartographique (hors champs des déchets dangereux) ... 39

Répartition de la population exposée aux retombées de PCB par inhalation ... 39

Données des mesures en air ambiant et dans les retombées atmosphériques ... 43

Comparaison avec les mesures lors de l’incendie d’une plateforme de stockage de bois ... 44

DISCUSSION ET PROPOSITIONS ... 47

Analyse et proposition d’amélioration des outils d’évaluation de l’impact sanitaire ... 47

Les avantages des méthodes proposées ... 47

Les limites des méthodes proposées ... 49

Conclusion ... 51

Perspectives ... 52

BIBLIOGRAPHIE ... 56

(5)

(6)

Observatoire Régional de la Santé Rhône-Alpes 1

Evaluation des risques sanitaires dans le cadre du PREDD – Février 2014

Contexte

Les déchets dangereux, de par leurs caractéristiques (explosif, inflammable, irritant, nocif, toxique, cancérogène, corrosif, infectieux, tératogène, mutagène ou écotoxique) représentent, à court ou long terme, une menace pour l'homme et l'environnement. Les producteurs sont nombreux : industries, exploitations agricoles, artisans, commerces, hôpitaux, centres de recherche et petits producteurs (ménages).

Les plans régionaux d’élimination de déchets industriels spéciaux (PREDIS) ou plans régionaux d’élimination des déchets dangereux (PREDD) ont été introduits par la loi du 13 juillet 1992. Le Code de l'environnement en vigueur précise, dans son article L 541-13, les modalités de mise en œuvre de la planification. Les articles L122-4 et suivants du code soumettent les plans d'élimination de déchets à une évaluation environnementale.

En Rhône-Alpes, la mise en place du PREDD a débuté en décembre 2007, date de la création de la commission consultative (COPREDD-RA) pour être approuvé, ainsi que son rapport environnemental, à l’automne 2010par le Conseil Régional le Plan. Le PREDD Rhône-Alpes concerne l’ensemble des déchets dangereux produits sur le territoire régional, qu’ils soient ou non traités en région et les déchets dangereux importés sur le territoire régional pour y subir un traitement, y compris le cas échéant depuis des pays étrangers. Le périmètre ainsi défini est en cohérence avec les plans des régions limitrophes de telle sorte qu’il n’y ait pas de zones non couvertes par un PREDD.

La projection pour 2020 des gisements de déchets dangereux prévoit une production de 747 000 tonnes de déchets soit une augmentation de 20 % par rapport à 2006, liée essentiellement à l’augmentation du nombre de terres excavées et à l’amélioration des taux de captage des déchets dangereux diffus.

La région dispose de filières de traitement variées et structurées et de capacités de traitement suffisantes pour prendre en charge l’augmentation prévisionnelle des gisements en 2020, sauf en matière de stockage. Par ailleurs, la réduction à la source est une priorité essentielle, de même que l’optimisation de la valorisation des déchets, l’amélioration des taux de captage des déchets diffus et le développement du transport alternatif pour le transit des déchets dangereux.

Le rapport environnemental du projet de Plan démontre que l’application des recommandations volontaristes du Plan permet, à l’horizon 2020, de diminuer significativement les impacts environnementaux négatifs. Cependant, le référentiel 2020 conclue à une évolution des risques sanitaires liée d’une part à une augmentation de certaines émissions de polluants dans l’atmosphère et les eaux mais aussi des risques sanitaires potentiels liés à la gestion non-conforme des déchets dangereux diffus non captés.

Les mesures compensatoires identifiées consisteraient principalement à réaliser des études d'impacts sanitaires, des études simplifiées des risques pour les installations de traitement et de valorisation des déchets dangereux et à mettre en place des Suivis Environnementaux Globaux sur des zones d’activités pertinentes.

(7)

Il est donc important de mener une réflexion sur l’évaluation du risque sanitaire et encourager une meilleure appropriation des préconisations par les producteurs de déchets dangereux, et plus particulièrement pour les déchets amiantés, les déchets contenant des polychlorobiphényls ou PCB, et les terres excavées potentiellement polluées.

Objectif

Il s’agit de développer une approche de l’exposition potentielle de la population à trois types de déchets dangereux : déchets d’amiante, déchets contenant des PCB et terres excavées polluées par un ou plusieurs composés toxiques.

Cette méthode doit être à la fois standardisée et opérationnelle ayant pour but de permettre :

• la prise en charge de situations locales identifiées, en particulier les pratiques à risques ;

• l’identification et la classification de situations préoccupantes de manière anticipée.

Globalement, ce travail nécessite d’être conduit en deux temps :

1. tester la faisabilité de la méthode proposée, notamment en ce qui concerne les modalités et les possibilités de recueillir l’ensemble des informations nécessaires ; 2. apprécier l’opérationnalité de la méthode et sa validité. Pour cela, une discussion des

caractéristiques souhaitées pour cette méthode, telles sa simplicité, sa durée de mise en œuvre, son coût, sa sensibilité, sa spécificité devra être menée avec les parties concernées.

Le principe de l’Evaluation des Risques Sanitaires

L’élimination des déchets participe à un processus de modification de l’environnement par le rejet de polluants, au même titre que d’autres activités, et doit donc être évaluée en termes de risques sanitaires. D’une manière générale, la quantification des expositions, qu’elle s’effectue de manière directe (mesure des doses reçues individuellement) ou indirecte (données à l’échelle collective) est difficile à mettre en œuvre, souvent coûteuse, et reste imparfaite pour tirer des conclusions fermes quant aux risques sanitaires associés. Elle intègre également difficilement la question du temps et des effets sur le long terme, d’expositions aux faibles doses. Elle est pourtant indispensable pour améliorer les connaissances qui permettent d’identifier des risques sanitaires potentiels et éclairer les décisions en matière de gestion des déchets, et plus largement en matière de nuisances environnementales.

En présence d’incertitudes, l’attitude qui prévaut est donc une attitude de précaution basée sur l’évaluation des risques sanitaires la plus complète possible.

L’évaluation des risques sanitaires (ERS) est une démarche prédictive définie par le Conseil National de Recherche en 1983 (NCR). Il s’agit d’une démarche qui permet d’étudier les risques sanitaires liés soit à différentes substances émises par une infrastructure (installation de traitement, site pollué…) soit liés à l’émission d’une substance dangereuse en particulier.

La démarche d’évaluation des risques sanitaires (ERS) est conventionnellement structurée en 4 étapes dans lesquelles les connaissances restent imparfaites [NCR, 1983]:

(8)

o l’identification des dangers : il s’agit de « déterminer de quelle manière l’exposition à une substance peut être à l’origine d’effets sanitaires et quels sont les effets sanitaires » grâce aux résultats de la recherche (toxicologie, épidémiologie, pharmacologie…) et des potentiels dangereux en fonction des modalités d’expositions. Les incertitudes à cette étape portent sur les interactions entre les mélanges de polluants, le manque de données sur l’homme et sur l’animal, la puissance inégale des études, ou encore la dégradation des substances.

o l’estimation des relations dose-réponse pour « caractériser la relation entre la dose d’une substance administrée ou reçue et l’incidence d’un effet néfaste dans la population exposée ». Il s’agit de choisir la valeur toxicologique de référence : ou comment déterminer la relation entre la dose reçue et la réponse de l’organisme. Les incertitudes portent ici sur les effets des faibles doses, sur la transposition des données animales vers l’homme et sur l’analogie entre les différents polluants.

o l’évaluation des expositions qui est le « processus de mesure ou d’estimation de l’intensité, de la fréquence et de la durée de l’exposition humaine » à des substances dangereuses. Il faut alors définir quels milieux sont contaminés, quelles populations sont exposées et par quelles voies, sur quelle durée et à quels niveaux. Les incertitudes peuvent porter sur les mesures de la contamination dans les médias de transfert des polluants (qualité, richesse des mesures, pertinence des modélisations), sur la relation entre la dose externe, la dose absorbée, la réponse de l’organisme.

o la caractérisation des risques qui « estime l’incidence des effets sanitaires dans la population en fonction des conditions d’exposition ». C’est définir la probabilité d’apparition d’effets sanitaires en fonction du danger identifié des polluants et des voies d’exposition des populations. Le risque est associé au caractère dangereux des polluants contenus dans les déchets, il est donc immuable. La conclusion de ce processus est elle-même porteuse d’incertitudes.

L’impact sanitaire correspond au nombre potentiel de cas de la pathologie étudiée, lié à une exposition donnée au sein d’une population, survenant ou susceptible de survenir dans cette population, sur une période déterminée.

Figure 1 : les différentes étapes de l’évaluation des risques sanitaires

Dans le cadre d’un suivi du plan d’élimination des déchets dangereux, le danger étant défini comme un effet nocif sur la santé, l’identification des dangers correspond à établir la liste des substances

IDENTIFICATION DES DANGERS

EVALUATION DES EXPOSITIONS

ESTIMATION DES RELATIONS DOSE-REPONSE

CARACTERISATION DES RISQUES

(9)

rejetées et les informations sur leurs effets sanitaires potentiels. Dans le cadre de notre étude, il s’agit de l’amiante, des PCB et pour les terres excavées, une des premières étapes sera de sélectionner les substances d’intérêts traceurs de risque en vue d’établir le caractère dangereux.

Pour estimer la relation dose-réponse, il convient de sélectionner les valeurs toxicologiques de référence (VTR) appropriées (niveau et durée d’exposition, effet à seuil ou sans seuil).

En parallèle à ces étapes, il faut également estimer l’exposition des populations à chaque polluant. Il s’agit de déterminer la quantité de substance dangereuse pouvant entrer en contact avec les diverses populations, pour chaque voie d’exposition. Pour cela, les populations exposées doivent être clairement identifiées et localisées, et éventuellement divisées en sous-groupe de personnes sensibles. La partie la plus délicate concerne l’évaluation des doses. Même si parfois il est possible de les mesurer directement au plus près des personnes, le plus souvent ces doses d’exposition sont calculées à partir des niveaux de pollution modélisés pour chaque milieu (air, sol, eau, chaine alimentaire…) et de scénarios d’exposition, élaborés en prenant en compte les habitudes et usages locaux. Pour la caractérisation des risques, c’est à dire la probabilité de survenue du danger, le calcul ne peut avoir lieu que pour les substances possédant une VTR et pour lesquelles l’exposition a pu être estimée.

Identification des dangers et aspects toxicologiques

Il est important de définir juridiquement ce qu’est un déchet dangereux. D’après l’article R.548-8 et ses annexes du code de l’environnement, «un déchet est classé dangereux si ce déchet présente une ou plusieurs des quatorze propriétés de danger énumérées ci-après : explosif, comburant, inflammable, irritant, nocif, toxique, cancérogène, corrosif, infectieux, toxique pour la reproduction, mutagène, substances qui au contact de l’air dégagent un gaz toxique, substances qui après élimination peuvent donner naissance à d’autres substances possédant une (ou plusieurs) caractéristiques de dangerosité, écotoxique ».

Les deux premières parties de la démarche d’évaluation des risques sont principalement de nature toxicologique. L’objectif est de déterminer pour une substance chimique (ou biologique) et une voie d’exposition données l’effet sanitaire et d’estimer la probabilité de survenue en fonction de la dose.

L’objectif est de déterminer pour une substance chimique et une voie d’exposition données l’effet sanitaire et d’estimer la probabilité de survenue en fonction de la dose. La « Valeur Toxicologique de Référence » (VTR) résume l’information sur cette relation entre l’exposition et la dose. Par comparaison avec la mesure de l’exposition, elle permet de caractériser le risque sanitaire.

• L’identification des dangers : l’agent est-il la cause de l’effet néfaste observé ? Il s’agit de réaliser un bilan de l’état des connaissances scientifiques en ce qui concerne l’agent (ou les agents) suspectés comme source de danger. Une synthèse de ce que l’on sait et de ce que l’on ignore mais aussi de ce qui reste douteux, est établie. La première étape est donc très qualitative et doit être très documentée. La mise en évidence du danger d’un agent est du ressort de l’épidémiologie ou de la toxicologie.

• L’estimation de la relation dose-effet : quelle est la relation entre la dose et la réponse ?

(10)

Dans la plupart des cas, les études de toxicologie animale utilisent de fortes doses. De plus, les études épidémiologiques sont souvent réalisées à la suite d’une exposition accidentelle ou au sein de certains groupes d’individus qui ont une forte exposition. Il est alors nécessaire d’extrapoler les risque obtenus pour de hautes doses afin de déterminer ceux pour les basses doses. Cela est exprimé à travers les « Valeur Toxicologique de Référence » (VTR) qui traduisent le lien entre la dose de la substance toxique et l’occurrence ou la sévérité de l’effet étudié dans la population.

Elles permettent de fixer un seuil d’exposition à partir duquel nous pouvons évaluer la dangerosité ou non de l’agent concerné. Les VTR sont construites à partir des relations dose-réponse observées, et sont spécifiques d'un effet, d'une voie et d'une durée d'exposition.

Les VTR sont principalement établies par des instances internationales ou nationales.

Le choix de la VTR dans une évaluation des risques sanitaires doit se faire d’après certains critères incontournables :

- La transparence d’explication de la VTR

- La notoriété de l’organisme proposant cette VTR - La date d’actualisation de la VTR

- La préférence des données humaines sur les données animales

- La préférence pour la valeur la plus sévère si les critères précédents sont égaux.

Elles diffèrent selon le type d’effet. Leur construction et leur définition diffèrent selon que l’on considère un seuil de toxicité ou l’absence de seuil.

• la VTR avec un seuil correspond à une approche déterministe. Elle considère qu’il existe un niveau d’exposition en dessous duquel aucun effet sanitaire n’existe. La gravité est donc proportionnelle à la dose. Ces effets correspondent généralement aux effets aigus et à certains effets chroniques non cancérigènes, non génotoxiques et non mutagènes. On calcule alors une DJA ou dose journalière acceptable (exprimée en mg/kg/j) ou une CMA concentration maximale admissible (en µg/m³). De fait, cela revient à appliquer à la dose expérimentale reconnue comme la plus faible sans effet observé (dose dite NOEL) ou au niveau le plus faible ayant entraîné un effet (LOEL) une série de facteurs de sécurité aboutissant à un niveau de dose dont on est raisonnablement sûr qu’il ne produira pas d’effets sanitaires.

• la VTR sans seuil correspond à une approche probabiliste. Elle considère que les effets sanitaires apparaissent dès les niveaux d’exposition les plus faibles et quelle que soit la dose reçue par l’organisme. Il s’agit pour l’essentiel d’effets cancérigènes génotoxiques pour lesquels le risque de survenue (mais pas la gravité) est proportionnel à la dose. On calcule un ERI ou excès de risque individuel, soit à partir d’expérimentations chez l’animal, soit d’études épidémiologiques chez l’homme. Il est le résultat des extrapolations des hautes doses aux basses doses à travers des modèles mathématiques, statistiques ou mécanistes.

L’inconvénient majeur est l’absence de critères permettant de choisir un modèle particulier.

En ce qui concerne les déchets dangereux, 19 traceurs de risque en plus de l’amiante et des PCB ont été sélectionnés. Certaines terres excavées peuvent en effet contenir des composés organiques volatils (COV, des métaux lourds et des HAP). L’ensemble des VTR est regroupé dans le Erreur ! ource du renvoi introuvable..

(11)

Tableau 1 : synthèse des VTR de la littérature pour les traceurs de risques retenu

VTR avec seuil VTR sans seuil

X X X

Inhalation ERUi = 2,3.10-¹ (fibres/ml)-¹

Subchronique : MRL = 3.10-5 mg/kg/j Enfants :ERUo = 2(mg/kg/j)-¹ Chronique : RfD = MRL = 2.10-5 mg/kg/j Adultes : ERUo = 0,4

(mg/kg/j)-¹X

Inhalation CTA = 0,5.10-³ mg/m³ X

Ingestion Inhalation

Ingestion RfD = MRL = REL = 3.10-4 mg/kg/j ERUo = 1,5(mg/kg/j)-¹ Inhalation REL = 3.10-5 mg/m³ ERUi = 3,3.10-³ (µg/m³)-¹

Ingestion TDI = REL = 5.10-4 mg/kg/j X

Inhalation VG = 5.10-³µg / m³ ERUi = 4,2.10-³ (µg/m³)-¹ Ingestion RfD = 3.10-³ mg / kg/j ERUo = 0,42 (mg/kg/j)-¹

Aérosol RfC = 8.10-6 mg/m³

Particulaire Subchronique : MRL = 1.10-³ mg/m³

ERUi = 4.10-² (µg/m³)-¹ Chronique :RfC = 1.10-4 mg/m³

Ingestion MRL = 0,2.10-³ mg Hg/kg.j X

Inhalation X X

Ingestion X X

Inhalation RfC = 0,3 µg Hg/m³ X

Ingestion RfD = 0,1µg/kg/j X

Inhalation X X

Inhalation REL = 0,1µg Ni / m³ X

Ingestion RfD = 2.10-² mg/kg/j ERUi = 3,8.10-4 (µg/m³)-¹ Inhalation Valeur guide = 0,5.10-³ mg/m³ INERIS conseille de ne pas

retenir de VTR

Ingestion DHTP = 25µ/kgSoit 3,5.10-³ mg/kg/j INERIS conseille de ne pas retenir de VTR

Benzène X X

Dichloroéthane Inhalation 1,34 µg/m³ pour un risque de cancer de 10^-6

X

COV Xylène X X

Toluène X X

Subchronique :MRL = 0,4 mg/kg/j CR o = 5.10-² mg/kg/j

Fluoranthène Chronique :RfD = 4.10-²mg/kg /j Soit un ERU o = 2.10-4 (mg/kg/j)

Inhalation X ERU i = 1,1.10-³ (mg/m³)-¹

HAP Fluorène X X

Naphtalène X X

Pyrène X X

Chlorobenzène X X

X X

Tétra- chloroéthylène

X X

Tri- chloroéthane

X X

Solvants Halogénés

Tri- chloroéthylène

P o ll u a n ts

Mercure Inorganique Mercure élémentaire

Mercure organique Nickel Plomb

Ingestion Cadmium

Chrome (VI) Inhalation Aluminium

Arsenic

INERIS

Amiante

PCB

Ingestion

Le cancer est un des impacts sanitaires les plus sévères et portant le plus à conséquence pour la santé des populations. Le Centre International de Recherche sur le Cancer (CIRC) élabore une classification en quatre groupes pour tous les agents étudiés. Ils correspondent à des degrés de

(12)

cancérogénicité pour l’être humain. Depuis 1971, les travaux d’expertises du CIRC ont permis la classification de plus de 900 agents différents.

D’après la classification du CIRC, 9 polluants potentiels ont été classés comme cancérogènes certains (groupe 1) ; 4 sont répartis à égalité dans les groupes 2A et 2B, soit comme cancérogènes probables ou potentiels ; 8 sont pour l’instant inclassables quant à leur cancérogénicité et sont donc dans le groupe 3 (Tableau 2).

Tableau 2: Classification des polluants concernés par l’étude selon les critères du CIRC

Groupes Caractéristiques du groupe Polluants susceptibles de se trouver dans les déchets dangereux Amiante

Groupe 1 PCB - PCDD

Agents cancérogènes pour

l’homme 111 agents Dans certaines terres excavées : Aluminium, Arsenic, Benzène, Cadmium, Chrome VI, Nickel, Trichloroéthylène, Amiante, PCB Groupe 2A Indications limitées de cancérogénicité chez

l'homme et suffisantes chez l'animal.

Plomb Agents probablement

cancérogènes pour l’homme 65 agents

Tétrachloroéthylène

Forme 1 : Indications limitées de cancérogénicité chez l'homme et

Dichloroéthane Forme 2 : Indications insuffisantes chez

l'homme et suffisantes chez l'animal.

Naphtalène Agents peut-être cancérogènes

pour l’homme 274 agents

Groupe 3 Indications insuffisantes chez l'homme et insuffisantes ou limitées chez l'animal.

Chlorobenzène Agents inclassables quant à sa

cancérogénicité pour l’homme 503 agents Fluoranthène , Fluorène, Mercure, Pyrène, Trochlooéthane, Toluène, Xylène

Groupe 4 Indications suggérant une absence de cancérogénicité chez l'homme et chez

l'animal de laboratoire.

Agent n’étant probablement pas cancérogène pour l’homme

1 agent (caprolactame : monomère dans la synthèse du nylon)

Aucun Indications suffisantes de cancérogénicité

pour l'homme.

Groupe 2 B

Expression, interprétation et incertitudes des résultats d’une ERS

Les deux principaux résultats exprimés dans une ERS sont le quotient de danger (QD) et l’excès de risque individuel (ERI).

Le QD représente le rapport entre la dose (ou concentration) estimée du polluant auquel la population est exposée et la valeur toxicologique de référence (VTR, valeur en dessous de laquelle aucune pathologie n’est sensée survenir dans la population). Il s’agit donc d’un ratio traduisant une exposition de la population supérieure ou inférieure à la VTR.

(13)

L’ERI est, en revanche, une probabilité de survenue d’une pathologie. Egalement appelé excès de risque unitaire (ERU) il exprime la probabilité de survenue de la pathologie concernée si la population était soumise à 1 unité de polluant tout au long de sa vie, conventionnellement 70 ans.

La valeur repère est de 1 pour les quotients de danger, et de 10^-5 pour les excès de risque individuel.

Le dépassement ou non, raisonnement principalement binaire, conduit à considérer que les risques sont « acceptables » ou non, donc à engager des actions visant à contrôler l’origine du risque et, le cas échéant, à apporter une réponse sanitaire à la population.

Initialement, les ERS avaient pour principale fonction de hiérarchiser les problèmes de santé publique. Aujourd’hui appliquées de plus en plus à un niveau local, les résultats attendus permettent une gestion du risque plus fine, comme par exemple pour la mise en place de mesures de réduction des flux d’émissions polluantes. Leur but est d'orienter les actions de gestion environnementale et sanitaire pour réduire les expositions, et à prendre en charge, si besoin est, la santé de la population résidant dans la zone concernée (par des études de surveillance sanitaire par exemple).

Le Haut Conseil de Santé Publique (HCSP) a émis un certain nombre de propositions afin d’améliorer la lisibilité, la compréhension et l’utilisation des résultats.

1- il recommande d’utiliser les valeurs repères d’interprétation après une lecture critique des incertitudes attachées à l’exercice d’ERS (qualité des données, caractère réaliste des scénarios et conventions de calcul …) ;

2- il propose des intervalles de valeurs plutôt que des seuils absolus, avec 3 domaines pour guider l’interprétation des estimations du risque en vue de sa gestion :

- domaine d'action rapide si ERI >10^-4 ou QD > 10 ;

- domaine de vigilance active si 10^-5< ERI < 10^-4et 1 < QD < 10 ; - domaine de conformité si ERI < 10^-5 et QD < 1

3- il invite les évaluateurs du risque à mieux appréhender les situations de multi-exposition et recommande que tous les effets associés à la nocivité des polluants et nuisances en cause soient pris en considération, et non seulement l’effet critique.

Chaque étape de cette démarche est sujette à des incertitudes spécifiques ⁱ[Hubert, 2003].

L’identification des dangers est une démarche qualitative qui est initiée par un inventaire des différents produits susceptibles de provoquer des troubles sanitaires. La quantification de l’exposition est source d’incertitudes, notamment liées à l’erreur de mesure et à la variabilité temporelle et/ou spatiale des concentrations dans le milieu d’exposition, et d’autant plus si cette

Par exemple, un QD égal à 2 signifie que la population est exposée à une dose d’exposition supérieure d’un facteur deux à la VTR. Il ne s’agit pas d’une probabilité deux fois plus élevée de survenue d’une pathologie.

Un résultat de QD supérieur à 1 interroge sur la possibilité de survenue de la maladie chez certains sujets de la population.

(14)

exposition est estimée par modélisation. Les différents paramètres qui influencent cette quantification sont :

- le modèle d’élaboration des scénarios et des mécanismes pouvant aboutir à l’apparition de concentrations en polluants dans les milieux d’exposition;

- les mécanismes qui influencent le devenir et le transfert des polluants ; - les valeurs des paramètres qui permettent de quantifier ces mécanismes.

En fonction du contexte local il est possible de déterminer un excès de risque collectif pour une zone considérée qui est le produit de l’ERI par l’effectif de la population de la zone considérée.

Parmi l’ensemble des indicateurs, l’impact sanitaire dans la population est celui qui pose le plus d’interrogations. En effet, il traduit en termes plus concrets les résultats exprimés préalablement sous forme de probabilité. Cette estimation répond à différentes attentes selon les publics auxquels elle est destinée et permet :

- une appréciation claire de l’ampleur du phénomène analysé ;

- une communication plus compréhensible auprès des décideurs et du public; une probabilité restant une notion très abstraite;

- des actions de prévention mieux dimensionnées.

Dans une situation locale donnée il est important d’analyser avec une grande attention la pertinence des différents types d’études possibles. L’analyse d’une situation permet d’aboutir à la compréhension des enjeux et des questions soulevées.

En effet, les types d’études sont nombreux : ERS, Évaluation d’Impact Sanitaire (EIS), étude épidémiologique, étude d’imprégnation, etc. Cette réflexion est une étape importante car un mauvais choix d’étude empêchera une réponse adéquate. La formalisation d’un tel raisonnement suppose ensuite un effort pour partager et bien faire comprendre aux acteurs impliqués et, enfin, à la population, le bien fondé du ou des choix opérés. En effet, les différentes questions posées ne demandent pas obligatoirement une réponse par une seule et même méthode. On notera également que l’ERS peut-être une première étape avant de conduire une étude d'une autre nature (étude épidémiologique, biomonitoring, surveillance...).

Les activités liées à l’élimination des déchets dangereux peuvent avoir un impact plus ou moins important sur la santé d'une population qui dépend à la fois de la gravité ou fréquence de l'effet au niveau de pollution couramment observé, et du nombre de personnes exposées à cette pollution.

Cependant une des spécificités des déchets dangereux suivis dans le cadre du PREDD est le caractère

« diffus » sur l’ensemble de la région, rendant l’évaluation de l’exposition complexe en amont. De ce fait, l’application en amont d’une ERS n’est pas adaptée.

(15)

La circulaire BPSPR/2007-128/VD du 15 mai 2007 précise certains points relatifs à la mise en œuvre de l’évaluation des risques sanitaires :(extrait du guide de l’INERIS - Démarche intégrée pour l’évaluation de l’état des milieux et des risques

sanitaires - DRC - 12 - 125929 - 13162B)¹.

« La démarche d’ERS ne doit être menée que sur des émissions maîtrisées »

Avant de commencer l’évaluation des risques sanitaires, il convient de vérifier que les dispositifs respectent la réglementation en vigueur.Suite à une situation temporaire de rejets excessifs et/ou incontrôlés, l’impact sanitaire à court voire long terme de cette situation transitoire pourra être évalué, si nécessaire, grâce à l’interprétation de mesures faites pendant ou après la période de dysfonctionnement. Dans ces situations, les modélisations sont difficilement exploitables car les émissions sont généralement insuffisamment caractérisées. La démarche se rapproche alors de la gestion « post-accident ».

« Il convient, pour évaluer l’impact d’une installation en fonctionnement depuis plusieurs années, de disposer de mesures réelles de contamination des différents milieux pertinents »

Dans le cas d’une installation en fonctionnement, avant l’évaluation quantitative des risques sanitaires, les concentrations dans les milieux (eau, air, sol…) des polluants émis peuvent être comparées à l’état initial des milieux déterminés avant le début de l’exploitation, aux valeurs représentatives de l’environnement local témoin et/ou aux valeurs de gestion réglementaires. En tout état de cause, il n’apparaît pas forcément pertinent, selon les objectifs poursuivis, de dérouler une ERS lorsque les valeurs de gestion réglementaires dans les milieux sont respectées.

 « La démarche d’Interprétation de l’Etat des Milieux (IEM) est pertinente pour apprécier la qualité des milieux d’exposition régulièrement affectés par des pollutions anthropiques de toute nature »

Le guide pour la conduite d’une étude de zone (INERIS, 2011¹décrit l’application de l’IEM dans des études concertées à l’échelle d’un territoire solidaire. Dans le cas de pollution des milieux d’exposition, cette démarche est adaptée pour appréhender la situation, pour hiérarchiser les sources contributrices, éventuellement à l’aide de modélisations complémentaires, et pour identifier les actions les plus pertinentes, prioritairement la réduction des émissions.

« Les éléments pertinents de l’ERS sont trop souvent négligés au profit d’une focalisation sur l’aspect calculatoire » Au-delà du calcul d’indicateurs de risque, cette démarche doit permettre :

de catégoriser les polluants à gérer en priorité ;

d’identifier les enjeux sanitaires et environnementaux à protéger ;

d’identifier les voies de transfert des polluants et les modes de contamination possible des enjeux à protéger.

« L’ERS permet de dimensionner une surveillance environnementale pertinente »

La surveillance environnementale permet d’apprécier au mieux l’impact sanitaire, de le mettre en évidence le plus tôt possible et d’avoir des éléments d’information concrets à communiquer à la population locale en cas d’inquiétude. Elle doit donc être conçue et planifiée à partir des résultats de l’évaluation des risques sanitaires pour répondre à ces objectifs. Dans le cas d’une nouvelle installation, la définition de l’état initial (point zéro) de l’environnement fournit un point de référence nécessaire pour connaître l’impact réel de l’installation par rapport à la situation de base de l’environnement .Cette surveillance est particulièrement nécessaire quand certaines émissions non négligeables ne peuvent pas être encadrées techniquement et réglementairement (émissions diffuses, variables en fonction de la production, etc.). Elle est aussi pertinente dans les cas d’émissions de polluants persistants et accumulables dans l’environnement et dans la chaîne alimentaire, car leur impact se poursuivra même après l’arrêt des émissions.

« L’ERS n’est qu’un outil parmi d’autres permettant la gestion des risques chroniques »

La quantification du risque peut être impossible pour certaines substances (pour cause de difficultés analytiques ou d’absence de valeur toxicologique de référence (VTR) par ex.). Pour les substances sans VTR mais dont la toxicité est reconnue, leur profil toxicologique peut être établi pour identifier leurs effets potentiels et les expositions peuvent être caractérisées, afin d’évaluer les risques qualitativement, ou semi-quantitativement. Surtout, l’absence de données ne doit empêcher de gérer la situation par :

- la maîtrise des émissions ;

- la mise en place de plans de réduction des émissions ; - la mise en place d’une surveillance environnementale.

(16)

Spécificités des déchets concernés par le PREDD Les déchets amiantés

L’utilisation de l’amiante

L’amiante est issue d’une roche présente naturellement dans certaines régions françaises (Corse et les régions volcaniques).

La production et l’utilisation de l’amiante (dont on distingue deux variétés principales, le chrysotile et les amphiboles) ont augmenté dès le début du XX^e siècle, jusqu’à leur interdiction le 1^er janvier 1997.

En France, l’importation d’amiante est estimée à environ 80 kg par habitant entre 1937 à 1995. Avec une consommation d’environ 145 000 tonnes de 1971 à 1975.

C’est dans le secteur de la construction que l’amiante a été le plus largement utilisé. En premier lieu, l’amiante-ciment, mais aussi dans de nombreux autres produits : dalles de revêtement de sol, sous- couches en carton, matériaux isolants, ignifuges ou d’étanchéité, les joints et garnitures de friction, carreaux de feutre, feutres bituminés… Un autre usage important de l’amiante s’est effectué sous forme de flocage, pour accroître la résistance au feu des structures ou améliorer l’isolation phonique et acoustique des bâtiments, ainsi que pour le calorifugeage de diverses sources de chaleur.

Hormis le bâtiment, de nombreux autres secteurs d’activité ont eu recours à l’amiante sous diverses formes, parmi lesquelles : les cartons et papiers, les textiles, les filtres (à air, à usage médical…), etc.

Enfin, l’amiante était également présent dans certains articles à usage domestique comme les tables et housses à repasser, les grille-pain, les panneaux isolants pour le bricolage et les appareils de chauffage mobiles.

Les déchets amiantés générés

Les déchets amiantés sont de deux types : les déchets dits « libres » et ceux « liés ».

• Les déchets d’amiante « libre » sont constitués de trois catégories :

- Les déchets de matériaux amiantés dont les fibres peuvent se disperser facilement dans l’environnement.

- Les déchets de matériels d’équipements ayant servi au nettoyage et à la protection lors d’opération de décontamination (sacs d’aspirateurs, bâches, chiffons, équipements de protection individuelle…).

- Les poussières et résidus de chantiers de désamiantage, ainsi que les déchets issus du nettoyage (résidus de traitement des eaux).

L’ensemble de ces déchets doivent être éliminés par inertage ou enfouissement en centre de stockage de déchets dangereux (ISDD).

• Les déchets d’amiante « lié » à des matériaux de construction inertes qui ont conservé leur intégrité sont éliminés par inertage, enfouissement en ISDD ou installation de stockage de

(17)

déchets non dangereux (ISDnD) en fonction du support (cloisons, plaques, briques réfractaires, panneaux d’isolation, dalles vinyles amiante, produits bitumeux…Le risque de libération des fibres existe lors de leur découpe, démolition, dépose et percement. De même, la dégradation des flocages, calorifugeages et faux plafonds contenant de l’amiante peuvent libérer spontanément des fibres d’amiante dans l’atmosphère.

Les risques sanitaires liés à l’amiante

L’amiante est classé comme cancérogène certain chez l’homme par le CIRC (Groupe 1).

Le risque sanitaire est lié à l’inhalation de fibres d’amiante qui peuvent s’introduire profondément dans les poumons. Elles ont une dimension variable, le diamètre le plus petit étant de 0,2µm (soit 2 000 fois plus fin qu’un cheveu).

Le temps de latence entre l’exposition et la survenue de la maladie se situe en moyenne entre 30 et 40 ans. L’amiante entraîne essentiellement quatre maladies pulmonaires :

• l’apparition de plaques pleurales, lésions bénignes de la plèvre. Les données recueillies sur un échantillon d’artisans retraités ayant été exposés à l’amiante, montrent que plus de 16%

présentent une anomalie radiologique thoracique, essentiellement des pathologies pleurales bénignes.

• l’asbestose, responsable de symptômes peu spécifiques tels que la toux, et une difficulté à respirer de plus en plus importante entraînant progressivement une insuffisance respiratoire sévère. Elle augmente le risque de survenue de cancer broncho-pulmonaire.

• le cancer du poumon. Le nombre estimé de cas de cancers pulmonaires potentiellement liés à des expositions professionnelles se situent entre 1 508 et 2 409 par an. De plus, il existe un effet synergique négatif entre les fibres d’amiante et le tabac. L’exposition à l’amiante multiplie le risque de cancer du poumon par 5 et le tabagisme le multiplie par 10.

• le mésothéliome pleural, tumeur grave de la plèvre. Le seul facteur de risque connu associé au mésothéliome étant l’exposition à l’amiante, cette pathologie est considérée comme un marqueur de l’exposition et elle est retenue pour évaluer l’impact sanitaire de l’exposition à l’amiante. En 2012, l’Institut de veille sanitaire (InVS) en partenariat avec le Centre d’épidémiologie sur les causes médicales de décès (CépiDc) de l’Inserm a publié les résultats de modélisation de l’évolution de la mortalité par mésothéliome pleural en France.

D’après cette étude, la mortalité serait en train de diminuer, mais il faut s’attendre à 18 à 25 milliers de décès par mésothéliome d’ici 2050 en France, auxquels il convient d’ajouter un nombre plus grand encore de décès par cancer broncho-pulmonaire, lié à une exposition passée à l’amiante ⁱⁱ[Goulard H, 2012].

Les principales sources d’exposition aux déchets amiantés

De part la multiplicité de ses usages, l’amiante présente un caractère quasiment ubiquitaire, et les circonstances dans lesquelles les populations peuvent être exposées à des déchets amiantés sont très nombreuses et variées. Même si son usage est interdit en France, il existe encore de nombreux

(18)

produits anciens contenant de l’amiante, encore en place dans des bâtiments ou sur des sites industriels.

Les activités professionnelles sont la source d’exposition la plus importante. En effet, les interventions sur ces produits ou ces sites produisent des déchets amiantés pouvant être une source d’exposition pour les salariés.

Le Code du travail fixe les règles de protection des travailleurs contre les risques liés à l’inhalation de poussières d’amiante. La valeur limite d’exposition professionnelle à l’amiante (VLEP) est de 0,1 fibre/cm³ pour une heure de travail. Lorsque de l’amiante est détectée sur un chantier, la procédure impose aux responsables des travaux de signaler ce risque aux habitants, puis isoler ou/et confiner le lieu de l’intervention pour permettre le déroulement des travaux.

Il existe également une source d’exposition dite para-professionnelle qui concerne des personnes qui sont en contact avec des travailleurs, notamment en milieu domestique, et qui peuvent être exposées aux poussières d’amiante transportées par les vêtements de travail.

Enfin, l’exposition « domestique » concerne d’autres sources de pollution liée à la présence d’objets ménagers contenant de l’amiante (planche à repasser, panneaux isolants, grille-pain, appareils de chauffage mobiles, etc.)et aux activités de bricolage (changement de garnitures de freins, construction d’un abri de jardin en fibrociment, remplacement de joints contenant de l’amiante (fours de cuisine, gazinières, cheminées, etc.).

La problématique des déchets amiantés en Rhône-Alpes

Depuis le 1^er juillet 2012, les déchets de matériaux de construction contenant de l’amiante lié à des matériaux de construction inertes intègres ne sont plus admis en centre de stockage de déchets inertes. De plus, la refonte du Code du travail en mai 2012 implique notamment l’obligation d’une certification pour le milieu extérieur, l’abandon de la distinction friable/non friable, et la diminution des valeurs d’exposition pour les salariés.

La production de déchets amiantés accueillis en Rhône-Alpes atteignait 36 202 tonnes en 2010. Les données du CERA aboutissent à une production de déchets amiantés générés par le BTP comprises entre 40 et 50 000 tonnes. Les déchèteries régionales recevaient un peu moins de 1000 tonnes.

Les gisements du bâtiment sont relativement bien repérés dans la mesure où ils sont encadrés par la réglementation et gérés par des professionnels. Cependant certains secteurs comme le monde agricole, les particuliers, les friches industrielles ou les travaux de maintenance de plomberie et d’électricité qui génèrent de petites quantités ne sont pas systématiquement identifiés.

Il apparait qu’il est souvent difficile de faire le lien entre les lieux de productions des déchets et leurs exutoires.

Dans les déchèteries, de mauvaises pratiques ont été observées : casse de plaques pouvant entrainer la libération massive de fibres, déchirure d’un emballage contenant des fibres, dépose sauvage ou

(19)

masquée, manque d’information des administrés et des agents, installations peu adaptées, temps de stockage excessif…

Sur d’anciens centres de stockage de classe III non identifiés, il peut y avoir une découverte inopinée de déchets amiantés lors de travaux d’excavation.

Enfin, il existe de mauvaises pratiques diverses : manipulations de matériaux non clairement identifiés par des particuliers, dépôts sauvages, démantèlement d’anciens ateliers par des non professionnels…

Les déchets contenant des PCB

L’utilisation des PCB

Les PCB forment une famille de 209 composés aromatiques organochlorés dérivés du biphényle.

Contrairement à l’amiante, les PCB n’existent pas à l’état naturel et sont issus de processus de synthèse industrielle. Il existe 10 types de base de PCB. Selon leur teneur en chlore, ils sont plus ou moins liquides, visqueux ou résineux. Les produits commerciaux à base de PCB autrefois commercialisés étaient des mélanges de 60 à 70 congénères. Les formulations les plus utilisées ont été le Pyralène® en France, et l’Aroclor® en Amérique du nord.

Ils ont été utilisés par l'industrie pour leurs propriétés lubrifiantes et isolantes, ainsi que pour leur stabilité chimique et physique, notamment leur faible inflammabilité et leur liposolubilité, leurs qualités adhésives, plastifiantes et biocides. Leur principale application a été celle de fluide diélectrique dans les transformateurs, les condensateurs (industriels ou ménagers) et les électro- aimants, dans les ballasts des lampes à fluorescence et des systèmes d’éclairage au néon. Ils ont aussi été employés comme fluides hydrauliques, fluides caloporteurs, comme plastifiants de caoutchoucs et de diverses résines, comme solvants d’encres de papiers autocopiants, comme additifs de colles, de cires, d’encres, de fluides de coupe, voire de pesticides, comme plastifiant dans les joints d'étanchéité et les pigments de peintures. Le pic de production a eu lieu au début des années 1970, puis progressivement réduite et finalement interdite en 1987.

On distingue deux types de PCB sur la base de leur mécanisme d'action :

- Les PCB « Dioxin-Like » ou PCB-DL qui sont capables de se lier au même récepteur cellulaire que les dioxines. Ils ne représentent qu’une faible part des PCB totaux (moins de 10 %).

- Les PCB majoritaires dits par contraste « Non Dioxin-Like » ou PCB-NDL car ils agissent via un mécanisme d'action différent de celui des dioxines.

Les PCB commerciaux contenaient majoritairement des congénères fortement chlorés (40 à 80 % de chlore en poids).Les premières réglementations nationales ont porté sur les quelques congénères les plus présents (somme des PCB indicateurs -PCBi) ou congénères majoritaires comme le PCB 153.

(20)

Evaluation des risques sanitaires dans le cadre du PREDD – Février 2014 Les déchets de PCB générés

La liste des déchets dangereux (Art. R541-8 Annexe II du Code de l’environnement) a été examinée attentivement afin d’identifier strictement les déchets contenant des PCB qui relèvent du caractère dangereux. Ces déchets sont les suivants :

L’examen de la règlementation (en particulier de l’article R543-17 du Code de l’environnement) montre que le caractère dangereux des déchets « contenant des PCB » concerne les déchets contenant plus de 50 ppm de PCB (totaux). Ainsi les déchets contenant moins de 50 ppm de PCB totaux ne relèveraient pas de la règlementation sur les déchets dangereux tant qu’ils ne présentent aucune des 15 propriétés de danger de l’article R541-8 Annexe I du Code de l’environnement.

Risques sanitaires liés aux PCB

Les caractéristiques des PCB prédisposent ces substances à une longue persistance dans l’environnement et à un transport sur de grandes distances. En effet, les PCB sont des substances très peu biodégradables qui, après rejet dans l’environnement, s’accumulent dans la chaîne alimentaire. Ils sont aussi connus pour leur tendance à la bioamplification* et à la bioconcentration*

dans des conditions ambiantes spécifiques, qui les rendent susceptibles d’atteindre des concentrations préoccupantes sur le plan toxicologique.

En février 2013, des experts de 12 pays se sont réunis au Centre International de Recherche sur le Cancer (CIRC) afin de réévaluer la cancérogénicité PCB. Sur la base d’indications suffisantes de cancérogénicité chez l’Homme et chez l’animal, le Groupe de Travail a classé les PCB comme cancérogènes pour l’Homme (Groupe 1). De plus, les PCB de type dioxine ont aussi été classés dans le groupe 1 sur la base de fortes indications d’un mécanisme de cancérogénèse via un récepteur, qui est identique à celui de la 2,3,7,8-tetrachlorodibenzo-para-dioxine (TCDD), et d’indications suffisantes de cancérogénicité chez l’animal.

La toxicité aiguë des PCB est faible pour l’homme : une exposition accidentelle de courte durée aux PCB n’a pas de conséquence grave. Une exposition aiguë à forte dose est associée à des irritations de la peau (chloracné) et des troubles oculaires (hypersécrétion). Plus rarement, des infections hépatiques, neurologiques, des bronchites chroniques, des maux de tête, des vertiges, des

(21)

dépressions, des troubles de la mémoire et du sommeil, de la nervosité et de la fatigue, et de l’impuissance.ont été observés Ces troubles sont, pour certains, réversibles.

Absorbés essentiellement par voie orale via l'alimentation, l’intoxication aigue est essentiellement liée à leur accumulation dans l'organisme au cours du temps, en particulier dans les tissus adipeux.

L’exposition chronique entraînechez l’enfant des effets neurocomportementaux (diminution du quotient intellectuel, des capacités mnésiques et d'apprentissage, des fonctions neuromusculaires, des capacités visuelles), effets sur le système immunitaire et troubles de l’audition. Chez l’adulte, elle entrainera des perturbations métaboliques (métabolisme du glucose notamment), et des effets sur le système endocrinien (en particulier sur la thyroïde) et sur la reproduction.

En outre, à partir de quelques centaines de degrés et en présence d’oxygène, la décomposition des PCB peut se traduire par le dégagement de composés secondaires, les furanes (PCDF) et les dioxines (PCDD). Ces composés se retrouvent dans tous les milieux de l’environnement, air, sol, eau, sédiments, mais aussi après transfert, dans les plantes, les animaux et chez les hommes.

Pour les PCB, il n’existe pas de VTR spécifique à la contamination par voie respiratoire, l’exposition orale (ingestion) étant la voie prédominante. L’OMS fixe cependant une concentration en PCBi journalière admissible de 3 ng/m³ et le ministère de l’environnement et de l’énergie de l’Ontario aux Etats Unis fixe pour les PCB DL, un critère de la qualité de l’air à 5 pg ITEQ/m²/j.

Les polluants organiques présents dans le sol sont susceptibles d’être ingérés par des animaux d’élevage et d’en contaminer les produits. Ce peut être le cas des œufs de poules élevées en plein air, ou du lait des ruminants. Le niveau de contamination dépend de la concentration de polluant dans le sol et de la quantité de sol ingéré, mais également de la biodisponibilité des composés ingérés c’est à dire de la capacité du sol à les retenir dans le tube digestif des animaux.

En 2003 l’OMS a défini une valeur toxique de référence pour des effets avec seuil, appelée Dose Journalière Tolérable (DJT). Cette valeur est fixée à 0.02 µg/kg/j.

Les résultats de l’étude sur l’exposition de la population française aux substances chimiques de l'environnement, menée par l’Institut de veille sanitaire, montrent que l'âge est le facteur qui influence le plus fortement les concentrations sériques de PCB-NDL. Ceci se traduit par une exposition progressive au cours du temps via l'alimentation. ⁱⁱⁱ [Fréry N, 2013]

La problématique des déchets contenant des PCB en Rhône-Alpes

Le gisement de déchets contenant des PCB dans la région présente plusieurs particularités et sont de trois types :

• la présence d’appareils contenant des PCB dans de grandes entreprises et/ou de transformateurs isolés sur tout le territoire.

• l’existence de déchets souillés par des PCB (filtres, chiffons, terres, matériaux…).

• l’existence de mauvaises pratiques (stockage, mélanges…) et de vandalisme.

(22)

Le bilan fait état d’un gisement « capté » de 5500 t environ, les équipements contenant des PCB représentent 70%, le reste étant réparti entre des huiles (24%) et des déchets de construction (6%).

Si l’origine des équipements est assez bien répartie entre les huit départements de la région, celle des huiles montre une provenance très marquée (60%) du département de l’Isère.

En matière de sites pollués par des PCB en RA, une étude BRGM de 2008 s’appuyant sur les données disponibles de BASOL montre que sur 58 sites, les actions sont terminées pour 28 sites.

Les terres excavées à caractère dangereux

En application de l’Ordonnance n° 2010-1579 du 17 décembre 2010, les terres excavées, qu’elles soient naturelles ou non, qui sortent du site dont elles sont extraites ont un statut de déchet.

Les terres sont caractérisées comme relevant de la catégorie des déchets dangereux si elles présentent au moins une des propriétés de danger définies à l’annexe I de l’article R.541-8 du Code de l’Environnement. La liste des déchets établie à l’annexe II de ce même article identifie les déchets dangereux à l’aide d’un astérisque (liste réexaminée périodiquement).

La caractérisation des terres ne doit pas se limiter aux seuls éléments chimiques pour lesquels des valeurs seuils de réutilisation ont été définies.

Le respect strict de la règlementation imposerait la vérification des 15 propriétés de danger du déchet mais cela est difficilement applicable dans la réalité. Cette caractérisation doit être adaptée au cas par cas en fonction des éléments qui sont susceptibles d’être présents dans la terre.

L’outil TERRASS (outil interactif de bancarisation des terres excavées), disponible depuis décembre 2012. Il devrait permettre de gérer une bonne partie des terres excavées, même s’il n’a pas été créé pour les terres dangereuses car il pourra être appliqué aux terres traitées.

L’identification des polluants potentiellement présents doit être réalisée lors de l’étude historique et documentaire de la prestation « LEVE » telle que définie dans la norme X-31-620-2 ou du diagnostic mené sur le site producteur. Il est recommandé que les prestations telles que définies dans la norme de service NF-X-31-620 soient réalisées par des organismes certifiés LNE ou équivalent.

Il est important de définir avec précisions la liste exhaustive des polluants à prendre en compte dans les terres excavées. En effet, les terres qui ont subi des dégradations d’origines anthropiques peuvent contenir une grande variété de polluants. Une substance dans le sol, par l’effet de différents mécanismes (eau de ruissellement, volatilisation, absorption par les plantes,...), peut devenir mobile et ainsi atteindre l’homme, un écosystème, une ressource en eau. Il en résulte qu’un polluant dans les sols peut avoir divers impacts, selon les voies de transfert et d’exposition.

La problématique des terres polluées en Rhône-Alpes

Il est important de rappeler qu’une terre devient un déchet uniquement si elle est excavée et traitée hors site et quelle est la définition du caractère dangereux des terres polluées excavées. Il faut garder en mémoire que les producteurs ne sont pas strictement des ICPE, cela dépend du passif du site et

(23)

qu’auparavant, il y avait peu ou pas de contrôle des terres excavées, surtout dans le cas où il ne s’agissait pas de site ICPE.

Les données 2010 compilées indiquent qu’environ ¾ de la production de terres polluées dangereuses proviennent du Rhône. Cela est probablement dû aux grands chantiers récents (Confluence, Carrée de Soie). Mais il ne s’agit que d’une photographie instantanée de la situation, celle-ci pouvant varier notablement d’une année sur l’autre, dépendant de nombreux paramètres (nombre de chantiers, des traitements appliquées in-situ/sur site/ex-situ) et de la variété du gisement (natures de polluants, configuration « géographique » du chantier, type de chantier,…) ;

Se pose donc la question de la possibilité d’anticiper les productions : quelles actions peuvent être mises en place pour assurer un suivi suffisamment fin ?

La consultation actuelle de la base de données BASOL a permis, malgré une misez à jour non finalisée, de distinguer les types de polluants récurrents dans les sols de la région Rhône-Alpes.

Les polluants potentiellement présents dans les terres excavées sont :

- Les métaux lourds : aluminium, arsenic, cadmium, chrome VI, mercure, plomb et nickel.

- Les composés organiques volatils (COV): benzène, dichloroéthane, toluène et xylène.

- Les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP): fluoranthène, fluorène, naphtalène, pyrène.

- Les solvants halogénés : chlorobenzène, tétrachloroéthylène, trichloroéthane et trichloroéthylène.

Le bilan dans le cadre du PREDD fait état des points suivants : - Il est difficile d’obtenir des données chiffrées.

- Il est nécessaire d’avoir des témoignages ponctuels d’évolution des pratiques observées, actualisées d’année en année (donneurs d’alerte).

- Il faut pouvoir dresser les typologies de sites, de production de terres polluées et de modes d’exposition des populations.

Risques sanitaires liés aux terres excavées

La connaissance des dangers pour la santé liés aux contaminants des sols pollués est très imparfaite.

Elle ne concerne que quelques substances prises isolément, n’inclut pas l’étude de l’ensemble des expositions et se heurte à l’augmentation de la variété des produits chimiques mis sur le marché. Il est alors souvent difficile de se prononcer sur les dangers chroniques et les relations dose-réponse des polluants. De plus, il est fréquent de trouver dans les études toxicologiques et épidémiologiques des modèles d’extrapolation basés sur des normes parfois différentes. Quant aux connaissances des dangers liés aux mélanges des agents chimiques, elles sont encore à l’état de recherche.

L’évaluation des risques sanitaires peut porter sur tous les polluants susceptibles d’être présents dans ces terres, en particulier les COV, les métaux lourds et les HAP d’intérêt. Cependant, les 4 étapes de la démarche ne peuvent être déroulées que pour les polluants d’intérêt pour lesquels au moins 30 % des mesures sont supérieures à la limite de détection (LD). Pour les autres, l’exposition étant négligeable, actuellement on conclut en l’absence de risque sanitaire.

(24)

Evaluation des risques sanitaires dans le cadre du PREDD – Février 2014 De fait, il faut alors au préalable :

réaliser un recensement complet des sources de pollution et/ou de nuisances sur le territoire délimité ;

procéder à la catégorisation des substances selon les connaissances toxicologiques en cours, et sélectionner des substances à potentiel dangereux jugées les plus pertinentes selon les objectifs de l'étude ;

rassembler les substances en fonction de chacun des effets qu’elles sont susceptibles d’engendre ;

établir des cartes du potentiel d'exposition des populations sur le territoire d'étude ;

réaliser des campagnes de mesure pour appréhender la qualité des milieux et pour estimer l'exposition des populations, en conjugaison avec les travaux de modélisation afin de délimiter la zone d'étude et d'établir les parts respectives des différentes sources à la pollution mesurée;

caractériser le bruit de fond et identifier un état initial ou un environnement témoin.

Evaluation des expositions : Choix méthodologique et données nécessaires

L’évaluation des expositions peut être menée en deux temps par des méthodes quantitatives ou qualitatives.

Le premier de nature qualitative conduit à réaliser un schéma conceptuel d’exposition des populations exprimant l’ensemble des possibilités de contact avec les milieux contaminés. Il est en partie réalisé au cours de l’analyse de la situation mais peut être complété ensuite au fur et à mesure du déroulement de la démarche.

L’estimation quantitative nécessite soit des campagnes de mesures sur et autour des sites, soit des modélisations des transferts entre les milieux. Elle permet d’estimer la dose ou la concentration d’exposition à laquelle la population est soumise. Si cette approche quantitative ne peut être menée, il existe également des méthodes qualitatives reposant sur le jugement d’experts ou la construction de score d’exposition.

Caractérisation des expositions

La caractérisation des expositions consiste à :

• déterminer les voies d’exposition. Les voies d’exposition à prendre en compte doivent être listées dans le schéma conceptuel ;

• estimer les concentrations des substances dans les milieux d’expositions ;

• caractériser les scénarios d’exposition (budget espace-temps, consommations alimentaires, etc…) ;

• estimer l’intensité de l’exposition. Il s’agit d’une estimation quantitative si les connaissances disponibles le permettent.