Concession de SAINT-SYLVESTRE (87) Quartier minier d'HENRIETTE
MINELIS ARE-HEN-a-1304 Version 4
Déclaration d'Arrêt Définitif des Travaux miniers Mémoire annexe à la lettre adressée au Préfet de la Haute-Vienne
ANNEXE 10 : Interprétation de l’état du site d’HENRIETTE et de son environnement -AECOM -
MINELIS SAS 33 Rue Chanzy – 92600 ASNIERES SUR SEINE Tél : 01 47 90 24 83 – Fax : 01 73 64 69 87 – Email : [email protected]
Concession de SAINT-SYLVESTRE (87) - Quartier minier d'HENRIETTE ARE-HEN-a-1304\4 Déclaration d'Arrêt Définitif des Travaux miniers
TABLE DES ANNEXES
ANNEXE 10 : IEM HENRIETTE
pour
Concession de SAINT-SYLVESTRE (87) - Quartier minier d'HENRIETTE ARE-HEN-a-1304\4 Déclaration d'Arrêt Définitif des Travaux miniers
ANNEXE 10 : IEM HENRIETTE
pour
Interprétation de l'état du site et de son environnement
Site d’Henriette, Haute-Vienne
Préparé pour : AREVA Mines
Projet N° 46315441
23 mai 2017
Rapport final
Référence : BDX-RAP-16-00955B
Rapport – AREVA Mines, Site d’Henriette, Haute-Vienne Interprétation de l'état du site et de son environnement
Interprétation de l'état du site et de son environnement
23 mai 2017
Site d’Henriette, Haute-Vienne
Rapport
______Préparé par Lauria SIRVEN-VILLAROS Ingénieur de Projet
______Vérifié et approuvé par Tudor PRICOP-BASS Directeur de Projet
Projet N° 46315441 - Référence : BDX-RAP-16-00955B - 23 mai 2017 Page 1 Rapport final Rapport – AREVA Mines, Site d’Henriette, Haute-Vienne Interprétation de l'état du site et de son environnement
Fiche de référence
Détails du rapport
Nom du client : AREVA Mines Nom du contact client : Pierre-Christian GUIOLLARD et Caroline BENESTEAU Numéro de projet : 46315441 Statut : Rapport final
AECOM France, bureau de Bordeaux 3 avenue Paul Langevin Préparé par Bât 3 - RDC 33600 Pessac, France Tél : 01 55 69 20 00 Numéro de référence : BDX-RAP-16-00955B Titre du rapport : Interprétation de l'état du site et de son environnement Date du rapport : 23 mai 2017
Statut du rapport
Version du rapport Date Détails B 23 mai 2017 Version finale
DROIT D'AUTEUR
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TABLE DES MATIERES
RESUME NON TECHNIQUE ...... 8
1. INTRODUCTION ...... 10
2. CONTEXTE ENVIRONNEMENTAL DU SITE ...... 11 2.1 Présentation du site ...... 11 2.2 Périmètre de la zone d’étude ...... 12 2.3 Voisinage du site ...... 13 2.4 Contexte hydrologique ...... 15 2.4.1 Définitions ...... 15 2.4.2 Caractéristiques du réseau hydrographique ...... 16 2.4.3 Utilisations des eaux de surface ...... 18 2.4.4 Qualité générale des eaux de surface ...... 19 2.5 Contexte géologique ...... 20 2.6 Contexte hydrogéologique...... 21 2.6.1 Eaux souterraines ...... 21 2.6.2 Utilisations des eaux souterraines ...... 22 2.7 Milieux naturels ...... 23
3. CARACTERISATION ENVIRONNEMENTALE AU DROIT ET A L’EXTERIEUR DU SITE25 3.1 Surveillance de l’environnement ...... 25 3.1.1 Programme de surveillance ...... 25 3.1.2 Points de prélèvement ...... 26 3.2 Approche suivie pour l’interprétation des résultats ...... 29 3.3 Environnement local témoin ...... 30 3.3.1 Milieu atmosphérique ...... 31 3.3.2 Milieu aquatique ...... 32 3.3.3 Milieu terrestre ...... 33 3.4 Evaluation de la contribution du site ...... 36 3.4.1 Milieu atmosphérique ...... 36 3.4.2 Milieu aquatique ...... 37 3.4.3 Milieu terrestre ...... 45 3.5 Synthèse ...... 49
4. SCHEMA CONCEPTUEL ...... 50 4.1 Identification des « sources » d’exposition potentielles ...... 50 4.2 Identification des enjeux ...... 50 4.2.1 Sur site ...... 50 4.2.2 Hors site – Groupes de référence ...... 50 4.3 Identification des voies de transfert et d’exposition ...... 51 4.4 Synthèse du schéma conceptuel ...... 53 4.4.1 Usages actuels sur site et au voisinage du site ...... 53
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4.4.2 Scénario dégradé au droit du site - Perte de mémoire ...... 54
5. EVALUATION DE L’IMPACT SUR LES ECOSYSTEMES ...... 55 5.1 Evaluation de l’impact radiologique ...... 55 5.1.1 Méthodologie ...... 55 5.1.2 Résultats de l’évaluation de l’impact radiologique sur les écosystèmes ...... 57 5.2 Evaluation de l’impact chimique ...... 57 5.2.1 Méthodologie ...... 57 5.2.2 Résultats de l’évaluation de l’impact chimique sur les écosystèmes ...... 59 5.3 Synthèse de l’évaluation de l’impact sur les écosystèmes ...... 60
6. EVALUATION DE L’IMPACT SUR LA SANTE HUMAINE ...... 61 6.1 Modèle conceptuel et scénarios d’exposition considérés ...... 61 6.2 Evaluation de l’impact dosimétrique ...... 63 6.2.1 Activités sources et d’exposition ...... 64 6.2.2 Quantification de l’impact dosimétrique ...... 66 6.2.3 Résultats des calculs de doses ...... 68 6.2.4 Analyse des incertitudes liées à l’évaluation de l’impact dosimétrique ...... 70 6.3 Evaluation quantitative des risques sanitaires ...... 73 6.3.1 Concentrations sources et d’exposition ...... 73 6.3.2 Quantification des risques sanitaires ...... 75 6.3.3 Résultat de la quantification des risques sanitaires ...... 78 6.3.4 Evaluation des incertitudes ...... 79
7. CONCLUSIONS ET RECOMMANDATIONS ...... 82 7.1 Impact sur l’environnement ...... 82 7.1.1 Synthèse et conclusions ...... 82 7.1.2 Recommandations ...... 82 7.2 Impact sur la santé ...... 83 7.2.1 Synthèse et conclusions ...... 83 7.2.2 Recommandations ...... 85
LISTE DES FIGURES
Dans le corps du texte
Figure 1 : Périmètre de la zone d’étude et sources de pollution potentielles 12 Figure 2 : Localisation du site (figure issue de la DADT) 14 Figure 3 : Bassin versant de l’étang de la Crouzille (figure issue de la DADT) 16 Figure 4 : Localisation du ruisseau d’Henriette et du Cloud (figure issue du document de recensement des usages des eaux, AREVA, août 2016 – adapté de Géoportail) 17 Figure 5 : Localisation du ruisseau du Vincou (figure issue du document de recensement des usages des eaux, AREVA, août 2016 – adapté de Géoportail) 18 Figure 6 : Contexte hydrogéologique du bassin versant du ruisseau d’Henriette (figure issue de la DADT) 22 Figure 7 : Localisation des ZNIEFF I et II les plus proches du site (figure issue de la DADT) 24 Figure 8 : Localisation des points de prélèvement d’eaux de surface 27 Figure 9 : Localisation des points de prélèvement de sols de surface 28 Figure 10 : Localisation schématique des points de prélèvement des eaux de rejet du site d’Henriette 38 Figure 11 : Localisation schématique des points de prélèvement des eaux du Vincou 40 Figure 12 : Localisation schématique des points de prélèvement des eaux du Vincou 43 Projet N° 46315441 - Référence : BDX-RAP-16-00955B - 23 mai 2017 Page 4 Rapport final Rapport – AREVA Mines, Site d’Henriette, Haute-Vienne Interprétation de l'état du site et de son environnement
Figure 13 : Cartographie des points de prélèvement (figure issue de la note AREVA concernant les prélèvements et analyses complémentaires sur le site d’Henriette – Annexe D) 45 Figure 14 : Schéma conceptuel - usages actuels sur site et au voisinage du site 53 Figure 15 : Schéma conceptuel - scénario dégradé au droit du site (perte de mémoire) 54 Figure 16 : Modèle conceptuel - usages actuels sur site et au voisinage des sites 62 Figure 17 : Modèle conceptuel - scénario dégradé au droit du site (perte de mémoire) 63 LISTE DES TABLEAUX
Dans le corps du texte
Tableau 1 : Surveillance environnementale au voisinage du site d’Henriette 26 Tableau 2 : Présentation des points de prélèvement d’eaux de surface 27 Tableau 3 : Présentation des points de prélèvement de sols de surface 28 Tableau 4 : Environnement local témoin pour le milieu atmosphérique 31 Tableau 5 : Environnement local témoin pour le milieu aquatique (surveillance environnementale des eaux de surface) 32 Tableau 6 : Environnement local témoin pour le milieu aquatique (campagne ponctuelle de prélèvement des eaux de surface) 33 Tableau 7 : Environnement local témoin pour le milieu terrestre (campagne ponctuelle de prélèvement de sols de surface) 34 Tableau 8 : Environnement local témoin pour le milieu terrestre (surveillance environnementale des végétaux) 34 Tableau 9 : Environnement local témoin pour le milieu terrestre (surveillance environnementale de la viande) 35 Tableau 10 : Environnement local témoin pour le milieu terrestre (surveillance environnementale du lait) 36 Tableau 11 : Synthèse de la surveillance du milieu atmosphérique 36 Tableau 12 : Synthèse de la surveillance des rejets de radioéléments du site vers le Vincou 38 Tableau 13 : Synthèse de la campagne ponctuelle de prélèvement des rejets du site vers le Vincou 39 Tableau 14 : Synthèse de la surveillance des radioéléments dans les eaux de surface du Vincou 41 Tableau 15 : Synthèse de la campagne ponctuelle de prélèvement des eaux de surface du Vincou 42 Tableau 16 : Synthèse de la surveillance des radioéléments dans les eaux de surface du ruisseau d’Henriette 43 Tableau 17 : Synthèse de la campagne ponctuelle de prélèvement des eaux de surface du ruisseau d’Henriette 44 Tableau 18 : Synthèse de la campagne de prélèvement de sols de surface 46 Tableau 19 : Synthèse de la surveillance des végétaux 47 Tableau 20 : Synthèse de la surveillance de la viande 48 Tableau 21 : Synthèse de la surveillance du lait 49 Tableau 22 : Composés retenus dans les eaux et les sols 49 Tableau 23 : Spectre de l’uranium 55 Tableau 24 : Activités sources et d’exposition 65 Tableau 25 : Facteurs de dose 66 Tableau 26 : Usages actuels au droit du site – Exposition chronique 68 Tableau 27 : Usages actuels au droit du site – Exposition aiguë 68 Tableau 28 : Usages actuels au voisinage du site – Exposition résidentielle dans les villages à proximité du site 69 Tableau 29 : Usages actuels au voisinage du site – Exposition résidentielle dans la ville de Limoges 69 Tableau 30 : Scénario dégradé sur site – Exposition résidentielle 69 Tableau 31 : Comparaison des paramètres d’exposition 71 Tableau 32 : Etude de sensibilité – Exposition radiologique au droit des stériles 72 Tableau 33 : Concentrations sources et d’exposition 74 Tableau 34 : Usages actuels au droit du site – Exposition chronique 78 Tableau 35 : Usages actuels au droit du site – Exposition aiguë 78 Tableau 36 : Usages actuels au voisinage du site – Exposition résidentielle 79 Tableau 37 : Scénario dégradé sur site – Exposition résidentielle 79 Tableau 38 : Etude de sensibilité – Exposition chimique au droit des stériles 81
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En fin de rapport
Tableau 1 : Synthèse des résultats analytiques dans les eaux de surface Tableau 2 : Evaluation de l’impact écotoxicologique radiologique 2A : Eaux de surface du ruisseau d’Henriette 2B : Eaux de surface du ruisseau du Vincou Tableau 3 : Evaluation de l’impact écotoxicologique chimique 3A : Eaux de surface du ruisseau d’Henriette 3B : Eaux de surface du ruisseau du Vincou Tableau 4 : Concentrations et activités sources et d’exposition retenues pour l’évaluation de l’impact sur la santé humaine 4A : Sols de surface 4B : Eaux de surface Tableau 5 : Calculs de doses pour une exposition occasionnelle sur site 5A-1 : Exposition chronique – Exposition externe 5A-2 : Exposition chronique – Exhalaison de radon 5A-3 : Exposition chronique – Ingestion accidentelle de sols de surface 5B : Exposition aiguë – Ingestion accidentelle d’eau du bassin de traitement Tableau 6 : Calculs de doses pour une exposition résidentielle à proximité du site 6A : Ingestion de sols de surface arrosés par l’eau provenant du ruisseau du Vincou 6B : Ingestion de végétaux « fruits » 6C : Ingestion de végétaux « feuilles » 6D : Ingestion de végétaux « racines » Tableau 7 : Calculs de doses pour une exposition résidentielle des habitants de Limoges via l’eau potable 7A : Ingestion d’eau potable provenant de l’étang de la Crouzille 7B : Ingestion de sols de surface arrosés par l’eau provenant de l’étang de la Crouzille 7C : Ingestion de végétaux « fruits » arrosés par l’eau provenant de l’étang de la Crouzille 7D : Ingestion de végétaux « feuilles » arrosés par l’eau provenant de l’étang de la Crouzille 7E : Ingestion de végétaux « racines » arrosés par l’eau provenant de l’étang de la Crouzille Tableau 8 : Calculs de doses pour une exposition résidentielle au droit du site (scénario dégradé) 8A : Exposition externe 8B : Exhalaison de radon 8C : Ingestion accidentelle de sols de surface 8D : Ingestion d’eau au droit du site 8E : Ingestion de végétaux « fruits » cultivés dans les sols et arrosés avec de l’eau prélevée au droit du site 8F : Ingestion de végétaux « feuilles » cultivés dans les sols et arrosés avec de l’eau prélevée au droit du site 8G : Ingestion de végétaux « racines » cultivés dans les sols et arrosés avec de l’eau prélevée au droit du site Tableau 9 : Calculs de risques pour une exposition occasionnelle sur site 9A-1 : Exposition chronique – Ingestion accidentelle de sols de surface 9A-2 : Exposition chronique – Inhalation de particules de sols de surface 9B : Exposition aiguë – Ingestion accidentelle d’eau du bassin de traitement Tableau 10 : Calculs de risques pour une exposition résidentielle à proximité du site 10A : Ingestion de sols de surface arrosés avec l’eau du ruisseau du Vincou 10B : Ingestion de végétaux « fruits » arrosés avec l’eau du ruisseau du Vincou 10C : Ingestion de végétaux « feuilles » arrosés avec l’eau du ruisseau du Vincou 10D : Ingestion de végétaux « racines » arrosés avec l’eau du ruisseau du Vincou Tableau 11 : Calculs de risques pour une exposition résidentielle au droit du site (scénario dégradé) 11A : Ingestion accidentelle de sols de surface 11B : Inhalation de particules de sols de surface 11C : Ingestion d’eau au droit du site 11D : Ingestion de végétaux « fruits » cultivés dans les sols et arrosés avec de l’eau prélevée au droit du site 11E : Ingestion de végétaux « feuilles » cultivés dans les sols et arrosés avec de l’eau prélevée au droit du site 11F : Ingestion de végétaux « racines » cultivés dans les sols et arrosés avec de l’eau prélevée au droit du site
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LISTE DES ANNEXES
Annexe A : Rapport technique – Suivi dosimétrique Chantier TB 100 + création d’un casier de stockage boues sur le site de Bellezane Annexe B : Recensement des usages de l’eau sur les ruisseaux d’Henriette, du Cloud et du Vincou Annexe C : Environnement local témoin Annexe D : Prélèvements et analyses complémentaires Annexe E : Evaluation de l’impact sur l’environnement Annexe F : Valeurs de référence pour la caractérisation de l’impact écotoxicologique chimique Annexe G : Paramètres d’exposition Annexe H : Modèle de détermination des concentrations d’exposition dans les sols et les aliments Annexe I : Méthodologie de sélection des VTR et toxicologie des composés considérés
Projet N° 46315441 - Référence : BDX-RAP-16-00955B - 23 mai 2017 Page 7 Rapport final Rapport – AREVA Mines, Site d’Henriette, Haute-Vienne Interprétation de l'état du site et de son environnement
RESUME NON TECHNIQUE
Le quartier minier d’Henriette, appartenant à la concession de Saint-Sylvestre et situé sur la commune de Saint-Sylvestre (Haute-Vienne), constitue la première mine d’uranium française et a été exploitée pour des travaux miniers souterrains (TMS) de 1949 à 1981. Suite à son remodelage et à son réaménagement, l’ancien site minier d’Henriette est aujourd’hui revégétalisé et s’intègre dans un environnement forestier. A l’exception du bassin de traitement, seules quelques anciennes verses à stériles sont encore affleurantes et visibles.
Dans le cadre de la mise en œuvre des procédures de Déclaration d'Arrêt Définitif des Travaux miniers de ce site (DADT), une étude environnementale doit être réalisée afin d’évaluer les éventuels impacts chimiques et radiologiques dans chaque compartiment environnemental ainsi que les expositions des personnes et des écosystèmes. Le présent document constitue le volet environnemental annexé à la DADT. Cette étude a été réalisée conformément aux guides méthodologiques en vigueur, et notamment le projet de guide technique de la Mission de la Sûreté Nucléaire et de la Radioprotection (MSNR) « Gestion des anciennes mines d’uranium » dans sa version du 12 juin 2015.
Une évaluation de l’impact radiologique et chimique sur les écosystèmes a été réalisée, sur la base des mesures disponibles et par comparaison avec des valeurs guides ou de référence. La part attribuable aux activités du site est inférieure au critère de référence pour l’impact radiologique sur les écosystèmes et légèrement supérieure aux critères de référence pour l’impact chimique pour certains composés. Toutefois c’est également le cas pour les mesures témoins réalisées dans l’environnement ; aussi il apparaît difficile de déterminer de manière précise la dégradation des milieux effectivement attribuable aux anciennes activités minières.
En ce qui concerne les usages actuels au droit du site, limités à de la promenade et de la chasse, l’évaluation a montré que, sur la base des connaissances disponibles au moment de la réalisation de l’étude, les doses efficaces totales et les niveaux de risques sanitaires calculés sont inférieurs aux valeurs de référence. L’état environnemental du site d’Henriette est donc compatible avec l’usage de loisirs actuel observé au droit de celui-ci.
L’évaluation de l’exposition aiguë associée à l’ingestion d’eau du bassin de traitement du site lors d’une chute accidentelle a également été réalisée. L’évaluation a montré que, sur la base des connaissances disponibles au moment de la réalisation de l’étude, les doses efficaces totales sont inférieures à la valeur de référence, cependant, les niveaux de risques sont légèrement supérieurs à la valeur de référence pour l’une des catégories évaluées. Ce résultat montre l’importance de la protection physique du bassin de traitement du site d’Henriette.
En ce qui concerne les usages actuels au voisinage du site (habitants des villages à proximité et de la ville de Limoges), l’évaluation a montré que, sur la base des connaissances disponibles au moment de la réalisation de l’étude, les doses efficaces totales et les niveaux de risques sanitaires calculés sont également inférieurs aux valeurs de référence. L’état environnemental du site d’Henriette est donc compatible avec l’usage résidentiel actuel observé au voisinage de celui-ci.
Projet N° 46315441 - Référence : BDX-RAP-16-00955B - 23 mai 2017 Page 8 Rapport final Rapport – AREVA Mines, Site d’Henriette, Haute-Vienne Interprétation de l'état du site et de son environnement
En ce qui concerne les futurs usages potentiels au droit du site, dans le cadre d’un scénario dégradé de perte de la mémoire des anciennes activités minières, l’évaluation a montré que, sur la base des connaissances disponibles au moment de la réalisation de l’étude, les doses efficaces totales sont comprises dans la gamme de valeurs de référence retenue. Les niveaux de risques sanitaires calculés sont supérieurs aux valeurs de référence. Ces résultats mettent donc en évidence l’importance de la conservation de la mémoire des anciennes activités minières réalisées au droit du site, notamment afin d’éviter un changement d’usage pouvant conduire à l’implantation de résidences.
Sur la base des conclusions de l’étude, il est recommandé :
• de s’assurer de façon récurrente de la protection physique du bassin de traitement du site (contrôle de l’état de la clôture) ;
• de poursuivre la surveillance environnementale réalisée au droit et au voisinage du site ;
• de réaliser une étude de l’état écologique du milieu naturel (étude IBG DCE - Indice Biologique Global adapté à la Directive Cadre sur l’Eau) afin d’évaluer l’impact réel du site d’Henriette sur son environnement, compte tenu du caractère majorant de l’approche calculatoire qui conduit à des conclusions similaires pour le bruit de fond régional et le site ;
• de conserver la mémoire de l’ancienne activité minière et restreindre les usages futurs (en n’autorisant pas des usages sensibles de type habitation), notamment par la mise en place de Servitudes d’Utilité Publique (SUP).
Projet N° 46315441 - Référence : BDX-RAP-16-00955B - 23 mai 2017 Page 9 Rapport final Rapport – AREVA Mines, Site d’Henriette, Haute-Vienne Interprétation de l'état du site et de son environnement
1. INTRODUCTION
Dans le cadre d'une exploitation de gisements uranifères granitiques entre 1948 et 1995 dans le nord de la Haute-Vienne, la société AREVA (anciennement COGEMA – Division Minière de La Crouzille) a géré 24 sites miniers répartis sur quatre concessions. Les activités d'exploitation sont à l'arrêt depuis plusieurs dizaines d’années et la reprise de leur exploitation n’est pas envisagée. AREVA engage donc les procédures de Déclaration d'Arrêt Définitif des Travaux miniers et des installations minières de certaines de ces concessions (DADT), conformément aux obligations du Code Minier, notamment aux directives données par le décret n°2006-649 du 2 juin 2006 modifié relatif aux travaux miniers, aux travaux de stockage souterrain et à la police des mines et des stockages souterrains.
Le quartier minier d’Henriette, appartenant à la concession de Saint-Sylvestre et situé sur la commune de Saint-Sylvestre (Haute-Vienne) a été exploité pour des travaux miniers souterrains (TMS) de 1949 à 1981. Dans le cadre de la réalisation de la DADT pour ce site, une interprétation de l’état du site et de son environnement doit être réalisée pour évaluer les impacts chimiques et radiologiques dans chaque compartiment environnemental, au regard de la caractérisation des sources potentielles de marquage ainsi que des expositions des personnes et des écosystèmes.
Le présent document constitue ainsi le volet environnemental annexe à la DADT. Il est réalisé conformément au projet de guide technique de la MSNR (Mission de la Sûreté Nucléaire et de la Radioprotection) intitulé « Guide technique – Gestion des anciennes mines d’uranium », dans sa version projet du 12 juin 2015 en consultation officielle, qui stipule que « L’évaluation de l’impact des anciennes exploitations minières doit être réalisée en utilisant les principes de méthodologie de l’interprétation de l’état des milieux (IEM). Les objectifs de la démarche sont de vérifier la compatibilité du site avec les usages établis ou constatés. […] L’évaluation de la compatibilité repose donc ici sur la comparaison entre les niveaux de pollution ou d’exposition et les valeurs de gestion génériques établies pour l’ensemble de la population et de l’environnement sur le territoire français, selon une approche adaptée et proportionnée aux enjeux présentés par le site. »
Cette étude a été réalisée conformément au projet de guide du MSNR, en suivant les principes de l’IEM, décrits par la méthodologie de gestion des sites et sols pollués publiée par le Ministère en charge de l’environnement en avril 2017.
Le volet environnemental de la DADT est organisé comme suit :
• le Chapitre 2 rappelle les éléments relatifs au contexte environnemental local ;
• le Chapitre 3 présente les résultats de la surveillance de l’environnement mise en place par AREVA ;
• le Chapitre 4 présente le schéma conceptuel du site ;
• le Chapitre 5 détaille l’évaluation de l’impact sur les écosystèmes ;
• le Chapitre 6 détaille l’évaluation de l’impact sur la santé humaine ;
• le Chapitre 7 présente les conclusions et les recommandations de l’étude.
Projet N° 46315441 - Référence : BDX-RAP-16-00955B - 23 mai 2017 Page 10 Rapport final Rapport – AREVA Mines, Site d’Henriette, Haute-Vienne Interprétation de l'état du site et de son environnement
2. CONTEXTE ENVIRONNEMENTAL DU SITE
2.1 Présentation du site
L’ancien site minier uranifère d’Henriette est situé dans le département de la Haute-Vienne (87), sur la commune de Saint-Sylvestre, à environ 20 km au Nord de Limoges, à proximité de l’étang de la Crouzille.
Le quartier minier d’Henriette est constitué de deux entités distinctes. Henriette Bas correspond à la mine d’Henriette, première mine d’uranium française, dont les travaux d’exploitation ont commencé en 1949 et se sont terminés en 1957. Henriette Bas est localisé en bordure de la route départementale n°5 (RD5) qui relie l’autoroute A20 et la route départementale RD220 (ancienne route nationale 20 - RN20) au bourg d’Ambazac. Henriette Haut correspond au chantier 381S, rattaché au siège minier de Fanay et situé à environ 400 m au Nord-Est de Henriette Bas, dont l’exploitation a démarré en 1978 et s’est arrêtée en 1981.
Les installations de surface (convoyeur, aires de stockage de minerai et stérile, hangars de maintenance des équipements miniers, bureaux, vestiaires, laboratoire et cantine) étaient présentes au niveau d’Henriette Bas et ont été démantelées en 1958. Le quartier d’Henriette Bas a également abrité, après la fin des activités minières, des bâtiments à usage de stockage et réparation de matériel minier (sondeuses, engins) pour les sections « Magasin Atelier Central » (ou MAC de l’Etablissement de Limoges) et « géochimie » de COGEMA de 1972 à 1975. Ces bâtiments ont été démantelés entre 1998 et 2001.
Le site (Henriette Bas et Henriette Haut) est aujourd’hui entièrement revégétalisé afin de s’intégrer dans son environnement.
Après noyage des Travaux Miniers Souterrains (TMS) en 1957 sur le chantier initial (Henriette Bas), et en 1981 sur le chantier isolé (Henriette Haut), aucune émergence n’est apparue. Toutefois, en dépit des travaux engagés sur le site, un léger marquage des eaux en amont de l’étang de la Crouzille a été décelé, au niveau du ruisseau d’Henriette qui traverse le site minier. Depuis 2014, un bassin de traitement à la tourbe a donc été aménagé à proximité d’Henriette Bas, sur une parcelle cadastrale appartenant à la ville de Limoges, afin de traiter les eaux de surverse provenant d’Henriette Bas.
Le principe de ce traitement repose sur la percolation de l’eau à traiter au travers du substrat filtrant et dépolluant qu’est la tourbe. L’élimination de l’uranium et du radium repose sur deux mécanismes principaux :
• co-précipitation avec les oxyhydroxydes de fer et de manganèse dans les parties aérobies et dans la zone proche des racines des végétaux ;
• adsorption sur la matière organique de la tourbe, principalement par réaction avec les acides fulviques et humiques.
Après traitement, ces eaux sont acheminées vers le ruisseau du Vincou, en aval de l’étang de la Crouzille.
Le site d’Henriette n’a pas abrité d’activités de traitement du minerai, ni de stockage de minerais lixiviés ou de résidus de traitement de minerais.
Projet N° 46315441 - Référence : BDX-RAP-16-00955B - 23 mai 2017 Page 11 Rapport final Rapport – AREVA Mines, Site d’Henriette, Haute-Vienne Interprétation de l'état du site et de son environnement
2.2 Périmètre de la zone d’étude
La figure suivante présente la carte des anomalies repérées au droit ainsi qu’au voisinage du site d’Henriette (carte réalisée par survol en hélicoptère).
Figure 1 : Périmètre de la zone d’étude et sources de pollution potentielles
Les anomalies liées au site d’Henriette (« zone avec présence de stérile » sur la carte) sont localisées au droit et au voisinage très proche de l’emprise minière.
Un suivi dosimétrique des travailleurs en milieu extérieur a été réalisé par AREVA lors d’un chantier réalisé à Bellezane et comprenant notamment du concassage de stériles. Ce suivi a fait l’objet d’un rapport technique1, présenté en Annexe A. Les résultats obtenus étant inférieurs ou égaux au dosimètre témoin, il a été démontré que les employés n’ont pas reçu d’exposition interne et externe liée aux tâches effectuées, montrant le caractère négligeable des émissions de poussières durant les opérations de concassage.
Les émissions de poussières liées au vent sont très faibles par rapport aux émissions pouvant avoir lieu au cours d’opérations telles que le concassage. Ainsi, un impact hors site en lien notamment avec l’envol de poussières durant les anciennes activités minières peut donc être considéré comme négligeable. Le périmètre de la zone d’étude se limitera donc à l’emprise des stériles.
1 « Rapport technique – Suivi dosimétrique. Chantier TB100 + création d’un casier de stockage boues sur le site de Bellezane » référencé BZN-BGM-TRE-0005 et daté du 7 octobre 2014.
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2.3 Voisinage du site
Le site d’Henriette est localisé en milieu rural, caractérisé par des villages dispersés de taille modeste. Il est situé sur la commune de Saint-Sylvestre, qui comptait 914 habitants en 2013 (source INSEE2). Les communes limitrophes comprennent Saint-Léger-la- Montagne (332 habitants), Saint-Laurent-les-Eglises (863 habitants), Ambazac (5 617 habitants), Bonac-la-Côte (1 657 habitants), Compreignac (1 784 habitants) et Razès (1 189 habitants).
Aucune habitation n’est présente dans un rayon de 1 km autour du site. Les zones d’habitations les plus proches au voisinage du site, appartenant à la commune de Saint- Sylvestre, sont :
• le village de Chabannes, situé à environ 1 km au Nord-Ouest d’Henriette Bas ;
• le village de la Borderie, dont les habitations les plus proches sont situées à environ 1 km au Nord-Est d’Henriette Haut ;
• le village du Cloud, situé à environ 1 km au Sud de Henriette Bas ;
• le village de Fondanèche, situé à environ 1 km au Nord-Est de Henriette Haut ;
• quelques habitations isolées, présentes à environ 1 km au Sud-Est de Henriette Bas.
La localisation du site sur une carte IGN est présentée ci-dessous.
2 Institut National de la Statistique et des Etudes Economiques
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Figure 2 : Localisation du site (figure issue de la DADT)
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2.4 Contexte hydrologique
La description du contexte hydrologique est présentée en détail dans le Chapitre B de la DADT dont la présente étude constitue une annexe. Les paragraphes suivants présentent une synthèse des principaux éléments.
2.4.1 Définitions
Masse d’eau
Dans le cadre de la Directive Cadre sur l’Eau (DCE), la masse d'eau est définie comme une portion de cours d’eau, canal, aquifère, plan d’eau ou zone côtière homogène. Il s’agit d’un découpage élémentaire des milieux aquatiques destiné à être l’unité d’évaluation de la DCE.
Une masse de surface est une partie distincte et significative des eaux de surface, telles qu’un lac, un réservoir, une rivière, un fleuve ou un canal, une partie de rivière, de fleuve ou de canal, une eau de transition ou une portion d'eaux côtières. Pour les cours d’eau la délimitation des masses d’eau est basée principalement sur la taille du cours d’eau et la notion d’hydro-écorégion. Les masses d’eau sont regroupées en types homogènes qui servent de base à la définition de la notion de bon état.
Une masse d’eau souterraine est un volume distinct d'eau souterraine à l’intérieur d'un ou de plusieurs aquifères.
Zone de mélange
La notion de Zone De Mélange (ZDM), qui a été introduite par la directive 2008/105/CE, directive fille de la DCE dite directive NQE, donne la possibilité aux autorités compétentes d’accepter un dépassement d’une ou plusieurs NQE à proximité d’un point de rejet ponctuel à condition que la conformité du reste de la masse d’eau à ces normes ne s’en trouve pas compromise. Elle peut correspondre à une partie ou à la totalité de la zone de dilution du rejet.
L’arrêté du 25 janvier 2010 définit la zone de mélange comme la zone adjacente au point de rejet où les concentrations d'un ou plusieurs polluants peuvent dépasser les normes de qualité environnementale. Cette zone est :
• limitée à la proximité du point de rejet ;
• proportionnée, eu égard aux concentrations de polluants au point de rejet et aux conditions relatives aux émissions des polluants figurant dans les réglementations préalables, telles que des autorisations, visées à l’article 11, paragraphe 3, point g de la directive 2000/60/CE et dans toute autre législation pertinente, conformément à l’application des meilleures techniques disponibles et à l’article 10 de la directive 2000/60/CE, en particulier après le réexamen de ces autorisations préalables ;
• et ne compromet pas le respect des normes de qualité environnementales sur le reste de la masse d'eau.
Pour garantir qu’un dépassement d'une NQE ne détériore pas la qualité de la masse d'eau dans son ensemble, il est dès lors proposé de restreindre la ZDM à une longueur (L) maximale, soit proportionnée à la largeur de la masse d’eau et égale à 10*W (largeur de la rivière), soit égale à 1 kilomètre, selon la distance la plus petite, à condition que ladite distance ne dépasse pas 10 % de la longueur totale de la masse d'eau.
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Dans le cadre d’un premier niveau d’approche, simplifié et majorant, la notion de zone de mélange n’est pas prise en compte dans la suite de cette étude.
2.4.2 Caractéristiques du réseau hydrographique
Le quartier minier d’Henriette est situé dans le bassin versant de l’étang de La Crouzille qui s’étend sur environ 775 ha et constitue le bassin versant amont du Vincou. Le Vincou prend naissance au niveau de la surverse de l’étang de La Crouzille et est un affluent de la Gartempe. Après traitement, les eaux de surverse d’Henriette Bas sont rejetées vers le Vincou, en aval de l’étang de la Crouzille.
2.4.2.1 Caractéristiques de l’étang de la Crouzille
L’étang de la Crouzille a une superficie d’environ 42 ha et appartient depuis 1926 à la ville de Limoges. Il constitue un réservoir d’eau brute destiné à l’alimentation en eau potable de la ville de Limoges et de sa périphérie.
Son alimentation est assurée par le ruisseau des Sagnes au Nord et les ruisseaux de Chabannes et d’Henriette à l’Est. La figure suivante présente le bassin versant de l’étang de la Crouzille.
Figure 3 : Bassin versant de l’étang de la Crouzille (figure issue de la DADT)
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2.4.2.2 Caractéristiques du ruisseau d’Henriette
Le ruisseau d’Henriette prend sa source à 1,3 km en amont à l’Est de l’étang de la Crouzille. Sa pente moyenne est d’environ 3,5 % et son régime est majoritairement torrentiel.
A mi-parcours se trouve un étang privé, créé en barrage du cours d’eau, non entretenu et vraisemblablement peu étanche. A l’aval de cet étang, le ruisseau est très encaissé et le substrat du lit est composé majoritairement de sable et de granulat grossier.
Le ruisseau d’Henriette traverse l’ancien site minier d’Henriette Bas à proximité directe du talweg, du Sud vers le Nord. Ce talweg a été comblé par la mise en place de remblai pour la création du carreau de la mine. Le ruisseau a été busé au niveau de la traversée du site minier, à partir de la cote 433 m et jusque de l’autre côté de la RD5. Avec son affluent rive gauche le ruisseau de Cloud, il alimente l’étang de La Crouzille dans sa partie Est. Le ruisseau du Cloud constituait l’ancien milieu récepteur des eaux d’exhaure du site d’Henriette, avant mise en place du traitement passif.
Figure 4 : Localisation du ruisseau d’Henriette et du Cloud (figure issue du document de recensement des usages des eaux, AREVA, août 2016 – adapté de Géoportail)
2.4.2.3 Caractéristiques du ruisseau du Vincou
Le Vincou prend naissance au niveau de la surverse de l’étang de La Crouzille et est un affluent de la Gartempe. Il reçoit de nombreux petits affluents issus des monts de Blond ou des monts d'Ambazac, qui contribuent à lui donner un débit abondant, malgré la surface limitée de son bassin versant (il draine une superficie de 287 km2).
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La station de mesure du débit du Vincou la plus proche est située à Bellac, à environ 30 km au Nord-Ouest du site, en aval de celui-ci. Le débit moyen observé au niveau de cette 3 3 3 station est de 3,5 m /s environ et le débit mensuel minimal (QMNA5 ) est de 0,27 m /s.
En octobre 20104, des mesures de débit ont été effectuées en différents points du Vincou, situés entre 3 et 6 km en aval site. Le débit moyen observé était de 0,03 m3/s (122 m3/h).
Figure 5 : Localisation du ruisseau du Vincou (figure issue du document de recensement des usages des eaux, AREVA, août 2016 – adapté de Géoportail)
Etang de Margnac
2.4.3 Utilisations des eaux de surface
2.4.3.1 Etang de la Crouzille
Sur la base des données transmises en juillet 2016 par l’Agence Régionale de Santé (ARS) du Limousin, l’étang de la Crouzille est utilisé pour l’alimentation en eau brute destinée à la production d’eau potable pour la ville de Limoges. En 2015, le volume d’eau prélevé dans l’étang de la Crouzille s’élevait à environ 1,5 millions de m3 et représentait 11% du volume total annuel prélevé par la ville de Limoges dans le milieu naturel (« Rapport d’activité 2015 », L’eau de Limoges).
Le site d’Henriette est situé dans le périmètre de protection rapproché de l’étang.
3 Le QMNA est le débit mensuel minimal de chaque année civile. Le QMNA 5 ans est la valeur du QMNA telle qu'elle ne se produit qu'une année sur cinq. 4 « Etude appliquée de la mécanique du dépôt sédimentaire dans les cours d’eau et retenues situés en aval des rejets de la Division Minière de la Crouzille », effectué par le Pôle d’expertises et d’analyses radioactives Limousin (Pe@rl), décembre 2010.
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2.4.3.2 Ruisseau d’Henriette et du Cloud
Sur la base des données transmises en juillet 2016 par l’ARS du Limousin, aucun usage pour l’alimentation en eau potable n’est recensé sur le ruisseau d’Henriette, ni sur son affluent le Cloud.
Sur la base du recensement5 des usages des eaux du ruisseau d’Henriette et du Cloud réalisé par AREVA en juillet 2016 (rapport référencé BES-DIAM-GSF-RAP-0023 présenté en Annexe B), aucun usage pour l’abreuvage, l’arrosage ou la consommation humaine n’a été constaté sur ces deux cours d’eau.
2.4.3.3 Ruisseau du Vincou
Sur la base des données transmises en juillet 2016 par l’ARS du Limousin, aucun usage pour l’alimentation en eau potable n’est recensé sur le ruisseau du Vincou.
Sur la base du recensement des usages des eaux du ruisseau du Vincou réalisé par AREVA en juillet 2016, il a été constaté un usage pour l’abreuvage de vaches à environ 400 m en aval de l’étang de la Crouzille. De plus, un usage potentiel de l’eau peut être envisagé au niveau de l’étang de Margnac (localisé sur la Figure 5), concernant le pompage de l’eau pour l’arrosage (cf Annexe B).
2.4.4 Qualité générale des eaux de surface
2.4.4.1 Etang de la Crouzille
Le suivi de la qualité des eaux prélevées dans l’étang de La Crouzille est effectué par le Laboratoire Régional de Contrôle des Eaux de la Ville de Limoges.
L’avis hydrogéologique émis en 2005 par G. SABOURDY6, hydrogéologue agréé en matière d’hygiène publique, indique que « les résultats d’analyse montrent une eau brute utilisée pour la production d’eau d’alimentation conforme aux normes en vigueur pour l’ensemble des paramètres mesurés. Il s’agit d’une eau peu minéralisée. Les teneurs en nitrates sont très faibles. Les fluorures sont à des teneurs très inférieures à la valeur minimale référence de qualité. En ce qui concerne les résultats bactériologiques, ils sont excellents. Pour les pesticides on est toujours en dessous des limites de détection. C’est également le cas pour l’Arsenic (< 5 µg/L). Par ailleurs, la recherche de Cryptosporidium et des toxines (Microcystines) s’est révélée négative » (cf. Annexe 4 de la DADT).
2.4.4.2 Ruisseau du Vincou
La masse d’eau superficielle principale concernée par le rejet des eaux de surverse du quartier minier d’Henriette est « Le Vincou et ses affluents depuis la source jusqu’à sa confluence avec la Gartempe » (code européen FRGR0418).
5 « Recensement des usages de l’eau sur les ruisseaux d’Henriette, du Cloud et du Vincou », AREVA, Août 2016 6 « Protection sanitaire de la réserve d’eau superficielle Etang de la Crouzille utilisée pour la production d’eau destinée à la consommation humaine – Avis hydrogéologique complémentaire », 2005
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Le Vincou est situé dans le périmètre du SDAGE7 Loire-Bretagne 2016-2021, secteur Gartempe. La Gartempe et ses affluents ne sont pas concernés par un SAGE8. Un contrat de rivière9 est en cours de mise en place sur l’ensemble du cours de La Gartempe et de ses affluents. Le Vincou a été affecté d’un objectif de bon état écologique et global d’ici 2021 et de bon état chimique (pas de délai défini dans le SDAGE).
Son état mesuré en 2011 au niveau de la station de référence située en aval du site minier, à environ 10 km au Nord-Ouest, sur la commune de Thouron (n°04094200 – station du Vincou à Thouron), est jugé mauvais pour l’état écologique (classe 5 sur 5) et mauvais également pour l’état biologique (classe 5 sur 5). L’état physico-chimique général est jugé moyen (classe 3 sur 5).
2.5 Contexte géologique
La description du contexte géologique est présentée en détail dans le Chapitre B de la DADT dont la présente étude constitue une annexe. Les paragraphes suivants présentent une synthèse des principaux éléments.
La concession de Saint-Sylvestre, à laquelle appartient le site d’Henriette, est implantée sur le massif de Saint-Sylvestre, composé de deux unités pétrographiques recoupant le synclinorium micaschisteux de Bellac-Bourganeuf :
• à l’Ouest, le massif de granito-gneissique de la Brame, formé d’un granite planaire à biotite, sillimanite et d’un granite à grain fin dit de « Chateauponsac » à deux micas et andalousite intrusif dans le précédent ;
• à l’Est, le massif d’Ambazac composé du granite à deux micas de Saint-Sylvestre et de Saint-Goussaud.
Le gisement d’Henriette se situe au cœur du massif granitique de Saint-Sylvestre, représenté sur le secteur par un granite leucocrate à gros grain, à deux micas, quartz, feldspaths potassiques dominants et plagioclases.
Ce faciès homogène à l’échelle du secteur est recoupé par des injections de lamprophyres d’échelle métrique dont le levé détaillé dans les travaux miniers montre les déformations et le morcellement. Leur direction générale est Nord Nord-Est / Sud Sud-Ouest et leur pendage de 60° vers l’Ouest.
7 SDAGE : Schéma Directeur d’Aménagement et de Gestion des Eaux. 8 SAGE : Schéma d’Aménagement et de Gestion des Eaux, fixant la politique à mettre en œuvre sur un sous-bassin donné. 9 Contrat de rivière : l’objectif est de mobiliser élus locaux, riverains, usagers, et l’ensemble des acteurs de l’eau, sur un bassin versant cohérent, représentés au sein d’un Comité de Rivière, autour d’un projet visant à protéger, restaurer et valoriser la ressource en eau.
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2.6 Contexte hydrogéologique
La description du contexte hydrogéologique est présentée en détail dans le Chapitre B de la DADT dont la présente étude constitue une annexe. Les paragraphes suivants présentent une synthèse des principaux éléments.
2.6.1 Eaux souterraines
Au niveau régional, le comportement des eaux en milieu de socle cristallin peut être décrit de la manière suivante :
• les eaux de pluie qui s’infiltrent dans le sol pénètrent dans la couverture altérée formée d’arènes quartzo-argileuses qui emballent des boules de granite en voie de décomposition. Ces altérités constituent un milieu poreux de moyenne perméabilité (10-5 à 10-4 m.s-1 obtenus par mesures effectuées dans la partie la plus superficielle). Dans ces zones arénisées, dont l’épaisseur peut dépasser une dizaine de mètres sur les plateaux, les eaux vont s’accumuler et constituer de petites réserves souterraines correspondant aux nappes d’arènes. Ces aquifères superficiels sont difficiles à mettre en valeur, du fait de leur nature discontinue et de leur vulnérabilité aux pollutions de surface. Ce type d’aquifère est par ailleurs très sensible aux fluctuations climatiques et présente d’importantes variations saisonnières de productivité.
• la première couche perméable recouvre des roches saines qui forment un écran relativement imperméable (10-9 à 10-8 m.s-1 obtenus par des études BRGM sur le granite de Saint-Sylvestre), mais qui peut être localement franchi au niveau des discontinuités formées par les fractures profondes des roches sous forme de diaclases ouvertes ou failles occupées par des roches broyées et altérées. Ces structures forment dans les cas les plus favorables un réseau de fissures communicantes où l’eau peut s’infiltrer et circuler vers la profondeur. En théorie, on peut rencontrer, en-dessous de la nappe d’arène perchée, un aquifère profond discontinu ou nappe phréatique de terrain fissuré où l’eau s’accumule par gravité dans les fractures ouvertes.
Le site minier d’Henriette s’inscrit dans le contexte hydrogéologique général décrit ci- dessus où l’aquifère principal correspond à la zone d’arénisation du granite, plus, éventuellement, la partie altérée et fissurée sous-jacente. Le granite sain, sans fissures ouvertes, constitue le niveau imperméable.
Aucune cartographie de surfaces piézométriques n’a été effectuée antérieurement aux travaux miniers ou en cours d’exploitation au niveau du quartier minier d’Henriette.
Cependant, par analogie avec la situation de nappes de socle à configuration équivalente et pour lesquelles des mesures sont disponibles, les écoulements souterrains avant travaux miniers s’effectuaient probablement depuis les hauteurs du Puy de Cloud et les monts situés au sud du CD5 en direction du ruisseau d’Henriette et de la queue de l’étang de la Crouzille (voir figure suivante).
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Figure 6 : Contexte hydrogéologique du bassin versant du ruisseau d’Henriette (figure issue de la DADT)
2.6.2 Utilisations des eaux souterraines
Sur la base des données transmises par l’ARS en juillet 2016, aucun captage d’alimentation en eau potable n’est présent dans un rayon de 1 km autour du site.
Une recherche effectuée sur la base de données Infoterre en septembre 2016 indique la présence de 80 ouvrages vraisemblablement en exploitation dans un rayon de 3,5 km autour du site d’Henriette. Les usages pour ces puits sont répartis comme suit :
• 18 ouvrages sont référencés comme étant exploités en tant que captages d’Alimentation en Eau Potable, dont le plus proche est localisé à environ 1,2 km au Nord-Ouest du site et de profondeur inconnue ;
• 62 ouvrages à usage inconnu, dont le plus proche est à environ 88,5 m du site et de profondeur inconnue.
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2.7 Milieux naturels
La description des milieux naturels au voisinage du site est présentée en détail dans le Chapitre B de la DADT dont la présente étude constitue une annexe. Les paragraphes suivants présentent une synthèse des principaux éléments.
La zone classée en zone NATURA 2000 par arrêté ministériel10 la plus proche du site est celle de la « Mine de Chabannes et souterrains des Monts d’Ambazac » (FR7401141), située à environ 2 km au Sud-Est du site. Ce site, classé NATURA 2000 au titre de la directive Habitat, s’étend sur 3 communes (Ambazac, Razès et Saint-Sylvestre) et 691 ha (donnée issue du Document d’Objectif - DOCOB).
Ce site présente un intérêt pour les chauves-souris. Il regroupe en effet tout un ensemble de cavités d’origines diverses, richement occupées en période d’hibernation, deux maisons dans lesquelles se sont installées deux colonies importantes de Grands murins et des paysages diversifiés autour des deux colonies, offrant les territoires de chasse adéquats pour les individus.
Le site d’Henriette est situé à proximité ou à l’intérieur de deux ZNIEFF11, dont une ZNIEFF de type I et une ZNIEFF de type II, décrites en détail dans la DADT :
• la ZNIEFF de type I n°740006187 « Etang de La Crouzille », d'intérêt majeur pour la botanique ;
• la ZNIEFF de type II n°740006188 « Monts d’Ambazac et vallée de la Couze », zone fortement boisée qui couvre plus de 1 000 hectares.
Les figures suivantes présentent la localisation du site par rapport à ces deux zones.
10 Arrêté ministériel du 13 avril 2007 n°DEVN0751013A« Vallée de la Gartempe sur l’ensemble de son cours d’eau et de ses affluents » (zone NATURA 2000 n°FR7401147). 11 ZNIEFF : Zones Naturelles d’Intérêt Ecologique, Faunistique et Floristique. Ces zones ont pour objectif d’identifier et de décrire des secteurs présentant de fortes capacités biologiques et un bon état de conservation. Elles ne posent aucune contrainte réglementaire mais constituent une indication recommandant de porter une attention plus grande aux milieux concernés. ZNIEFF de type I : secteurs de grand intérêt biologique ou écologique. ZNIEFF de type II : grands ensembles naturels riches et peu modifiés, offrant des potentialités biologiques importantes.
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Figure 7 : Localisation des ZNIEFF I et II les plus proches du site (figure issue de la DADT)
ZNIEFF I – Etang de la Crouzille
ZNIEFF II – Monts d’Ambazac et vallée de la Couze
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3. CARACTERISATION ENVIRONNEMENTALE AU DROIT ET A L’EXTERIEUR DU SITE
3.1 Surveillance de l’environnement
3.1.1 Programme de surveillance
En l’absence d’un arrêté préfectoral d’autorisation d’exploiter spécifique au site et selon une approche pro-active, AREVA réalise une auto-surveillance environnementale, par le biais de prélèvements sur site et hors site.
Cependant, l’aménagement hydraulique sur le ruisseau d’Henriette réalisé en 2014 par AREVA est l’objet d’un arrêté préfectoral daté du 10 avril 2012 imposant une surveillance mensuelle de la qualité des eaux de surface au niveau du ruisseau d’Henriette (en amont du busage, avant l’entrée dans l’étang de la Crouzille, ainsi qu’en amont et en aval du bassin de traitement) ainsi que du ruisseau du Vincou (à la sortie de l’étang de la Crouzille) avec notamment la mesure de la concentration en uranium 238 soluble et insoluble, l’activité volumique en radium 226 soluble et insoluble, le pH, la température, la conductivité et la concentration en Matière En Suspension (MES).
La surveillance sur site et dans son environnement proche sont effectués dans différents compartiments environnementaux : l’air, les sols, les rejets vers le milieu naturel, les eaux de surface, les végétaux terrestres, ainsi que les animaux d’élevage (poule et lapin). Le tableau suivant synthétise la fréquence et les paramètres suivis pour chacun des milieux. La présente étude a considéré l’ensemble des données disponibles jusqu’en 2016 pour les milieux atmosphérique et terrestre, et, pour le milieu aquatique, les données disponibles postérieures aux travaux d’aménagement hydraulique réalisés en 2014, afin de prendre en compte la configuration actuelle du site.
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Tableau 1 : Surveillance environnementale au voisinage du site d’Henriette
Fréquence et durée des analyses Milieu Paramètres mesurés Durée (période de l'année) EAP 222Rn et 220Rn mensuelle de 1990 à 2015 EAVL Atmosphérique 1990 - 2015 trimestrielle de 1990 à 2015 Débit de dose (mars, juin, septembre, décembre) pH 226Ra soluble mensuelle de 2015 à 2016 2015 - 2016 Rejets vers U soluble et insoluble le Vincou U soluble, 226Ra soluble, campagne ponctuelle en juillet 2016 2016 métaux Aquatique pH 226Ra soluble mensuelle de 2015 à 2016 2015 - 2016 Eaux de U soluble et insoluble surface U soluble, 226Ra soluble, campagne ponctuelle en juillet 2016 2016 métaux
Sols U total, 226Ra total, métaux campagne ponctuelle en juillet 2016 2016
Végétaux 238U et radioéléments de la (fruits et annuelle de 2001 à 2014 2001-2014 légumes) chaine de décroissance Terrestre Viande 238U et radioéléments de la annuelle de 2001 à 2008 2001-2008 (poule et lapin) chaine de décroissance 238U et radioéléments de la Lait chaine de décroissance annuelle de 1991 à 2009 1991-2009 Activité alpha et bêta
3.1.2 Points de prélèvement
Les points de prélèvements qui seront cités par la suite sont décrits dans les tableaux suivants et localisés sur les figures suivantes pour les eaux de surface et les sols respectivement.
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Tableau 2 : Présentation des points de prélèvement d’eaux de surface
HEN A EP Ruisseau d'Henriette en amont du busage (en amont du site) (HEN A)
Bruit de fond HEN CLO Ruisseau du Cloud avant entrée dans l'étang de la Crouzille
Etang de La Crouzille (en amont du rejet du bassin CRO d'Henriette) Ruisseau d'Henriette en sortie de busage et avant l'entrée Ruisseau d'Henriette HEN EP dans l'étang de la Crouzille
HEN 1 Eau de la mine avant entrée dans le bassin de traitement
Eau de provenance inconnue drainée et alimentant le bassin Eaux de la mine HEN DRAIN de traitement
HEN REJ Eau de rejet du bassin de traitement
Ruisseau du Vincou en aval du rejet provenant du bassin de HEN B traitement Le Vincou à Prassigout : en aval du rejet du bassin Ruisseau du Vincou VINPRA d'Henriette et en amont du secteur minier de Margnac-Peny
VIN B Le Vincou à Pontabrier : en aval de tous les sites miniers
Figure 8 : Localisation des points de prélèvement d’eaux de surface
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Tableau 3 : Présentation des points de prélèvement de sols de surface
HEN BF 1 Sud-Est du quartier Henriette Bas
Bruit de fond HEN BF 2 Sud du quartier Henriette Bas
HEN BF 3 Sud-Est du quartier Henriette Haut
HEN HAUT 1 Centre
HEN HAUT 2 Est Henriette Haut HEN HAUT 3 Sud-Est
HEN HAUT 4 Nord
HEN BAS 1 Centre
HEN BAS 2 Nord
HEN BAS 3 Nord-Ouest HEN BAS 4 Est Henriette Bas HEN BAS 5 Sud-Est
HEN BAS 6 Ouest
HEN BAS 7 Sud-Ouest
HEN BAS 8 Sud-Ouest
Figure 9 : Localisation des points de prélèvement de sols de surface
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3.2 Approche suivie pour l’interprétation des résultats
L’approche suivie concernant l’interprétation des résultats des données de la surveillance environnementale réalisée pour le site d’Henriette est la suivante :
• les données sont tout d’abord comparées au bruit de fond local (mesures réalisées en dehors de l’emprise du site pour les milieux atmosphérique et terrestre, et en amont du site pour le milieu aquatique) lorsqu’il est disponible, afin d’identifier les perturbations liées au site ;
• en cas de dépassement du bruit de fond local, les radioéléments et composés sont comparés à des critères de référence dans le but d’identifier ceux pour lesquels une évaluation quantitative est nécessaire.
Concernant le milieu atmosphérique et la chaîne alimentaire, aucun critère de référence n’est disponible pour les paramètres faisant l’objet d’une surveillance. Les critères de référence disponibles pour les autres milieux sont présentés ci-dessous.
Eaux de surface
Les critères de référence retenus pour évaluer la qualité des eaux de surface des ruisseaux d’Henriette, du Vincou et de l’étang de la Crouzille sont, par ordre de priorité :
• les Normes de Qualité Environnementale (NQE). Ces critères réglementaires sont établis par la Directive n°2008/105/CE du 16 décembre 2008 modifiée par la Directive 2013/39/UE du 12 août 2013. Les NQE sont exprimées en concentration moyenne annuelle (NQE-MA) ou en concentration maximale admissible (NQE-CMA). Au niveau national, des Normes de Qualité Environnementale provisoires (NQEp) ont également été fixées par la circulaire du 7 mai 2007 et l’arrêté du 25 janvier 2010, modifié par l’arrêté du 8 juillet 2010 et par l’arrêté du 28 juillet 2011. Les NQEp sont exprimées en moyenne annuelle ou en concentration maximale admissible ;
• les Valeurs Guides Environnementales, exprimées en concentration moyenne annuelle (VGE) et développées par l’INERIS ou proposées par le projet de guide MSNR pour l’uranium. L’INERIS propose également des valeurs guides exprimées en concentration maximale admissible (MAC).
Il convient de noter que plusieurs VGE sont fournies par le projet de guide de la MSNR pour l’uranium, selon l’alcalinité, le pH et le Carbone Organique Dissous (COD) des eaux de surface. Les différentes VGE proposées en fonction de ces critères sont reprises ci- dessous. Ces VGE sont exprimées en µg/L et doivent être ajoutées au bruit de fond.
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Sur la base des analyses réalisées par AREVA sur les eaux de surface (alcalinité - ≤ 75 mg/L HCO3 , pH compris entre 6 et 7,1 et COD ≤ 6 mg/L en amont proche du site en 2016), la VGE retenue pour le site d’Henriette est de 1 µg/L.
Il est à noter que l’étang de la Crouzille étant utilisé pour l’alimentation en eau brute destinée à la production d’eau potable pour la ville de Limoges, les composés détectés dans les échantillons prélevés dans cet étang sont comparés aux limites de potabilité définies dans l’Arrêté du 11 janvier 200712 ou, à défaut, aux valeurs guides de l’OMS.
Eaux de rejet
Les eaux de rejet du site d’Henriette ont été comparées aux valeurs limites de rejet applicables issues du Décret 90-222 du 9 mars 199013.
Sols de surface
Pour les sols, les critères de référence retenus correspondent aux gammes de concentrations couramment observées dans les « sols ordinaires », publiées en août 2004 par l’Institut National de Recherche Agronomique (INRA), ainsi qu’aux données disponibles dans les fiches de l’IRSN pour l’uranium.
3.3 Environnement local témoin
Afin de comparer les résultats de la surveillance avec le bruit de fond de la région, hors influence de l’ancien site minier d’Henriette ou plus généralement des anciennes activités minières, une caractérisation du bruit de fond a été réalisée. Les résultats de cette surveillance, permettant d’appréhender le bruit de fond régional, sont présentés dans les paragraphes suivants pour les différents milieux.
12 Arrêté du 11 janvier 2007: limites et références de qualité des eaux brutes et des eaux destinées à la consommation humaine 13 Décret n°90-222 du 9 mars 1990 relatif à la protection de l’environnement des sites miniers contre les rayonnements ionisants et complétant le règlement général des industries extractives
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3.3.1 Milieu atmosphérique
La surveillance environnementale du milieu atmosphérique naturel est réalisée au niveau des stations suivantes :
• Moulin des Planches, bruit de fond « fond de vallée », depuis 2005, située à environ 10,3 km au Nord du site ;
• Malabard, bruit de fond « sommital », depuis 1990, située à environ 5,9 km au Nord- Est du site ;
• Népoulas, bruit de fond en « flanc de coteau », depuis 1994, située à environ 4,9 km au Sud du site.
Les paramètres surveillés comprennent l’Energie Alpha Potentielle (EAP) des descendants à vie courte du radon 220 et du radon 222, l’activité volumique des émetteurs alpha à vie longue (EAVL) contenus dans les poussières et les débits de dose.
Les mesures d’Energie Alpha-Potentielle (EAP) du radon 222 et du radon 220 et d’activité volumique des émetteurs alpha à vie longue contenus dans les poussières sont effectuées à partir de prélèvements mensuels. Celles des débits de dose de rayonnement gamma sont effectuées tous les trimestres (période d’intégration de 3 mois).
Les résultats (valeurs moyennes et maximales annuelles) de cette surveillance sont présentés en détail dans le Tableau C1 de l’Annexe C pour les années 2010 à 2015 et synthétisés dans le tableau ci-dessous.
Tableau 4 : Environnement local témoin pour le milieu atmosphérique
EAVL EAP 222Rn EAP 220Rn Débit de dose poussières Localisation nJ/m3 nJ/m3 mBq/m3 nGy/h
Moulin des Planches - "fond de vallée" 147 / 280 12 / 25 0,3 / < 0,5 183 / 300
Malabard - "sommital" 35 / 73 6 / 16 0,3 / < 0,5 177 / 320
Népoulas - "coteau" 117 / 262 12 / 51 < 0,3 / < 0,6 174 / 260
valeur moyenne / valeur maximale
Les activités volumiques des poussières (valeurs inférieures ou proches de la limite de quantification du laboratoire) et les débits de dose mesurés sont comparables au niveau des trois stations représentant le bruit de fond.
Les EAP du radon 222 sont plus importantes au niveau des stations « fond de vallée » (Moulin des Planches) et « flanc de coteau » (Népoulas) et les EAP du radon 220 sont comparables au niveau des trois stations de bruit de fond. Pour mémoire, le site d’Henriette est localisé dans un milieu « flanc de coteau ».
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3.3.2 Milieu aquatique
Afin d’évaluer la qualité des eaux de surface hors influence du site d’Henriette, une surveillance mensuelle est réalisée depuis 2015 (suite aux travaux de réaménagement hydraulique) aux points de prélèvement suivants, situés en amont du site :
• HEN A EP : situé dans le ruisseau d’Henriette en amont du site d’Henriette, ce point de prélèvement permet d’évaluer le bruit de fond en dehors de toute activité minière ;
• HEN CLO : situé dans le ruisseau du Cloud en amont de l’étang de la Crouzille, ce point de prélèvement permet d’évaluer le bruit de fond à proximité du site d’Henriette ;
• CRO : situé dans l’étang de la Crouzille, et donc en amont du rejet du bassin de traitement d’Henriette, ce point de prélèvement permet d’évaluer la qualité de l’étang.
Les résultats (valeurs moyennes et maximales annuelles) de cette surveillance sont présentés en détail dans le Tableau C2 de l’Annexe C pour les années 2015 et 2016 et synthétisés dans le tableau ci-dessous.
Tableau 5 : Environnement local témoin pour le milieu aquatique (surveillance environnementale des eaux de surface)
Bruit de fond Composé Unité HEN A EP HEN CLO CRO
Min : 6,0 Min : 5,8 Min : 6,3 pH - Max : 7,1 Max : 6,7 Max : 7,3
226Ra soluble Bq/L 0,02 / 0,04 0,03 / 0,08 0,03 / 0,06
226Ra insoluble Bq/L 0,02 / 0,02 0,02 / 0,05 0,02 / 0,02
238U soluble µg/L 1,4 / 3 2,8 / 8 7,6 / 10
238U insoluble µg/L < 1 1,5 / 6,1 1,1 / 2
- : absence de données valeur moyenne / valeur maximale
Les valeurs de pH sont proches du neutre et comparables au droit des trois points de prélèvement. Les teneurs en radium sont du même ordre de grandeur au niveau des trois points de prélèvement.
Par ailleurs, une campagne ponctuelle a été réalisée en juillet 2016, notamment au niveau des points HEN A, HEN CLO et CRO.
Cette campagne ponctuelle présentant un programme analytique étendu comprenant 11 métaux fait l’objet de l’Annexe D. Les résultats pour les points de prélèvement représentant le bruit de fond sont synthétisés dans le tableau ci-dessous.
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Tableau 6 : Environnement local témoin pour le milieu aquatique (campagne ponctuelle de prélèvement des eaux de surface)
Bruit de fond Composé Unité HEN A EP HEN CLO CRO
U soluble µg/L < 1 < 1 6,8 ± 0,78
226Ra soluble Bq/L < 0,02 < 0,02 0,024 ± 0,012
Arsenic µg/L 11 11 < 5,0
Baryum µg/L 5,5 11 7,9
Cadmium µg/L < 5 < 5 < 5
Chrome µg/L < 5 < 5 < 5
Cuivre µg/L < 5 < 5 < 5
Fer µg/L 999 4 020 196
Mercure µg/L < 0,5 < 0,5 < 0,5
Manganèse µg/L 20 208 < 5
Nickel µg/L < 5 < 5 < 5
Plomb µg/L < 5 < 5 < 5
Zinc µg/L < 5 < 5 < 5
Le cadmium, le chrome, le cuivre, le mercure, le nickel, le plomb et le zinc ne sont pas détectés dans les eaux de surface d’Henriette, du Cloud et dans l’étang de la Crouzille. L’uranium est détecté uniquement dans l’étang de la Crouzille.
3.3.3 Milieu terrestre
3.3.3.1 Sols de surface
Des prélèvements de sol de surface (d’une profondeur située entre 0 et 30 cm correspondant à la couche racinaire) ont été effectués au voisinage du site d’Henriette en juillet 2016. Les détails concernant cette campagne de prélèvement font l’objet de l’Annexe D et sont repris dans le Tableau C3 de l’Annexe C. Les résultats de ce prélèvement sont présentés dans le tableau ci-dessous.
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Tableau 7 : Environnement local témoin pour le milieu terrestre (campagne ponctuelle de prélèvement de sols de surface)
Bruit de fond Composé Unité (BF1 à BF3) 226Ra Bq/g 0,08 / 0,1 Uranium mg/kg 7,2 / 8,1
Arsenic mg/kg 12,7 / 15,2
Baryum mg/kg 157,7 / 182
Cadmium mg/kg < 4
Chrome mg/kg 16,5 / 19,9
Cuivre mg/kg 6,4 / 9,5
Fer g/kg 11,3 / 11,9
Mercure mg/kg < 1
Manganèse mg/kg 104,5 / 115
Nickel mg/kg 12 / 17,3
Plomb mg/kg 31,9 / 34
Zinc mg/kg 46,7 / 51,7 valeur moyenne / valeur maximale
3.3.3.2 Chaîne alimentaire
Végétaux
Des prélèvements dans les végétaux (choux, carottes et pommes) ont été réalisés au niveau du bruit de fond au voisinage du site d’Henriette entre 2005 et 2007. Les résultats sont présentés en détail dans le Tableau C4 de l’Annexe C et synthétisés dans le tableau ci-dessous.
Tableau 8 : Environnement local témoin pour le milieu terrestre (surveillance environnementale des végétaux)
Bruit de fond Composé Unité Point 83
226Ra 0,7 / 2,0
238U < 0,6 / < 1,4 Activité 210Pb Bq/kg 1,0 / < 1,4 massique
230Th < 4,5 / < 7,0
210Po 0,05 / < 0,08
- absence de données valeur moyenne / valeur maximale
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Animaux d’élevage
Des prélèvements de viande d’animaux d’élevage (poule et de lapin) ont été réalisés entre 2007 et 2008 au niveau de la commune de Malabard (à environ 9 km au Nord-Est du site), correspondant au bruit de fond.
Le Tableau C5 de l’Annexe C et le tableau suivant présentent les mesures les plus récentes pour la commune de Malabard.
Tableau 9 : Environnement local témoin pour le milieu terrestre (surveillance environnementale de la viande)
Année Lieu / Type Composé Unité 2007 2008 Milieu Lapin Poule
226Ra Bq/kg < 0,4 < 0,2 238U Bq/kg < 0,1 < 0,01 Malabard Activités Bruit de massiques 210Pb Bq/kg < 2,1 < 0,8 fond (poids frais) 230Th Bq/kg < 9,0 < 3,5
210Po Bq/kg < 0,1 < 0,05
Les résultats d’analyses montrent des activités inférieures à la limite de quantification du laboratoire pour l’ensemble des radioéléments recherchés (radium 226, uranium 238, plomb 210, thorium 230 et polonium 210), lors de l’ensemble des campagnes de prélèvement.
Lait
Des prélèvements de lait ont été réalisés entre 1991 et 2009 au voisinage du site, représentant le bruit de fond, au niveau :
• de la laiterie des Fayes à Isle (à environ 22 km au Sud-Ouest du site) ;
• de la commune de Montmassacrot (à environ 11,5 km au Nord-Est du site).
Depuis 2000, les résultats d’analyses montrent des activités inférieures à la limite de quantification du laboratoire pour l’ensemble des radioéléments recherchés (radium 226, uranium 238, plomb 210, thorium 230 et polonium 210).
Le tableau ci-dessous présente les mesures les plus récentes pour les communes concernées.
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Tableau 10 : Environnement local témoin pour le milieu terrestre (surveillance environnementale du lait)
Bruit de fond Composé Unité Laiterie des Fayes Montmassacrot 2009 2009
226Ra Bq/L < 0,15 < 0,24 238U Bq/L < 0,13 < 0,05 210Pb Bq/L < 0,61 < 0,73 230Th Bq/L < 2,98 < 3,4
210Po Bq/L < 0,02 < 0,02
3.4 Evaluation de la contribution du site
3.4.1 Milieu atmosphérique
Sur site
Afin d’évaluer l’impact atmosphérique résiduel des anciens travaux miniers sur le site d’Henriette, des mesures ont été réalisées en 1994 et 1995 au niveau de la partie Nord-Est du site (HEN Haut), après la fin d’activité de celui-ci.
Les résultats de cette surveillance (valeurs moyennes et maximales annuelles) sont présentés en détail dans le Tableau E1 de l’Annexe E.
Environnement proche du site
Une surveillance de la qualité de l’air a été réalisée entre 1999 et 2003 à proximité immédiate du site, au niveau du village de Chabannes, situé à environ 1 km au Nord- Ouest.
Les résultats de cette surveillance (valeurs moyennes et maximales annuelles) sont présentés en détail dans le Tableau E1 de l’Annexe E.
Le tableau ci-dessous présente une synthèse de la surveillance effectuée sur le milieu atmosphérique aux différents points de prélèvement, ainsi qu’au niveau du bruit de fond associé (Népoulas, station de mesure « flanc de coteau »).
Tableau 11 : Synthèse de la surveillance du milieu atmosphérique
EAVL EAP 222Rn EAP 220Rn Débit de dose Localisation poussières nJ/m3 nJ/m3 mBq/m3 nGy/h Site (1 station de mesure, entre 1994 et 40 / 76 < 10 < 1,0 650 / 740 1995) Environnement proche du site (1 station de 93 / 168 11,5 / 23 < 1,0 180 / 240 mesure, entre 1999 et 2003) Bruit de fond (station de mesure Népoulas, 114 / 361 13 / 46 < 1,0 216 / 320 "flanc de coteau", entre 1994 et 2003) Valeur moyenne / Valeur maximale
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Les EAP de radon (222Rn et 220Rn) sont du même ordre de grandeur à proximité du site et au niveau de la station de bruit de fond « flanc de coteau ». Au droit du site, les valeurs sont inférieures pour le 222Rn et le 220Rn n’est pas détecté.
L’EAVL pour les poussières semble relativement faible à la fois sur site, dans son environnement proche et au niveau de la station de bruit de fond « flanc de coteau », l’activité volumique des émetteurs alpha à vie longue contenus dans les poussières étant inférieure à la limite de quantification du laboratoire pour l’ensemble des points de mesure.
Concernant les débits de dose, les rayonnements gamma mesurés sur site sont supérieurs d’un facteur 2 à 3 à ceux mesurés au niveau de la station de bruit de fond « flanc de coteau » mais restent du même ordre de grandeur. Le débit de dose dans l’environnement proche du site est quant à lui relativement similaire à celui mesuré au niveau de la station de bruit de fond.
D’une manière générale, les valeurs mesurées au niveau de l’environnement proche du site semblent donc caractéristiques du bruit de fond local et ne mettent pas en évidence de perturbation liée aux anciennes activités minières.
3.4.2 Milieu aquatique
3.4.2.1 Rejet du site vers le Vincou
Afin d’évaluer l’efficacité du traitement réalisé au niveau du bassin de traitement passif des eaux du site d’Henriette, une surveillance mensuelle est effectuée depuis 2015 (après la mise en place du traitement) sur les eaux de surverse, avant traitement (point de prélèvement HEN 1) et après traitement (point de prélèvement HEN REJ).
Pour mémoire, le traitement des eaux de surverse au niveau du bassin est destiné à abaisser la concentration en uranium et en radium par percolation de l’eau au travers du substrat filtrant et dépolluant qu’est la tourbe.
La localisation schématique de ces points de prélèvement est représentée sur la figure suivante.
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Figure 10 : Localisation schématique des points de prélèvement des eaux de rejet du site d’Henriette
Les résultats (valeurs moyennes et maximales annuelles) de la surveillance pour les années 2015 et 2016 sont présentés en détail dans le Tableau E2 de l’Annexe E.
Le tableau ci-après présente une synthèse de ces résultats, ainsi que les valeurs limites de rejet applicables, issues du Décret 90-222 du 9 mars 1990.
Tableau 12 : Synthèse de la surveillance des rejets de radioéléments du site vers le Vincou
Avant Après Valeur limite traitement traitement Composé Unité de rejet (1) HEN 1 HEN REJ
pH - - moyenne : 6,4 moyenne : 6,7
226Ra soluble Bq/L 0,37 0,66 / 1,22 0,27 / 0,71
226Ra insoluble Bq/L 3,7 0,04 / 0,17 0,03 / 0,09
U soluble µg/L 1 800 160 / 370 40 / 210
U insoluble µg/L - 10 / 30 4 / 20
- : absence de données souligné : valeur supérieure à la limite de rejet valeur moyenne / valeur maximale (1) Prescriptions réglementaires du rejet : Décret 90-222 du 09/03/1990 complétant le règlement général des industries extractives
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Concernant le radium 226 soluble, le traitement permet de réduire l’activité moyenne de 0,66 Bq/L à 0,27 Bq/L (soit plus d’un facteur 2), assurant la conformité du rejet par rapport à la valeur limite de rejet de 0,37 Bq/L. Quelques valeurs légèrement supérieures à la valeur limite de rejet sont observées ponctuellement après traitement (valeur maximale de 0,71 Bq/L en juin 2016).
Les activités mesurées en radium 226 insoluble et en uranium soluble sont toutes inférieures à la valeur limite de rejet d’au moins un ordre de grandeur après traitement. Les teneurs en uranium insoluble sont faibles, de l’ordre de quelques µg/L et une diminution est observée après traitement. Pour l’ensemble des composés un abattement des activités ou concentration allant jusqu’à un facteur 4 est observé du fait du traitement.
Ces deux points de surveillance ainsi que le point HEN DRAIN (eaux de provenance inconnue alimentant le bassin de traitement dont la localisation est présentée sur la Figure 10) ont été prélevés dans le cadre de la campagne ponctuelle réalisée en juillet 2016, et les échantillons ont été analysés pour un programme analytique étendu comprenant 11 métaux. Les résultats de ces prélèvements sont présentés en détail dans l’Annexe D et synthétisés dans le tableau suivant.
Tableau 13 : Synthèse de la campagne ponctuelle de prélèvement des rejets du site vers le Vincou
Après Valeur limite Avant traitement Composé Unité traitement de rejet (1) HEN 1 HEN DRAIN HEN REJ
U soluble mg/L 1,8 0,12 0,016 0,017
226Ra soluble Bq/L 0,37 0,84 0,42 0,29
Arsenic µg/L 50 46 67 18
Baryum µg/L - 69 71 64
Cadmium µg/L - < 5 < 5 < 5
Chrome µg/L - < 5 < 5 < 5
Cuivre µg/L - < 5 < 5 < 5
Fer µg/L - 2 360 3 100 1 240
Mercure µg/L - < 0,5 < 0,5 < 0,5
Manganèse µg/L - 169 443 52
Nickel µg/L - 9,1 < 5 < 5
Plomb µg/L - < 5 < 5 < 5
Zinc µg/L - 27 < 5 < 5
- : absence de données (1) Prescriptions réglementaires du rejet : Décret 90-222 du 09/03/1990 complétant le règlement général des industries extractives.
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Les résultats en radium et uranium sont similaires à ceux de la surveillance environnementale. Les concentrations en métaux après traitement sont inférieures à celles mesurées avant traitement d’un facteur 2 à 3 environ. Les concentrations et activités détectées après traitement sont conformes aux valeurs limites de rejet.
3.4.2.2 Eaux de surface du Vincou
Afin d’évaluer l’impact des rejets du site sur les eaux de surface du Vincou, une surveillance mensuelle est réalisée depuis 1993 aux points de prélèvement CRO (dans l’étang de la Crouzille, représentant le bruit de fond), VIN PRA (en aval du rejet d’Henriette et en amont du secteur minier Margnac-Peny) et VIN B (en aval de tous les sites miniers).
La localisation schématique de ces points de prélèvement est représentée sur la figure suivante.
Figure 11 : Localisation schématique des points de prélèvement des eaux du Vincou
Les résultats (valeurs moyennes et maximales annuelles) pour les années 2015 à 2016 sont présentés en détail dans le Tableau E3 de l’Annexe E. Le tableau suivant présente une synthèse de ces résultats.
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Tableau 14 : Synthèse de la surveillance des radioéléments dans les eaux de surface du Vincou
Amont Aval Aval lointain proche Composé Unité CRO VIN PRA VIN B
Min : 6,3 Min : 6,2 Min : 6,5 pH - Max : 7,3 Max : 6,9 Max : 7,1
226Ra soluble Bq/L 0,03 / 0,06 0,03 / 0,08 0,09 / 0,15
226Ra insoluble Bq/L 0,02 / 0,02 0,02 / 0,02 0,02 / 0,05
U soluble µg/L 7,6 / 10 6,2 / 11 28 / 34
U insoluble µg/L 1,1 / 2 - -
- : absence de données valeur moyenne / valeur maximale
Les valeurs de pH sont similaires et proches du neutre sur l’ensemble des mesures, en amont et en aval du site (entre 6,2 et 7,3).
Concernant l’ensemble des radioéléments, sous forme soluble et insoluble, les teneurs mesurées en amont et en aval du site sont globalement du même ordre de grandeur. Les activités et concentrations sont supérieures au niveau de l’aval lointain du site. Ces résultats semblent montrer que la contribution du site d’Henriette paraît négligeable par rapport aux sites du secteur Margnac-Peny.
Le point CRO ainsi que le point HEN B (situé en aval du point de rejet d’Henriette, dont la localisation est présentée sur la Figure 11) ont été prélevés dans le cadre de la campagne de prélèvement ponctuelle réalisée en juillet 2016, et analysés suivant un programme étendu comprenant 11 métaux. Les résultats de ces prélèvements sont présentés en détail dans l’Annexe D et synthétisés dans le tableau suivant.
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Tableau 15 : Synthèse de la campagne ponctuelle de prélèvement des eaux de surface du Vincou
Amont Aval Composé Unité CRO HEN B
U soluble µg/L 6,8 ± 0,78 9,5 ± 1,24
226Ra soluble Bq/L 0,024 ± 0,01 0,121 ± 0,04
Arsenic µg/L < 5,0 < 5,0
Baryum µg/L 7,9 23
Cadmium µg/L < 5,0 < 5,0
Chrome µg/L < 5,0 < 5,0
Cuivre µg/L < 5,0 < 5,0
Fer µg/L 196 3 320
Mercure µg/L < 0,5 < 0,5
Manganèse µg/L < 5,0 156
Nickel µg/L < 5,0 < 5,0
Plomb µg/L < 5,0 < 5,0
Zinc µg/L < 5,0 < 5,0
L’arsenic, le cadmium, le chrome, le cuivre, le mercure, le nickel, le plomb et le zinc ne sont ni détectés dans les eaux de l’étang de la Crouzille ni dans les eaux du Vincou. L’uranium, le radium, le baryum, le fer et le manganèse sont mesurés à des teneurs supérieures en aval du point de rejet qu’en amont.
3.4.2.3 Eaux de surface d’Henriette
Le ruisseau d’Henriette est busé sur le périmètre du site minier, depuis les travaux d’aménagement hydrauliques réalisés par AREVA en 2014.
Afin d’évaluer l’impact potentiel du site sur les eaux de surface du ruisseau d’Henriette, une surveillance mensuelle est réalisée depuis 2015 aux points de prélèvement HEN A EP (en amont du site d’Henriette, représentant le bruit de fond) et HEN EP (en aval du site d’Henriette).
La localisation schématique de ces points de prélèvement est représentée sur la figure suivante.
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Figure 12 : Localisation schématique des points de prélèvement des eaux du Vincou
Les résultats (valeurs moyennes et maximales annuelles) pour les années 2015 et 2016 sont présentés en détail dans le Tableau E4 de l’Annexe E. Le tableau suivant présente une synthèse de ces résultats.
Tableau 16 : Synthèse de la surveillance des radioéléments dans les eaux de surface du ruisseau d’Henriette
Amont Aval
Composé Unité HEN A EP HEN EP
Min : 6,0 Min : 5,9 pH - Max : 7,1 Max : 6,8
226Ra soluble Bq/L 0,02 / 0,04 0,02 / 0,04
226Ra insoluble Bq/L 0,02 / 0,02 0,02 / 0,02
U soluble µg/L 1 / 3 3 / 6
U insoluble µg/L < 1 1 / 3
valeur moyenne / valeur maximale
Le pH ainsi que les activités en radium 226 sont similaires en amont et en aval du site minier. Les teneurs moyennes en uranium sont légèrement supérieures mais restent du même ordre de grandeur en aval du site.
Les eaux de surface du ruisseau d’Henriette au niveau de ces deux points de prélèvement ont été analysées dans le cadre de la campagne de prélèvement ponctuelle réalisée en juillet 2016, pour un programme analytique étendu comprenant 11 métaux. Les résultats de
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ces prélèvements sont présentés en détail dans l’Annexe D et synthétisés dans le tableau suivant.
Tableau 17 : Synthèse de la campagne ponctuelle de prélèvement des eaux de surface du ruisseau d’Henriette
Amont Aval Composé Unité HEN A HEN EP
U soluble µg/L < 1 1,1 ± 0,68
226Ra soluble Bq/L < 20 < 20
Arsenic µg/L 11 15
Baryum µg/L 5,5 8
Cadmium µg/L < 5 < 5
Chrome µg/L < 5 < 5
Cuivre µg/L < 5 < 5
Fer µg/L 999 2 100
Mercure µg/L < 0,5 < 0,5
Manganèse µg/L 20 40
Nickel µg/L < 5 < 5
Plomb µg/L < 5 < 5
Zinc µg/L < 5 < 5
Le radium, le cadmium, le chrome, le cuivre, le mercure, le nickel, le plomb et le zinc ne sont détectés ni en amont ni en aval du site minier. L’uranium, l’arsenic, le baryum, le fer et le manganèse sont détectés à des teneurs supérieures en aval du site par rapport à l’amont.
3.4.2.4 Synthèse pour le milieu aquatique
Le Tableau 1 présente une synthèse de l’ensemble des campagnes de prélèvement des eaux de surface réalisées dans les ruisseaux d’Henriette et du Vincou en amont, au droit et en aval du site ainsi qu’une comparaison aux critères de référence retenus des valeurs moyennes, médianes et maximales calculées.
Une perturbation (concentration en aval du site supérieure à la concentration en amont) est observée dans les eaux de surface pour l’uranium, le radium, l’arsenic, le baryum, le fer et le manganèse.
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Parmi ces composés, des valeurs supérieures aux critères de référence retenus sont observées pour l’uranium, l’arsenic et le baryum au droit et en aval du site d’Henriette. Il est à noter que le radium, le fer et le manganèse ne disposent pas de critères de référence dans les bases de données consultées.
3.4.3 Milieu terrestre
3.4.3.1 Sol de surface du site
Des prélèvements de sols de surface (quinze points de prélèvement d’une profondeur située entre 0 et 30 cm correspondant à la couche racinaire) ont été effectués au droit du site d’Henriette et dans son voisinage en juillet 2016, localisés sur la figure ci-dessous.
Figure 13 : Cartographie des points de prélèvement (figure issue de la note AREVA concernant les prélèvements et analyses complémentaires sur le site d’Henriette – Annexe D)
Parmi les 15 échantillons de sols de surface analysés, 8 sont situés au droit d’Henriette Bas (HEN BAS 1 à 8), 4 sont situés au droit d’Henriette Haut (HEN HAUT 1 à 4) et 3 représentent le bruit de fond (HEN BF 1 à 3).
La note AREVA présentant les prélèvement et analyses complémentaires est jointe en Annexe D. Le tableau E5 de l’Annexe E ainsi que le tableau ci-après présentent une synthèse de ces résultats, ainsi que les critères de référence disponibles.
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Tableau 18 : Synthèse de la campagne de prélèvement de sols de surface
Bruit de fond national Bruit de fond Henriette Bas Henriette Haut Composé Unité ou européen (BF1 à BF3) (HEN BAS 1 à 8) (HEN HAUT 1 à 4) 226Ra Bq/g - 0,08 / 0,1 0,38 / 0,96 0,66 / 1,29
Uranium mg/kg 0,1 - 50 (1) 7,2 / 8,1 28,4 / 72 40,9 / 86,8 Arsenic mg/kg 1 à 25 (2) 12,7 / 15,2 21,6 / 72,8 12,8 / 13,5 Baryum mg/kg - 157,7 / 182 332,8 / 399 189,8 / 213
Cadmium mg/kg 0,05 à 0,45 (2) < 4 < 4 < 4 Chrome mg/kg 10 à 90 (2) 16,5 / 19,9 14,4 / 24,5 10,3 / 13,2
Cuivre mg/kg 2 à 20 (2) 6,4 / 9,5 10,7 / 26,2 4,7 / 6,6
Fer g/kg 32,4 (3) 11,3 / 11,9 11 / 18,3 9,8 / 10,2 Mercure mg/kg 0,02 à 0,10 (2) < 1 < 1 < 1
Manganèse mg/kg 754 (3) 104,5 / 115 166,7 / 305 235 / 411
Nickel mg/kg 2 à 60 (2) 12 / 17,3 11,2 / 20,6 7,3 / 12 Plomb mg/kg 9 à 50 (2) 31,9 / 34 35,5 / 44,2 24,8 / 26,4
Zinc mg/kg 10 à 100 (2) 46,7 / 51,7 66,2 / 103 63,2 / 72,4 valeur moyenne / valeur maximale souligné : valeur supérieure au critère de référence (1) Gamme de variation des concentrations en uranium des sols en Europe (fiche IRSN) (2) Gammes de valeurs "ordinaires", données issues du programme ASPITET de l'INRA (3) Moyenne des teneurs totales en éléments traces métalliques, fer et manganèse dans les sols français, données issues du programme ASPITET de l'INRA
A l’exception du cadmium et du mercure, non détectés, les teneurs mesurées dans les sols de surface au droit du site sont globalement supérieures au bruit de fond local. Les teneurs sont en moyenne inférieures ou comprises dans les gammes de valeurs de bruit de fond national. Quelques points isolés présentent des teneurs supérieures à la gamme de valeurs de bruit de fond national pour l’arsenic (HEN BAS 4 et 6), le cuivre (HEN BAS 1) et le zinc (HEN BAS 6). Ces teneurs restent cependant du même ordre de grandeur que la borne haute de la gamme de valeurs du bruit de fond national.
Concernant l’uranium, les teneurs mesurées au droit du site sont supérieures d’environ un ordre de grandeur à celles mesurées au niveau du bruit de fond local, et supérieures mais du même ordre de grandeur que le bruit de fond européen. Ces teneurs plus élevées peuvent être en lien avec les teneurs naturellement présentes dans cette zone minière, celles-ci ayant notamment justifié le choix du site d’Henriette pour les activités minières passées réalisées.
3.4.3.2 Chaîne alimentaire
Afin d’évaluer l’impact du site d’Henriette sur la chaîne alimentaire, une surveillance est réalisée par AREVA sur les fruits et légumes (choux, carottes et pommes), la viande d’animaux d’élevage (poule et lapin) et sur le lait. Les paragraphes suivants présentent les résultats de cette surveillance.
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Végétaux (fruits et légumes)
Des prélèvements ont été réalisés de 2001 à 2014 sur les fruits et légumes au niveau des points de prélèvements suivants :
• point n°83 : communes de Népoulas (à environ 2,2 km au Sud-Ouest du site), Malabard (à environ 9 km au Nord-Est du site), Vieille Crouzille (1,8 km au Nord-Ouest du site) et Moulin des Planches (à environ 11,5 km au Nord du site), correspondant au bruit de fond ;
• point n°67 : commune de Silord (à environ 4,4 km au Nord-Ouest du site) ;
• point n°86 : communes de Margnac (2,6 km au Nord-Ouest du site) et Peny (4,6 km au Nord-Ouest du site).
Le Tableau E6 de l’Annexe E présente les résultats de ces prélèvements pour les années 2001 à 2007 (les données de 2007 à 2014 étant uniquement disponibles au niveau du point n°83, représentant le bruit de fond, elles n’ont pas été retranscrites ici). Le tableau ci-après présente une synthèse de ces résultats.
Tableau 19 : Synthèse de la surveillance des végétaux
Bruit de fond Proximité du site Composé Unité Point 83 Point 67 Point 86
226Ra 0,7 / 2,0 0,9 / 3,2 0,2 / 0,3
238U < 0,6 / < 1,4 < 1,2 / < 2,1 < 0,03 / < 0,04 Activité 210Pb Bq/kg 1,0 / < 1,4 < 1,3 / < 1,7 0,6 / < 0,8 massique
230Th < 4,5 / < 7,0 < 11,8 / < 15,8 < 2,7 / < 3,4
210Po 0,05 / < 0,08 - 0,06 / 0,14
- absence de données valeur moyenne / valeur maximale
Ce tableau met ainsi en évidence que les activités mesurées dans les végétaux à proximité du site sont comparables à celles mesurées au niveau du bruit de fond.
Il est à noter que la plupart des valeurs mesurées sont inférieures ou proches de la limite de quantification du laboratoire.
Animaux d’élevage
Des prélèvements de viande d’animaux d’élevage (poule et lapin) ont été réalisés entre 2001 et 2008 au niveau des communes de :
• Malabard (à environ 9 km au Nord-Est du site), correspondant au bruit de fond ;
• Margnac (à environ 2,6 km au Nord-Ouest du site) ;
• Augères (à environ 3,7 km au Nord du site).
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Le Tableau E7 de l’Annexe E présente en détail les résultats de ces prélèvements.
Les résultats d’analyses montrent des activités inférieures à la limite de quantification du laboratoire pour l’ensemble des radioéléments recherchés (radium 226, uranium 238, plomb 210, thorium 230 et polonium 210), lors de l’ensemble des campagnes de prélèvement. Le tableau suivant présente les mesures les plus récentes pour les différents lieux de prélèvement.
Tableau 20 : Synthèse de la surveillance de la viande
Année Lieu / Type Composé Unité 2007 2008 Milieu Lapin Poule
226Ra Bq/kg < 0,4 < 0,2
238U Bq/kg < 0,1 < 0,01 Malabard Activités Bruit de massiques 210Pb Bq/kg < 2,1 < 0,8 fond (poids frais) 230Th Bq/kg < 9,0 < 3,5
210Po Bq/kg < 0,1 < 0,05
226Ra Bq/kg < 0,3 - 238U Bq/kg < 0,1 - Margnac Activités Proximité massiques 210Pb Bq/kg < 1,1 - du site (poids frais) 230Th Bq/kg < 4,9 - 210Po Bq/kg < 0,04 - 226Ra Bq/kg < 0,2 -
238U Bq/kg < 0,03 - Augères Activités Proximité massiques 210Pb Bq/kg < 1,4 - du site (poids frais) 230Th Bq/kg < 6,6 - 210Po Bq/kg < 0,05 -
Lait
Des prélèvements ont été réalisés entre 1991 et 2009 sur du lait prélevé au niveau :
• de la laiterie des Fayes à Isle (à environ 22 km au Sud-Ouest du site), correspondant au bruit de fond ;
• de la commune de Montmassacrot (à environ 11,5 km au Nord-Est du site), correspondant au bruit de fond ;
• de la commune d’Augères (à environ 3,7 km au Nord du site).
Depuis 2000, les résultats d’analyses montrent des activités inférieures à la limite de quantification du laboratoire pour l’ensemble des radioéléments recherchés (radium 226, uranium 238, plomb 210, thorium 230 et polonium 210), lors de l’ensemble des campagnes de prélèvement. Le tableau suivant présente les résultats des mesures les plus récentes.
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Tableau 21 : Synthèse de la surveillance du lait
Bruit de fond Proximité du site Composé Unité Laiterie des Fayes Montmassacrot Augères 2009 2009 2007
226Ra Bq/L < 0,15 < 0,24 < 0,35 238U Bq/L < 0,13 < 0,05 < 0,02 210Pb Bq/L < 0,61 < 0,73 < 0,65 230Th Bq/L < 2,98 < 3,4 < 2,75
210Po Bq/L < 0,02 < 0,02 < 0,02
3.5 Synthèse
D’après les résultats de la surveillance environnementale des eaux des ruisseaux d’Henriette et du Vincou présentée au Paragraphe 3.4.2 et de la campagne de prélèvement de sols de surface réalisée en juillet 2016 présentée au Paragraphe 3.4.3, une contribution du site d’Henriette a été observée pour un certain nombre de composés.
Lorsque les activités ou concentrations de ces composés dépassent les critères de référence, une dégradation du milieu due au site est possible. Il convient donc d’établir l’impact de ces composés sur les écosystèmes ainsi que sur la santé humaine.
Les composés retenus pour l’évaluation de l’impact sont ceux pour lesquels une perturbation est observée et qui dépassent les critères de référence retenus, ou qui ne disposent pas de critère de référence, comme indiqué dans le tableau ci-dessous.
Tableau 22 : Composés retenus dans les eaux et les sols
Composés Milieu aquatique Milieu terrestre retenus moyenne maximale moyenne maximale Uranium 238 x x x x Radium 226 pcd pcd pcd pcd Arsenic x x - x Baryum x x pcd pcd Fer pcd pcd - - Manganèse pcd pcd - - x : Composé pour lequel une contribution du site a été observée par rapport au bruit de fond local, et dont la valeur moyenne et/ou maximale est supérieure au critère de référence retenu pour les eaux et au bruit de fond national pour les sols de surface. pcd : Composé pour lequel une contribution du site a été observée par rapport au bruit de fond local et pour lequel aucun critère de référence n'est disponible. - : composé non retenu
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4. SCHEMA CONCEPTUEL
4.1 Identification des « sources » d’exposition potentielles
Suite à son remodelage et à son réaménagement, l’ancien site minier d’Henriette est aujourd’hui revégétalisé et s’intègre dans son environnement forestier. A l’exception du bassin de traitement, seules quelques anciennes verses à stériles sont encore affleurantes. Au droit du site, les radioéléments présents naturellement dans le sous-sol du Limousin peuvent être présents à des teneurs supérieures au bruit de fond du fait de la mise à jour de produits résultant de l’activité minière.
En ce qui concerne les eaux de surverse, celles-ci sont collectées et font l’objet d’un traitement passif à la tourbe au niveau du bassin situé à l’Ouest du site, avant rejet via une canalisation vers le ruisseau du Vincou.
Les eaux du ruisseau d’Henriette sont busées en amont du site jusqu’à l’étang de la Crouzille.
4.2 Identification des enjeux
4.2.1 Sur site
Actuellement, les usages constatés au droit du site comprennent des usages récréatifs de type promenade ou chasse. Aucun bâtiment n’est présent sur site, et le bassin de traitement des eaux de surverse est clôturé.
Dans le futur, un risque de perte de la mémoire des anciennes activités minières ne peut être exclu. Dans le contexte d’un mode dégradé prenant en compte cette perte de la mémoire, l’aménagement au droit du site pour des usages interdits à ce jour ne peut être exclu (par exemple implantation de bâtiments à usage résidentiel ou professionnel, jardins potagers, usages des eaux souterraines, …).
4.2.2 Hors site – Groupes de référence
Au regard du voisinage du site décrit au Paragraphe 2.3, les populations les plus proches sont les résidents des villages et habitations isolées alentours, situés à environ 1 km de l’ancien site minier (Chabannes, la Borderie, Cloud et Fondanèche).
Dans ce contexte, les groupes de référence retenus, considérés comme les plus sensibles dans la zone d’influence du site, correspondent :
• aux habitations des villages alentours, groupes de référence constitués d’adultes et d’enfants, exposés dans un cadre résidentiel ;
• aux populations susceptibles de consommer l’eau de l’étang de la Crouzille en tant qu’eau de boisson, et de l’utiliser pour l’arrosage de jardins privés pouvant contenir un jardin potager. Ces populations étant éloignées du site d’Henriette (ville de Limoges située à environ 20 km), elles ne sont pas susceptibles d’être exposées autrement que par l’eau potable.
Il convient de rappeler qu’aucun usage des eaux de surface du ruisseau d’Henriette et du Vincou n’est recensé au voisinage du site pour l’alimentation en eau potable, en dehors des eaux de l’étang de la Crouzille. De plus, ni le ruisseau d’Henriette ni celui du Vincou ne sont utilisés pour des usages récréatifs et de pêche. Un usage potentiel de l’eau a été
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recensé au niveau de l’étang de Margnac, concernant le pompage de l’eau pour l’arrosage (voir Annexe B).
4.3 Identification des voies de transfert et d’exposition
Au regard de l’état environnemental du site et des groupes de référence identifiés, les voies de transfert et d’exposition suivantes sont considérées :
Sur site
• l’exposition externe due au rayonnement gamma issu des radioéléments présents dans les sols pour les usagers occasionnels au droit de celui-ci ;
• l’exhalaison de radon au droit de l’ancien site minier. Les personnes présentes peuvent être exposées par inhalation des descendants à vie courte du radon ;
• le contact direct avec les sols et la remise en suspension de poussières de sol du fait de l’action du vent. Les voies d’exposition associées pour les usagers occasionnels du site sont l’ingestion involontaire de sols de surface et l’inhalation de poussières14. Au vu des résultats d’analyses d’activité des poussières présentés au Paragraphe 3.4.1, la voie d’exposition par inhalation de poussières est toutefois jugée non pertinente d’un point de vue radiologique ;
• le contact direct des usagers occasionnels avec les eaux du bassin de traitement du site. Il convient toutefois de noter que ce bassin est clôturé afin de prévenir tout accès. Dans ce contexte, seul un évènement accidentel pourrait conduire à une éventuelle exposition (chute suite à une intrusion par exemple). La voie d’exposition associée est l’ingestion accidentelle d’eau du bassin ;
• les voies d’exposition par ingestion de gibier et ingestion de champignons présents au droit du site, bien que pouvant avoir lieu, n’ont pas fait l’objet d’une évaluation quantitative en raison de l’absence de facteurs de transfert identifiés (champignons), des difficultés d’échantillonnage (représentativité de l’échantillon et quantité nécessaire à une analyse optimale de l’ordre de plusieurs kg) et de la faible occurrence d’une telle exposition, les quantités consommées par les populations étant relativement limitées.
Hors site
• l’exposition externe due au rayonnement gamma issu des radioéléments présents dans les sols pour les résidents au voisinage de celui-ci et le transport et la dispersion atmosphérique au voisinage des sites du radon exhalé au droit des sites. Cependant, au vu des résultats analytiques (valeurs similaires au niveau de l’environnement proche du site et du bruit de fond), ces voies d’exposition sont jugées non pertinentes ;
14 Il convient de noter que l’éventuelle exposition chimique des populations par voie cutanée (absorption via la peau, par exemple) n’a pas été considérée. En effet, la quantification des risques liés à une exposition par voie cutanée n’est pas recommandée par les autorités. La Note d’information de la DGPR/DGS du 31 octobre 2014 (Note d’information relative aux modalités de sélection des substances chimiques et de choix des valeurs toxicologiques de référence pour mener les évaluations des risques sanitaires dans le cadre des études d’impact et de la gestion des sites et sols pollués) précise notamment que « les pétitionnaires ne doivent, en l’absence de procédures établies pour la construction de VTR [Valeur Toxicologique de Référence] pour la voie cutanée, envisager aucune transposition à cette voie de VTR disponibles pour les voies orale ou respiratoire ».
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• le transport et la dispersion atmosphérique des poussières de sols de surface du site lors de l’exploitation minière, résultant notamment du passage de camions. Au vu de la carte des anomalies présentée dans le Paragraphe 2.2 et du suivi dosimétrique des travailleurs en milieu extérieur lors du chantier réalisé à Bellezane, l’impact hors site en lien notamment avec l’envol de poussières durant les anciennes activités minières peut être considéré comme négligeable ;
• la migration des composés présents dans les eaux de surverse après traitement vers les eaux du ruisseau du Vincou et :
- le transfert des composés bioaccumulables présents dans ces eaux vers les sols de surface et au travers de la chaîne alimentaire du fait de l’utilisation des eaux de surface pour l’arrosage de jardins privés. La voie d’exposition associée est l’ingestion de sol par inadvertance et d’aliments ;
- le transfert des composés bioaccumulables vers la chair des poissons du Vincou. En l’absence d’usage du Vincou pour la pêche, cette voie d’exposition est jugée non pertinente ;
• la consommation des eaux de l’étang de la Crouzille en tant qu’eau potable par les habitants de Limoges. A noter que ces eaux peuvent potentiellement être utilisées pour l’arrosage de jardins privés. Les voies d’exposition associées sont l’ingestion d’eau, de sols et d’aliments. Toutefois, au regard des résultats de la surveillance environnementale présentée au Paragraphe 3.4.2.2, les teneurs dans les eaux de l’étang de la Crouzille sont inférieures aux critères de potabilité et cette voie d’exposition est jugée non pertinente du point de vue chimique.
Il est à noter que, dans le cas d’un mode dégradé avec perte de la mémoire des anciens travaux miniers, les voies de transfert et d’exposition suivantes pourraient être pertinentes au droit du site pour les futurs usagers de celui-ci :
• l’exposition externe due au rayonnement gamma issu des radioéléments présents dans les sols ;
• l’exposition par inhalation des descendants à vie courte du radon ;
• l’exposition par ingestion involontaire de sols de surface et inhalation de poussières ;
• l’exposition par ingestion de végétaux cultivés au droit du site (jardins potagers ou activités agricoles), par transfert racinaire des sols vers la plante ;
• dans le cas d’une utilisation des eaux au droit du site, l’exposition par ingestion d’eau et de végétaux arrosés avec cette eau.
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4.4 Synthèse du schéma conceptuel
4.4.1 Usages actuels sur site et au voisinage du site
Figure 14 : Schéma conceptuel - usages actuels sur site et au voisinage du site
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4.4.2 Scénario dégradé au droit du site - Perte de mémoire
Figure 15 : Schéma conceptuel - scénario dégradé au droit du site (perte de mémoire)
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5. EVALUATION DE L’IMPACT SUR LES ECOSYSTEMES
L’impact du site d’Henriette sur les écosystèmes présents à l’extérieur de celui-ci a été évalué selon une approche calculatoire d’un point de vue radiologique et chimique. L’évaluation de l’impact sur les écosystèmes a été réalisée au voisinage de l’ancien site minier, pour le biote des eaux de surface, sur la base des activités et concentrations mesurées dans les eaux de surface des ruisseaux d’Henriette et du Vincou.
5.1 Evaluation de l’impact radiologique
5.1.1 Méthodologie
L’évaluation de l’impact sur les écosystèmes des radioéléments retenus selon l’approche suivie dans le Chapitre 3 a été réalisée à l’aide du modèle ERICA, dans sa version 1.2. Ce modèle est destiné à l’évaluation des risques radiologiques sur les biotes terrestre, des eaux de surface et des eaux marines.
5.1.1.1 Activités sources
Les activités retenues pour l’évaluation de l’impact dosimétrique sont présentées en détail dans les Tableaux 2A et 2B (eaux de surface des ruisseaux d’Henriette et du Vincou respectivement). Les paragraphes suivants précisent la méthodologie de sélection.
L’impact radiologique sur les écosystèmes a été évalué sur la base :
• de l’activité (radium 226) ou concentration (uranium pondéral) moyenne mesurée dans les eaux de surface du ruisseau d’Henriette entre 2015 et 2016 en aval du site (point HEN EP) à laquelle a été retranchée l’activité ou concentration moyenne en amont du site (point HEN A EP) (Annexe D et Tableau E4 de l’Annexe E) ;
• de l’activité (radium 226) ou concentration (uranium pondéral) moyenne mesurée dans les eaux de surface du ruisseau du Vincou entre 2015 et 2016 en aval du site (points HEN B et VIN PRA) à laquelle a été retranchée l’activité ou concentration moyenne en amont du site (point CRO) (Annexe D et Tableau E3 de l’Annexe E).
Afin de caractériser une exposition chronique, et de prendre en compte les variations saisonnières et temporelles, les valeurs moyennes ont été prises en compte pour une meilleure représentativité des résultats (surveillance sur 2 ans).
Dans la mesure où seules des activités d’extraction de l’uranium ont été réalisées sur le site (absence d’activités de type traitement de minerais et stockage de minerais lixiviés ou résidus de traitement), les concentrations en uranium pondéral ont été converties en activités en supposant que l’uranium présent dans les eaux de surface était de l’uranium naturel à l’équilibre séculaire. Le spectre considéré est présenté dans le tableau suivant.
Tableau 23 : Spectre de l’uranium
Activité massique de l’uranium naturel (Bq/mg Unat) 238U 234U 235U 12,3 13,2 0,57
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5.1.1.2 Valeurs de référence
Le critère limite de dose usuellement retenu en première approche est de 10 µGy/h. Cette valeur correspond au critère par défaut du modèle ERICA et est utilisée pour le calcul des activités limites dans les milieux environnementaux (Environmental Media Concentration Limits - EMCL), pour les situations d’expositions chroniques et pour tous les écosystèmes.
Il est à noter que le modèle propose également un second jeu de critères limites de dose : 40 µGy/h pour les animaux terrestres et 400 µGy/h pour les plantes terrestres et tous les organismes aquatiques. Ces valeurs ont été dérivées à partir d’autres études, dont notamment IAEA15 (1992) et UNSCEAR16 (1996). En deçà de ces valeurs, les données disponibles suggèrent que les activités évaluées n’ont pas d’effets mesurables sur les écosystèmes.
La valeur de débit de dose de 10 μGy/h permet d’évaluer les situations où l’exposition radiologique est naturellement faible. Or, étant donné le contexte minier de la présente étude, les valeurs de screening de 40 et 400 μGy/h ont été directement retenues selon un second niveau d’approche, ces valeurs étant utilisées pour les situations où l’exposition radiologique est naturellement non négligeable, comme cela est le cas au voisinage des anciens sites miniers.
Selon l’approche Tier 1 du modèle ERICA, l’EMCL retenu pour un milieu environnemental et un radionucléide donné correspond à la valeur minimale des EMCL calculés pour les différents organismes. Selon l’approche Tier 2 du modèle ERICA, un calcul est réalisé pour chaque organisme présent dans un milieu environnemental donné, en fonction de paramètres spécifiques au radionucléide et à l’organisme étudiés. Cependant, cette approche nécessite de connaître les organismes de référence présents dans les différents milieux environnementaux étudiés, ce qui n’est pas le cas dans le cadre de la présente étude. Ainsi, l’approche Tier 1 a été suivie.
Le Quotient de Risque (QR) est ensuite calculé par le modèle selon la formule suivante :
QR = M / EMCL
Où M correspond à l’activité mesurée dans le milieu environnemental (Bq/L).
Les QR sont calculés pour chaque radionucléide. Selon le premier niveau d’approche du Tier 1, les QR calculés pour les différents radionucléides sont additionnés. L’approche consistant à sommer les QR pour l’ensemble des radionucléides est majorante, car l’EMCL retenu pour chaque radionucléide n’est pas dérivé pour le même organisme (il est donc peu probable que les effets se cumulent).
La valeur de référence pour le QR est 1. Une valeur du QR supérieure à 1 montre la nécessité d’effectuer une analyse plus fine.
15 International Atomic Energy Agency (IAEA) (1992). Effects of ionising radiation on plants and animals at levels implied by current radiation protection standards. Technical Reports Series No. 332. Vienna: International Atomic Energy Agency. 16 UNSCEAR (1996). Sources and effects of ionizing radiation. Report to the general assembly with scientific annex A/AC.82/R.54; United Nations: Vienna, Austria, 1996.
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5.1.2 Résultats de l’évaluation de l’impact radiologique sur les écosystèmes
Les résultats détaillés de l’évaluation de l’impact radiologique sur les écosystèmes sont présentés en détail dans les Tableaux 2A et 2B (eaux de surface des ruisseaux d’Henriette et du Vincou respectivement).
Eaux de surface des ruisseaux d’Henriette et du Vincou
Concernant l’uranium, les QR calculés sur la base des concentrations attribuables mesurées dans les eaux de surface du ruisseau d’Henriette sont inférieurs au critère de référence de 1 pour le critère limite de dose (40 µGy/h pour les animaux terrestres et 400 µGy/h pour tous les organismes aquatiques). Il est à noter qu’aucun apport du site en uranium n’est constaté au niveau du ruisseau du Vincou.
Le QR calculé sur la base des activités mesurées en radium dans les ruisseaux d’Henriette et du Vincou est inférieur au critère de référence.
5.2 Evaluation de l’impact chimique
La méthodologie utilisée pour évaluer l’impact de substances chimiques sur l’environnement suit l’approche calculatoire présentée par les institutions et organismes compétents (INERIS, Environmental Protection Agency ou Commission Européenne).
La référence de cette méthodologie, la terminologie associée et la démarche d’évaluation des risques sur l’environnement sont décrites dans les paragraphes suivants. Le choix des substances retenues est présenté dans le Chapitre 3.
5.2.1 Méthodologie
Réalisé par la Commission Européenne en 2003 (pour sa seconde édition), le « Technical Guidance Document on Risk Assessment » (TGD) concerne l’évaluation des risques des substances chimiques sur la santé et sur l’environnement. Il est à ce jour la référence en matière d’évaluation des risques environnementaux liés aux substances chimiques. Le TGD a été développé en appui de deux textes européens :
• la directive 93/67/CEE concernant l’évaluation des risques des substances chimiques nouvelles ;
• le règlement européen 1488/94 concernant l’évaluation des risques pour les substances chimiques existantes.
Concernant les risques sur l’environnement, le guide décrit en détail la méthode d’évaluation du risque selon une approche de comparaison d’une concentration dans un compartiment environnemental (les « Predicted Environmental Concentrations » - PEC) avec les valeurs écotoxicologiques de référence applicables à ce compartiment (les « Predicted No Effect Concentrations » – PNEC, soit la concentration prévisible sans effet sur le compartiment environnemental étudié).
Le guide précise notamment les méthodes de calcul de PEC (lorsque celles-ci ne peuvent être déduites simplement) et les différentes méthodes de calculs des PNEC.
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5.2.1.1 Concentrations sources
Les concentrations sources retenues pour l’évaluation de l’impact chimique sont présentées en détail dans les Tableaux 3A et 3B (eaux de surface des ruisseaux d’Henriette et du Vincou respectivement). Les paragraphes suivants précisent la méthodologie de sélection.
L’impact chimique sur les écosystèmes a été évalué sur la base des concentrations moyennes en uranium total mesurées dans les eaux de surface entre 2015 et 2016 en aval du site (point HEN EP sur le ruisseau d’Henriette et points HEN B et VIN PRA sur le ruisseau du Vincou) et des concentrations moyennes en amont du site (point HEN A EP sur le ruisseau d’Henriette et point CRO dans l’étang de la Crouzille). Pour les autres composés, les concentrations retenues correspondent aux concentrations mesurées dans les eaux de surface d’Henriette et du Vincou en juillet 2016 au niveau des mêmes points en amont et en aval du site (Annexe D et Tableaux E3 et E4 de l’Annexe E).
Afin de caractériser une exposition chronique et prendre en compte les variations saisonnières et temporelles, les valeurs moyennes ont été prises en compte pour une meilleure représentativité des résultats (surveillance sur 2 ans).
5.2.1.2 Critères d’évaluation
En premier lieu, le potentiel d’impact écotoxicologique des substances susceptibles d’être présentes dans l’environnement en lien avec les anciennes activités minières mises en œuvre sur le site est évalué qualitativement sur la base du caractère persistant, bioaccumulable et/ou toxique des composés et radioéléments (composés PBT17 ou vPvB18), tel que défini par le Règlement CE n°1907/2006 du 18 décembre 2006 (REACH - Annexe XIII).
En second lieu, le principal critère d’évaluation quantitatif retenu pour l’évaluation de l’impact écotoxicologique est la PNEC (Predicted No-Effect Concentration), correspondant à la concentration en dessous de laquelle il n’y a pas d’impact sur les écosystèmes. Les PNEC sont établies pour l’espèce la plus sensible du milieu étudié (air, eau ou sol), considérant que la protection de cette espèce équivaut à la protection de son écosystème.
Pour l’uranium, la PNEC retenue pour le milieu « eau » provient du document de l’IRSN intitulé « Proposition de valeurs de PNEC chronique et aiguë pour l’uranium : valeurs génériques et conditionnelles aux domaines physico-chimiques des eaux douces considérées » (Rapport DEI/SECRE n°2010-038 de février 2011).
17 Persistants, Bioaccumulables et Toxiques 18 Très Persistants et très Bioaccumulables
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Pour les autres composés, les PNEC sont sélectionnées dans les bases de données suivantes, par ordre de priorité :
1. Fiches de données toxicologiques et environnementales des substances chimiques de l’INERIS19 ;
2. Portail des substances chimiques20 de l’INERIS si la source bibliographique de la PNEC est mentionnée ;
3. Rapports « Risk Assessment Report » de l’Union Européenne ;
4. Base de données de l’ECHA21. Si plusieurs PNEC existent sur le site de l’ECHA, la PNEC la plus pénalisante est sélectionnée.
Il est à noter que certaines des PNEC retenues sont des PNECajoutée, dont la valeur est à additionner au bruit de fond.
Les PNEC retenues pour les composés présents dans les différents compartiments environnementaux et susceptibles d’être en lien avec le site d’Henriette sont présentées dans l’Annexe F.
5.2.2 Résultats de l’évaluation de l’impact chimique sur les écosystèmes
Les résultats détaillés de l’évaluation de l’impact chimique sur les écosystèmes sont présentés en détail dans les Tableaux 3A et 3B (eaux de surface des ruisseaux d’Henriette et du Vincou respectivement).
Eaux de surface des ruisseaux d’Henriette et du Vincou
Dans les eaux de surface des deux ruisseaux, la majorité des teneurs sont inférieures aux PNEC. Seules les teneurs en manganèse en amont et en aval du site et en uranium en aval du site sont supérieures aux PNEC disponibles pour ces composés dans le ruisseau d’Henriette. Dans le ruisseau du Vincou, seule la teneur en manganèse en aval du site est supérieure à la PNEC.
19 http://www.ineris.fr/rapports-d%C3%A9tude/toxicologie-et-environnement/fiches-de-donn%C3%A9es-toxicologiques-et- environnementales-d#stheme-1921 20 http://www.ineris.fr/substances/fr/ 21 http://echa.europa.eu/fr/information-on-chemicals/registered-substances
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5.3 Synthèse de l’évaluation de l’impact sur les écosystèmes
L’évaluation de l’impact sur les écosystèmes, réalisée sur la base des résultats de la surveillance environnementale des sols au droit du site, ainsi que des eaux de surface des ruisseaux d’Henriette et du Vincou a permis de mettre en évidence les principales conclusions suivantes :
• du point de vue de l’impact radiologique, en prenant en compte le critère limite de dose de 40 µGy/h pour les animaux terrestres et 400 µGy/h pour les plantes terrestres et tous les organismes aquatiques, les Quotients de Risque calculés à l’aide du modèle ERICA sont inférieurs à la valeur de référence ;
• lorsqu’un dépassement des critères de comparaison radiologiques et chimiques applicables aux écosystèmes est observé, les activités et concentrations mesurées en amont du site sont parfois supérieures à ces critères (notamment pour le ruisseau d’Henriette). Aussi, il apparaît difficile de déterminer précisément la dégradation des milieux attribuable aux anciennes activités minières réalisées sur le site d’Henriette.
En résumé, il apparait que l’évaluation basée sur une approche calculatoire ne permet pas de conclure en l’absence de risque pour les écosystèmes concernant l’impact chimique. Cependant, il est à noter que la plupart des valeurs de référence retenues apparaissent faibles, notamment au regard du bruit de fond géochimique : elles peuvent être par exemple déjà largement dépassées par le bruit de fond local.
L’influence du site est donc difficile à évaluer précisément, et il convient en conséquence de poursuivre la surveillance environnementale. Il est d’autre part recommandé la réalisation d’une étude de l’état écologique du milieu naturel de type IBG DCE (Indice Biologique Global adapté à la Directive Cadre sur l’Eau) permettant de déterminer la qualité des cours d’eau d’Henriette et du Vincou, afin d’évaluer l’impact réel du site d’Henriette sur son environnement.
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6. EVALUATION DE L’IMPACT SUR LA SANTE HUMAINE
Le présent chapitre a pour objectif d’évaluer quantitativement l’exposition radiologique et l’exposition chimique des personnes présentes au droit et au voisinage du site, dans le cadre des usages actuels, ainsi que dans le cadre d’un scénario dégradé de perte de mémoire des anciennes activités minières au droit du site.
Les principes de précaution et de proportionnalité sont observés dans le cadre de cette évaluation et, conformément au principe de spécificité, les données propres au site et à son voisinage sont utilisées lorsqu’elles sont disponibles. En leur absence, des données issues de la littérature, référencées dans cette étude, ont été prises en compte.
Les paragraphes suivants décrivent la méthodologie utilisée pour évaluer l’exposition radiologique (impact dosimétrique) et l’exposition chimique (risques sanitaires).
6.1 Modèle conceptuel et scénarios d’exposition considérés
Sur la base du schéma conceptuel présenté au Chapitre 4, les voies d’exposition retenues sont présentées dans les paragraphes suivants, pour les usages actuels au droit et au voisinage du site d’une part et pour un mode dégradé avec perte de la mémoire des anciens travaux miniers au droit du site d’autre part.
Usages actuels sur site
Les voies d’exposition considérées pour les usagers occasionnels susceptibles d’être présents au droit du site dans le cadre d’activités de promenade et/ou de chasse sont les suivantes :
• exposition externe due au rayonnement gamma issu des radioéléments présents dans les sols (exposition radiologique uniquement) ;
• inhalation des descendants à vie courte du radon exhalé (exposition radiologique uniquement) ;
• ingestion accidentelle de sols de surface (exposition radiologique et chimique) et inhalation de poussières (exposition chimique uniquement, les résultats de la surveillance environnementale ayant montré que l’activité des poussières au droit du site est inférieure à la limite de détection du laboratoire) ;
• ingestion accidentelle d’eau du bassin de traitement en cas de chute (exposition radiologique et chimique).
Les voies d’exposition par ingestion de gibier et ingestion de champignons, bien que pouvant avoir lieu, n’ont pas fait l’objet d’une évaluation quantitative en raison de l’absence de facteurs de transfert identifiés (champignons), des difficultés d’échantillonnage (la quantité nécessaire à une analyse étant de l’ordre de plusieurs kg) et de quantités consommées par les populations limitées (consommation très ponctuelle).
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Usages actuels hors site
Les voies d’exposition considérées pour les habitants des villages situés à proximité du site, identifiés comme les groupes de référence les plus sensible dans la zone d’influence du site, sont l’ingestion de sol et de fruits et légumes provenant de jardins potagers arrosés avec l’eau du ruisseau du Vincou (exposition radiologique et chimique).
L’étang de la Crouzille étant utilisé pour l’alimentation en eau brute pour la production d’eau potable pour la ville de Limoges, les voies d’exposition associées sont les suivantes :
• ingestion d’eau potable provenant de l’étang de la Crouzille. Les concentrations étant inférieures aux critères de potabilité, cette voie d’exposition n’a pas fait l’objet de calculs de risques pour une exposition chimique et seule l’exposition radiologique a été évaluée quantitativement ;
• ingestion de sols de surface et de fruits et légumes provenant de jardins potagers arrosés avec l’eau potable provenant de l’étang de la Crouzille. De la même façon, les calculs ont été réalisés pour une exposition radiologique seulement.
La figure ci-dessous présente le modèle conceptuel pour les usages actuels sur site et au voisinage des sites.
Figure 16 : Modèle conceptuel - usages actuels sur site et au voisinage des sites
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Scénario dégradé sur site – Usage résidentiel
Les voies d’exposition considérées dans le cadre d’un scénario dégradé avec perte de la mémoire des anciennes activités minières au droit du site, comprenant un usage sensible résidentiel, sont les suivantes :
• exposition externe due au rayonnement gamma issu des radioéléments présents dans les sols (exposition radiologique uniquement) ;
• exposition par inhalation des descendants à vie courte du radon (exposition radiologique uniquement) ;
• ingestion accidentelle de sols de surface (exposition radiologique et chimique) et inhalation de poussières (exposition chimique uniquement) ;
• ingestion d’eau, en cas d’utilisation au droit du site (exposition radiologique et chimique) ;
• exposition par ingestion de végétaux cultivés au droit du site (jardins potagers ou activités agricoles) par transfert racinaire des sols vers la plante et du fait de l’arrosage du jardin potager avec de l’eau prélevée au droit du site (exposition radiologique et chimique).
Figure 17 : Modèle conceptuel - scénario dégradé au droit du site (perte de mémoire)
6.2 Evaluation de l’impact dosimétrique
L’Evaluation Quantitative de l’Exposition Radiologique (EQER) a été réalisée sur la base du guide méthodologique de l’Institut de Radioprotection et de Sûreté Nucléaire (IRSN), du MEDDE et de l’ASN intitulé « Gestion des sites potentiellement pollués par des substances radioactives », publié en décembre 2011, ainsi que des informations disponibles pour les
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différents milieux identifiés sur et à l’extérieur du site (voir Chapitre 3), et comprend les étapes suivantes :
• établissement du modèle conceptuel, permettant de définir les scénarios d’exposition (Paragraphe 6.1 du présent rapport) ;
• détermination des activités sources et d’exposition ;
• quantification de l’impact dosimétrique ;
• évaluation des incertitudes associées à l’impact dosimétrique déterminé.
Les paragraphes suivants présentent l’approche suivie pour évaluer l’impact dosimétrique pour les scénarios d’exposition définis dans le modèle conceptuel.
6.2.1 Activités sources et d’exposition
Les activités sources et d’exposition ont été déterminées sur la base des investigations et de la surveillance environnementale effectuée par AREVA sur et à proximité du site, en distinguant autant que possible la part attribuable aux anciennes activités minières du bruit de fond.
Les activités sources et d’exposition des radioéléments retenus (présentés dans le Paragraphe 3.5) pour l’évaluation de l’impact dosimétrique sont présentées dans le tableau suivant en fonction des différents scénarios envisagés, ainsi que dans les Tableaux 4A et 4B concernant les sols et les eaux de surface respectivement. Les hypothèses suivantes ont également été considérées :
• concernant les usages actuels au droit du site, la moyenne des concentrations et activités mesurées dans les sols a été prise en compte, étant donné que les populations sont susceptibles d’être exposées dans un contexte de promenade ou de chasse, et de ce fait ne sont pas stationnaires et exposées au niveau d’une localisation précise ;
• concernant le scénario dégradé, les concentrations et activités maximales mesurées dans les sols ont été prises en compte, étant donné qu’il s’agit d’une exposition résidentielle au droit du site (et donc stationnaire) dans un cas de perte de la mémoire des anciennes activités minières ;
• concernant le milieu atmosphérique, en raison du faible nombre de données, les valeurs maximales de débit de dose et EAP radon ont été prises en compte pour les scénarios actuels et dégradé au droit des sites ;
• concernant le milieu aquatique, les valeurs moyennes dans les eaux de surface ont été utilisées pour une meilleure représentativité des résultats (prise en compte de la variabilité saisonnière) ;
• en l’absence de mesures directes, les activités pour les isotopes de l’uranium ont été calculées à partir de la concentration en uranium pondéral en supposant que l’uranium présent est de l’uranium naturel à l’équilibre séculaire22, dont le spectre est présenté dans le Tableau 23 du présent rapport (chaînes de l’uranium 238 et de l’uranium 235).
22 Les activités massiques considérées par mg d’uranium naturel sont de 12,35 Bq/mg pour l’uranium 238 et 0,57 Bq/mg pour l’uranium 235.
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Tableau 24 : Activités sources et d’exposition
Tableaux Usage et voie d’exposition Activité source/d’exposition prise en compte Bruit de fond retranché associés Valeur maximale des débits de dose au droit du site (1994- Débit de dose mesuré à la date correspondante au niveau 5A-1 Exposition externe 1995) de Népoulas (bruit de fond « flanc de coteau ») Annexe E1 EAP mesurée à la date correspondante au niveau de 5A-2 Exhalaison de radon Valeur maximale des EAP au droit du site en 1994 Népoulas (bruit de fond « flanc de coteau ») Annexe E1 Ingestion accidentelle de sols de Moyenne des mesures effectuées en juillet 2016 au droit des Moyenne des mesures de bruit de fond effectuées en juillet 5A-3 surface échantillons de sol HEN BAS 1 à 8 et HEN HAUT 1 à 4 2016 au droit des échantillons de sol HEN BF 1 à 3 Annexe E5 Ingestion accidentelle d’eau des Valeur maximale mesurée dans les eaux alimentant le Valeur à la date correspondante mesurée au niveau du 5B Usages bassins (exposition aiguë) bassin de traitement (HEN 1 et HEN DRAIN, 2015-2016) bruit de fond (HEN A EP) occasion- Annexe E2 Valeur moyenne mesurée dans le ruisseau du Vincou nels Ingestion de sols de Résidents (points HEN B et VIN PRA, 2015-2016) Valeur moyenne mesurée au niveau du bruit de fond 6C actuels au des surface arrosés par droit du Conversion des concentrations modélisées en uranium (point CRO, étang de la Crouzille, 2015-2016) Annexe E3 villages à l’eau du Vincou site pondéral dans les sols (voir Paragraphe 6.3.1) proximité Activité mesurée dans les carottes pour l’année du site Valeur maximale mesurée dans les pommes, les choux et 6D à 6F Ingestion de végétaux correspondante au niveau du bruit de fond ou valeur minier les carottes à proximité du site (Points 67 et 86, 2001-2007) Annexe E6 maximale à défaut (Point 83) Valeur moyenne mesurée dans l’étang de la Crouzille (point Résidents Utilisation de l’eau 7A à 7E CRO, 2015-2016) Valeur moyenne mesurée en amont du site minier de potable (eau de Annexes E3 Conversion des concentrations modélisées en uranium (HEN A EP) Limoges boisson et arrosage) et E4 pondéral dans les compartiments environnementaux Valeur maximale des débits de dose au droit du site (1994- Débit de dose mesuré à la date correspondante au niveau 8A Exposition externe 1995) de Népoulas (bruit de fond « flanc de coteau ») Annexe E1 EAP mesurée à la date correspondante au niveau de 8B Exhalaison de radon Valeur maximale des EAP au droit du site en 1994 Scénario Népoulas (bruit de fond « flanc de coteau ») Annexe E1 dégradé – Valeur maximale des mesures effectuées en juillet 2016 au Valeur maximale des mesures de bruit de fond effectuées Ingestion accidentelle de sols de 8C Usage droit des échantillons de sol HEN BAS 1 à 8 et HEN en juillet 2016 au droit des échantillons de sol surface Annexe E5 résidentiel HAUT 1 à 4 HEN BF 1 à 3 au droit Valeur moyenne mesurée dans les eaux alimentant le bassin du site de traitement (HEN 1 et HEN DRAIN, 2015-2016) Utilisation des eaux au droit du site Valeur moyenne mesurée au niveau du bruit de fond 8D à 8G Conversion des concentrations modélisées en uranium (eau de boisson et arrosage) (HEN A EP) Annexe E2 pondéral dans les compartiments environnementaux (voir Paragraphe 6.3.1)
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6.2.2 Quantification de l’impact dosimétrique
6.2.2.1 Facteurs de dose
Les facteurs de dose utilisés pour une exposition interne par ingestion sont issus de l’arrêté du 1er septembre 2003 définissant les modalités de calcul des doses efficaces et des doses équivalentes résultant de l’exposition des personnes aux rayonnements ionisants.
Conformément au guide de l’IRSN de 2011, le facteur de dose équivalent pour une famille à l’équilibre est calculé en sommant les facteurs de doses spécifiques à chaque radionucléide de la famille. Les facteurs de dose retenus dans le cadre de cette étude, issus du guide de l’IRSN de 2011, sont présentés dans le tableau suivant.
Tableau 25 : Facteurs de dose
Facteur de dose pour l’ingestion Famille à l’équilibre Enfants Enfants séculaire Adultes (2 – 7 ans) (7 – 12 ans) Uranium 238 7,7.10-6 5,7.10-6 2,5.10-6 Uranium 235 4,0.10-6 3,0.10-6 2,0.10-6
6.2.2.2 Méthodologie
En physique nucléaire, la dose efficace est une grandeur physique mesurant l’impact sur les tissus biologiques d’une exposition à un rayonnement ionisant, notamment à une source de radioactivité. Il se définit comme la dose absorbée, à savoir l’énergie reçue par unité de masse, corrigée d’un facteur sans dimension prenant en compte la dangerosité relative du rayonnement considéré et la sensibilité du tissu irradié.
La méthodologie de calcul de l’impact dosimétrique, présentée pour chaque voie d’exposition dans les paragraphes suivants, est basée principalement sur les recommandations du guide de l’IRSN, publié en décembre 2011.
Exposition externe
Doseext= ∑(texp×fe) ×DD
Avec :
Doseext : dose efficace due à l’exposition externe (Sv/an)
texp : durée d’exposition de l’individu à l’intérieur ou à l’extérieur (h/an)
fe : facteur d’écran, entre la source et l’individu exposé (dalle de béton, mur d’un bâtiment, couche de bitume …)
DD : débit de dose mesuré (Gy/h)23
23 Le gray ayant la même dimension que le sievert, la conversion s’effectue en multipliant par un facteur 1.
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Exhalaison de radon
L’exposition en intérieur au radon dans les régions granitiques est principalement liée à l’exhalaison des matériaux de construction et du sous-sol (la part provenant de l’extérieur, par exemple de l’exhalaison au niveau des stériles du site minier étudié puis d’un transport par dispersion atmosphérique, peut être considérée comme étant très faible). Ainsi, l’étude a considéré uniquement l’exposition en extérieur pour le radon 222 et le radon 220.
La dose efficace est calculée à partir de l’Energie Alpha Potentielle (EAP) due à leurs descendants émetteurs alpha à vie courte (polonium 218, plomb 214, bismuth 214 et polonium 214 pour le radon 222 ; polonium 216, plomb 212, bismuth 212 et polonium 212 pour le radon 220).
Dose inh EAP t exp FCRn
Avec :
Doseinh : dose efficace due à l’inhalation des descendants émetteurs alpha à vie courte (Sv/an)
EAP : Energie Alpha Potentielle (J/m3)
texp : durée d’exposition de l’individu en extérieur (h/an)
FCRn : facteur de conversion exprimant la dose efficace par unité d’exposition à l’énergie alpha potentielle (Sv.J-1.h-1.m3). Le facteur de conversion a été pris égal à 1,1 (valeur pour les habitations), conformément à la Directive EURATOM et l’Arrêté du 1er septembre 2003.
Exposition liée à l’ingestion
Doseing=푄푚푖푙푖푒푢×FDing×Amilieu
Avec :
Doseing : dose efficace due à l’ingestion du milieu considéré (Sv/an)
Qmilieu : quantité de milieu considéré ingérée (sol, eau, végétaux) (g/an)
FDing : facteur de dose par ingestion (Sv/Bq)
Amilieu : activité massique du milieu considéré (Bq/g)
Valeur de référence
En France, la réglementation fixe la limite annuelle de dose ajoutée au bruit de fond à 1 mSv/an pour la population (Article R.1333-8 du code de la Santé Publique).
Afin d’évaluer le scénario dégradé de perte de la mémoire des anciennes activités minières au droit du site, la gamme de valeurs fixée par la Directive EURATOM 2013/59 du 5 décembre 2013 pour les situations d'exposition existante (1 à 20 mSv/an) a été utilisée car jugée plus adaptée.
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6.2.2.3 Paramètres d’exposition
Pour chacun des scénarios considérés, les paramètres d’exposition retenus correspondent à des paramètres usuellement considérés pour ce type d’étude, à des données nationales ou à des valeurs spécifiques provenant du guide de l’IRSN. Les paramètres retenus sont présentés dans l’Annexe G.
6.2.3 Résultats des calculs de doses
Les résultats des calculs de doses pour chaque scénario considéré sont présentés en détail dans les Tableaux 5 (usages occasionnel actuels au droit du site), 6 et 7 (usages résidentiels actuels au voisinage du site) et 8 (scénario dégradé – usage futur résidentiel sur site) et synthétisés dans les tableaux suivants.
Tableau 26 : Usages actuels au droit du site – Exposition chronique
Dose efficace Usages actuels au droit du site mSv/an (promenade, chasse, ...) – Enfant Enfant Exposition chronique Adulte (2-7 ans) (7-12 ans)
Exposition externe 1,4.10-1 1,4.10-1 6,4.10-2
Exhalaison de radon 2,1.10-3 2,1.10-3 9,2.10-4
Ingestion de sols de surface 3,2.10-2 1,2.10-2 2,8.10-3 TOTAL 0,18 0,16 0,07
Valeur de référence 1
Tableau 27 : Usages actuels au droit du site – Exposition aiguë
Usages actuels au droit Dose efficace du site (promenade, mSv/an chasse, ...) – Exposition Enfant Enfant Adulte aiguë (2-7 ans) (7-12 ans)
Ingestion accidentelle de -3 -3 -3 3,8.10 2,8.10 1,3.10 l'eau du bassin de traitement Valeur de référence 1
Les doses efficaces ajoutées calculées pour les usagers actuels du site sont inférieures à la valeur de référence de 1 mSv/an pour les enfants et les adultes, dans le cas d’une exposition chronique et d’une exposition aiguë.
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Tableau 28 : Usages actuels au voisinage du site – Exposition résidentielle dans les villages à proximité du site
Dose efficace Usages actuels au voisinage du mSv/an site – Exposition résidentielle Enfant Enfant (villages à proximité) Adulte (2-7 ans) (7-12 ans) Ingestion de sols de surface 2,7.10-8 2,0.10-8 1,4.10-8
Ingestion de végétaux 7,1.10-2 7,5.10-2 3,4.10-2 TOTAL 0,07 0,07 0,03
Valeur de référence 1
Tableau 29 : Usages actuels au voisinage du site – Exposition résidentielle dans la ville de Limoges
Dose efficace Usages actuels au voisinage du mSv/an site – Exposition résidentielle Enfant Enfant (Limoges) Adulte (2-7 ans) (7-12 ans) Ingestion d’eau potable 9,8.10-2 7,3.10-2 5,0.10-2
Ingestion de sols de surface 1,5.10-3 5,4.10-4 1,3.10-4
Ingestion de végétaux 2,6.10-3 3,8.10-3 1,7.10-3 TOTAL 0,10 0,08 0,05
Valeur de référence 1
Les doses efficaces ajoutées calculées pour les usagers actuels au voisinage du site, incluant les villages à proximité ainsi que la ville de Limoges sont inférieures à la valeur de référence de 1 mSv/an pour les enfants et les adultes.
Tableau 30 : Scénario dégradé sur site – Exposition résidentielle
Dose efficace Scénario dégradé – Exposition mSv/an résidentielle au droit du site Enfant Enfant Adulte (2-7 ans) (7-12 ans) Exposition externe 3,4.10-1 3,4.10-1 2,6.10-1
Exhalaison de radon 2,1.10-3 2,1.10-3 9,2.10-4
Ingestion de sols de surface 9,7.10-2 3,6.10-2 8,6.10-3
Ingestion d’eau 1,1.100 8,4.10-1 5,8.10-1
Ingestion de végétaux 1,3.10-1 1,6.10-1 7,4.10-2 TOTAL 1,7 1,4 0,9
Valeur de référence [1 – 20]
Les doses efficaces ajoutées calculées pour un éventuel usage futur résidentiel du site dans le cadre d’un scénario dégradé de perte de la mémoire des anciennes activités minières au droit du site sont inférieures ou comprises dans la gamme de référence [1 - 20 mSv/an] pour les enfants et les adultes.
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6.2.4 Analyse des incertitudes liées à l’évaluation de l’impact dosimétrique
Les principales étapes de l’évaluation de l’impact dosimétrique sont :
• la caractérisation du marquage des milieux considérés ;
• la quantification de l’impact dosimétrique.
Les incertitudes associées à ces étapes sont présentées dans les paragraphes suivants.
6.2.4.1 Caractérisation du marquage radiologique et détermination du spectre type
L’évaluation de l’impact dosimétrique a été réalisée en considérant l’ensemble des résultats disponibles pour les différents milieux considérés issus de la surveillance environnementale.
Concernant les sols, la moyenne des concentrations et activités mesurées sur les 12 prélèvements réalisés au droit du site a été retenue pour chaque radionucléide détecté au moins une fois pour le scénario actuel au droit du site. Etant donné les scénarios évalués (promeneur ou chasseur, non stationnaire) cette approche peut être considérée comme réaliste. Pour le scénario dégradé, les concentrations et activités maximales ont été prises en compte afin de représenter un usage résidentiel.
Les valeurs moyennes mesurées dans les eaux de surface ont été prises en compte pour une meilleure représentativité des résultats, prenant en compte les variations saisonnières (surveillance sur 2 ans).
Concernant les autres milieux, la valeur maximale des activités mesurées (EAP, débits de dose et végétaux) ont été considérées pour les calculs de dose, ce qui représente une approche majorante.
En l’absence de données issues de la surveillance environnementale, les activités en radionucléides de l’uranium naturel ont été calculées à partir des concentrations modélisées en uranium dans ces milieux, en supposant que l’uranium présent était de l’uranium naturel à l’équilibre séculaire.
A ces concentrations et activités ont été retranchées le bruit de fond mesuré dans les sols au voisinage du site et dans les eaux des ruisseaux d’Henriette et du Vincou en amont du site afin de prendre en compte les doses attribuables aux radioéléments naturellement présents dans les sols du Limousin, ce qui représente une approche réaliste.
6.2.4.2 Quantification de l’impact dosimétrique
Pour l’évaluation de l’impact dosimétrique lié à l’état environnemental actuel au droit et au voisinage du site, les voies d’exposition évaluées quantitativement par l’étude sont l’exposition interne, par ingestion de sol, d’eau et de végétaux, et par inhalation (exhalaison de radon), ainsi que l’exposition externe.
Paramètres d’exposition
Les paramètres d’exposition retenus pour les calculs de dose sont des paramètres usuellement utilisés dans ce type d’étude (durée d’exposition des populations), de données nationales (taux d’ingestion d’eau et de végétaux) ou de paramètres issus du guide de l’IRSN. Ces paramètres sont considérés comme adaptés, voire majorants.
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Pour l’évaluation de l’exposition dans un cadre résidentiel, une exposition en permanence (24 h par jour et 365 jours par an) a été considérée, alors que la valeur moyenne nationale estimée pour le temps passé dans les logements à l’issue de la Campagne Nationale Logements 2003 – 2005 (campagne réalisée sur un échantillon de 1 375 enquêtés pendant une semaine24) indique que la moyenne du temps passé à l’intérieur du logement est de 16,2 heures par jour pour l’ensemble de la population française, ce qui confirme le caractère majorant des calculs réalisés.
Les paramètres retenus pour l’exposition par ingestion de sol correspondent aux valeurs recommandées par l’IRSN pour les enfants (100 et 50 mg/jour pour les enfants de 2 à 7 ans et de 7 à 12 ans respectivement) et pour les adultes (40 mg/j), qui se situeraient plutôt, d’après un article d’Environnement, Risques et Santé (juillet - août 2005) dans la fourchette haute des valeurs d’exposition. Les valeurs médianes préconisées par ECETOC25 sont de 40 mg/jour pour les enfants et de 1 mg/jour pour les adultes. Ainsi, les taux d’ingestion de sol retenus dans le cadre de cette étude sont majorants.
En ce qui concerne les usages actuels au droit du site, de type récréatif en extérieur (promenade ou chasse), les expositions potentielles pour les populations sont en lien avec la présence de stériles miniers affleurant au niveau de certaines parties du site. Dans le cadre de la réutilisation des stériles miniers comme remblais (routes ou chemins par exemple) à proximité des sites d’extraction, AREVA a établi dans son rapport « Proposition d’une méthodologie d’interprétation des résultats des contrôles au sol »26 différents scénarios d’exposition en fonction des usages des sols, dont notamment un scénario d’usage en extérieur dans une zone publique. Les paramètres d’exposition retenus par AREVA dans ce document pour le scénario relatifs aux enfants sont présentés dans le tableau suivant et comparés à ceux retenus dans la présente étude pour l’évaluation de l’exposition au droit du site dans le cadre des usages actuels.
Tableau 31 : Comparaison des paramètres d’exposition
Paramètres pour les Méthodologie AREVA - Réutilisation Présente étude – Usages enfants des stériles dans le domaine public occasionnels de type récréatif Durée d’exposition 400 h/an 3 h/j et 104 j/an soit 312 h/an Taux d’ingestion de sol 100 mg/j et 365 j/an soit 37 g/an 100 mg/j et 104 j/an soit 10,4 g/an
Bien que le scénario proposé par AREVA corresponde à une exposition quotidienne dans le domaine public, peu représentative de l’exposition actuellement observée au droit du site d’Henriette (fréquentation occasionnelle dans le domaine privé), une étude de sensibilité a été réalisée pour évaluer l’exposition des populations en prenant en compte les paramètres établis par AREVA pour ce type de scénario. Les résultats de cette étude de sensibilité sont présentés dans le tableau suivant.
24 Rapport InVS (Institut national de Veille Sanitaire) de juillet 2012, intitulé « Synthèse des travaux du Département de Santé Environnement de l’Institut de Veille sanitaire sur les variables humaines d’exposition » 25 Exposure Factors Sourcebook for European Populations, Technical report n°79, European Centre for Ecotoxicology and Toxicology of Chemicals (ECETOC), Juin 2001 26 Version provisoire 4.2 de juillet 2011
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Tableau 32 : Etude de sensibilité – Exposition radiologique au droit des stériles
Dose efficace Usages actuels au droit du site mSv/an (promenade, chasse, ...) – Exposition chronique Enfant (2-7 ans) Exposition externe 1,8.10-1
Exhalaison de radon 2,6.10-3
Ingestion de sols 1,1.10-1 TOTAL 0,30
TOTAL calcul initial 0,18
Valeur de référence 1
En prenant en compte les paramètres d’exposition définis par AREVA pour les scénarios d’exposition génériques aux stériles miniers réutilisés dans le domaine public, la dose efficace calculée reste inférieure à la valeur de référence de 1 mSv/an. La principale voie d’exposition contribuant à cette dose efficace totale est l’exposition externe. Ce scénario est majorant au vu des usages actuels sur le site, occasionnels et de type récréatif (promenade ou chasse).
Facteurs de dose
En ce qui concerne les facteurs de dose, les valeurs prises en compte sont issues de l’arrêté du 1er septembre 2003 définissant les modalités de calcul des doses efficaces et des doses équivalentes résultant de l’exposition des personnes aux rayonnements ionisants et du rapport de l’USEPA de 1993 sur l’exposition externe à des radionucléides dans l’air, les sols et l’eau (Federal Guidance report n°12). Ces données sont considérées comme adaptées pour les calculs de dose.
6.2.4.3 Bilan des incertitudes liées à l’évaluation de l’impact dosimétrique
L’approche qui a été suivie pour l’évaluation de l’impact dosimétrique est basée sur les informations spécifiques à la zone d’étude, sur des données représentatives et sur des hypothèses majorantes.
Les principales incertitudes accompagnant les résultats des calculs sont liées à la caractérisation des marquages et à leur variabilité temporelle.
Aux incertitudes évaluées dans les paragraphes précédents peuvent s’ajouter les incertitudes liées aux connaissances techniques du moment (méthodes analytiques, modèles, données bibliographiques…). Ces incertitudes ne sont cependant pas quantifiables.
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6.3 Evaluation quantitative des risques sanitaires
L’évaluation Quantitative des Risques Sanitaires (EQRS) a été réalisée selon la méthodologie établie par le Ministère en charge de l’environnement, dans la note aux préfets du 19 avril 2017. Cette évaluation comprend les étapes suivantes :
• l’établissement du modèle conceptuel, permettant de définir les scénarios d’exposition (Paragraphe 6.1 du présent rapport) ;
• la détermination des concentrations sources et d’exposition ;
• la quantification des risques sanitaires ;
• l’évaluation des incertitudes associées aux risques sanitaires déterminés.
Les paragraphes suivants présentent l’approche suivie pour évaluer les risques sanitaires pour les scénarios d’exposition définis dans le modèle conceptuel.
6.3.1 Concentrations sources et d’exposition
Comme pour l’évaluation de l’impact dosimétrique, les concentrations sources et d’exposition proviennent des investigations et de la surveillance environnementale effectuée par AREVA sur et à proximité du site, en distinguant autant que possible la part attribuable aux anciennes activités minières du bruit de fond.
Les concentrations sources et d’exposition des substances chimiques retenues (présentées dans le Paragraphe 3.5) pour l’évaluation des risques sanitaires sont présentées dans le tableau suivant en fonction des différents scénarios envisagés ainsi que dans les Tableaux 4A et 4B concernant les sols et les eaux de surface respectivement.
Pour l’exposition par ingestion de végétaux autoproduits, les différentes voies de transfert prises en compte sont les suivantes :
• prélèvement depuis le sol des substances présentes et/ou apportées via l’eau d’arrosage par les racines puis translocation vers les parties supérieures de la plante ;
• dépôt direct de l’eau d’arrosage sur la surface des feuilles et translocation vers les différentes parties de la plante.
L’Annexe H présente le détail de la méthodologie de détermination des concentrations d’exposition dans les végétaux à partir des teneurs dans les sols et l’eau d’arrosage.
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Tableau 33 : Concentrations sources et d’exposition
Tableaux Usage et voie d’exposition Concentration source/d’exposition prise en compte Bruit de fond retranché associés Ingestion accidentelle Moyenne des mesures effectuées en juillet 2016 au droit des 9A-1 Mesures de bruit de fond effectuées en de sols de surface échantillons de sol HEN BAS 1 à 8 et HEN HAUT 1 à 4 Annexe E5 Usages juillet 2016 au droit des échantillons de Inhalation de particules Modélisation des concentrations dans l’air à partir des concentrations 9A-2 occasionnels 27 3 sol HEN BF 1 à 3 de sols de surface dans les sols et du taux d’empoussièrement de l’IRSN (0,1 mg/m ) actuels au Annexe E2 Ingestion accidentelle droit du site Valeur maximale mesurée dans les eaux alimentant le bassin de Valeur à la date correspondante mesurée 9B d’eau des bassins traitement (HEN 1 et HEN DRAIN, 2015-2016) au niveau du bruit de fond (HEN A EP) Annexe D (exposition aiguë) Usages Ingestion de sols de Valeur moyenne mesurée dans le ruisseau du Vincou (points HEN B 28 Valeur moyenne mesurée au niveau du 10A à 10D actuels au surface et de végétaux et VIN PRA, 2015-2016) bruit de fond (point CRO, étang de la Annexes D et voisinage du arrosés par l’eau des Modélisation des concentrations dans les sols et les végétaux à Crouzille, 2015-2016) E3 site puits privés l’aide des équations présentées en Annexe H Ingestion accidentelle Valeur maximale des mesures effectuées en juillet 2016 au droit des 11A Mesures de bruit de fond effectuées en de sols de surface échantillons de sol HEN BAS 1 à 8 et HEN HAUT 1 à 4 Annexe E5 juillet 2016 au droit des échantillons de Inhalation de particules Modélisation des concentrations dans l’air à partir des concentrations 11B Scénario 3 sol HEN BF 1 à 3 de sol de surface dans les sols et du taux d’empoussièrement de l’IRSN (0,1 mg/m ) Annexe E5 dégradé – Usage Valeur moyenne des concentrations dans les eaux alimentant le Concentration moyenne mesurée au bassin de traitement (HEN 1 et HEN DRAIN, 2015-2016) niveau du bruit de fond (HEN A EP, résidentiel au Utilisation d’eau au 11C à 11F Valeur maximale des mesures effectuées en juillet 2016 au droit des 2015-2016) droit du site droit du site (eau de Annexes D, échantillons de sol HEN BAS 1 à 8 et HEN HAUT 1 à 4 Valeur maximale de bruit de fond boisson, arrosage) E2 et E5 Modélisation des concentrations dans les sols et les végétaux à l’aide mesurée en juillet 2016 au droit des des équations présentées en Annexe H échantillons de sol HEN BF 1 à 3
27 Guide IRSN, 2011. Valeurs de taux d’empoussièrement correspondant à la borne haute de la gamme de valeurs d’empoussièrement faible pour les activités extérieures (usages occasionnels et résidentiels) et valeur « chantier » (usages professionnels). Valeurs de débit respiratoire pour l’exercice léger (usages occasionnels et résidentiels) et pour l’exercice lourd (usages professionnels). 28 Bien que la teneur mesurée soit inférieure au critère de potabilité disponible, l’uranium a toutefois été retenu dans le cadre de l’évaluation des risques sanitaires en lien avec l’utilisation des eaux souterraines au regard de sa spécificité par rapport aux anciennes activités minières.
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6.3.2 Quantification des risques sanitaires
6.3.2.1 Sélection des Valeurs Toxicologiques de Référence (VTR)
Les substances évaluées peuvent avoir deux types d’effets toxicologiques :
• les « effets à seuil », pour lesquels il existe une concentration en dessous de laquelle l’exposition ne produit pas d’effet et pour lesquels au-delà d’une certaine dose, des dommages apparaissent dont la gravité augmente avec la dose absorbée ;
• les « effets sans seuil » pour lesquels il existe une probabilité, même infime, qu’une seule molécule pénétrant dans l’organisme provoque des effets néfastes pour cet organisme. Ces dernières substances sont, pour l’essentiel, des substances génotoxiques29 pouvant avoir des effets cancérogènes ou dans certains cas reprotoxiques.
Certaines substances peuvent avoir à la fois des effets à seuil et des effets sans seuil.
La toxicité des substances peut être quantifiée à l’aide de Valeurs Toxicologiques de Référence (VTR).
Les VTR sont recherchées auprès d’organismes français de référence (notamment ANSES30 et INERIS31) et des bases de données internationales (OMS32, IRIS33, ATSDR34, RIVM35, OEHHA36, Santé Canada et EFSA37) et sont sélectionnées en accord avec la note d’information de la DGS/DGPR du 31 octobre 201438. Elles sont recherchées à la fois pour les effets à seuil et les effets sans seuil. Lorsqu’il existe des effets à seuil et sans seuil pour une même substance, les deux VTR sont retenues afin de mener les évaluations pour chaque type d’effet.
La sélection des VTR est effectuée en cohérence avec la voie et la durée d’exposition considérées. Ainsi, selon un premier niveau d’approche, aucune transposition voie à voie (par exemple transposition d’une VTR pour la voie orale en une VTR pour la voie par inhalation) ni pour une durée d’exposition à une autre (par exemple transposition d’une VTR aiguë en une VTR chronique) n’est réalisée.
Pour les effets à seuil, la VTR s’exprime différemment suivant la voie d’exposition de l’organisme. Pour une exposition par inhalation, la VTR, appelée Concentration Admissible dans l’Air (CAA), s’exprime en masse de substance par mètre cube d’air inhalé (µg/m3) et correspond à la concentration tolérable de produit dans l’air ambiant à laquelle un individu, y compris sensible, peut être exposé sans constat d’effets néfastes. Pour une exposition
29 Se dit d'un agent physique ou chimique qui provoque des anomalies chromosomiques ou géniques dans l'ADN. Les agents génotoxiques peuvent être mutagènes (c’est-à-dire provoquant des mutations chromosomique ou génique), mais aussi clastogène (pouvant rompre un chromosome en plusieurs fragments) ou encore aneugène (ou aneuploïde, provoquant des anomalies chromosomiques). 30 Agence Nationale de Sécurité Sanitaire de l’alimentation, de l’environnement et du travail 31 Institut National de l’Environnement industriel et des Risques 32 Organisation Mondiale de la Santé 33 Integrated Risk Information System, US EPA (Environmental Protection Agency of United-States) 34 Agency for Toxic Substances and Disease Registry 35 Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu (National Institute of Public Health and the Environment) 36 Office of Environmental Health Hazard Assessment 37 Autorité européenne de sécurité des aliments (European Food Safety Authority) 38 Note d’information n° DGS/EA1/DGPR/2014/307 du 31 octobre 2014 relative aux modalités de sélection des substances chimiques et de choix des valeur toxicologiques de référence pour mener les évaluations des risques sanitaires dans le cadre des études d’impact et de la gestion des sites et sols pollués
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par ingestion, la VTR correspond à une dose (mg/kg/j) et se nomme Dose Journalière Admissible (DJA).
Pour les effets sans seuil, la VTR s’exprime en Excès de Risque Unitaire (ERU) qui correspond à la probabilité supplémentaire, par rapport à un sujet non exposé, qu’un individu contracte un effet s’il est exposé pendant sa vie entière à une unité de dose de la substance. Cette VTR s’exprime différemment suivant la voie d’exposition considérée. Pour une exposition par inhalation, la VTR s’exprime en l’inverse de la concentration dans l’air, 3 -1 soit en (µg/m ) et correspond à l’ERUI (Excès de Risque Unitaire par Inhalation). Pour une exposition par ingestion, la VTR s’exprime en l’inverse d’une dose (mg/kg/j)-1 et correspond
à l’ERUO (Excès de Risque Unitaire par voie Orale).
La méthodologie de sélection des VTR, ainsi que la toxicologie des composés considérés sont présentées en Annexe I. Les Tableaux I1, I2 et I3 en fin de cette annexe présentent les VTR retenues pour une exposition chronique par inhalation, chronique par ingestion et aiguë par ingestion respectivement.
Il est à noter qu’aucune VTR pour des effets sans seuil pour une exposition par inhalation n’a été identifiée pour le baryum et l’uranium, seuls composé retenus pour cette voie d’exposition dans le cadre du scénario d’exposition des usagers occasionnels au droit du site. De même, pour une exposition chronique par ingestion, aucun des composés considérés ne dispose d’une VTR pour les effets sans seuil dans les bases de données consultées dans le cadre des scénarios d’exposition des usagers occasionnels au droit du site et des résidents à proximité du site. En l’absence de VTR, aucun calcul de risque pour les effets sans seuil ne peut être effectué.
6.3.2.2 Méthodologie de calculs de risques
Les calculs de risques sont réalisés en utilisant les concentrations mesurées dans les différents milieux dans le cadre de la surveillance environnementale ou en utilisant les concentrations d’exposition estimées à l'aide des modélisations.
Estimation du risque pour les effets à seuil
Pour les effets à seuil, le risque est exprimé par un Quotient de Danger (QD) en fonction de la Concentration Moyenne dans l’Air (CMA) et de la Concentration Admissible dans l’Air (CAA) pour une exposition par inhalation et en fonction de la Dose Journalière d’Exposition (DJE) et de la Dose Journalière Admissible (DJA), pour une exposition par ingestion :
QD = CMA / CAA ou QD = DJE / DJA
Avec :
EFFE T CMA Cair 365 24 Tm
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Où :
3 Cair : Concentration modélisée dans l’air ambiant (µg/m )
EF : Fréquence d’exposition : nombre de jours par an d’exposition (j/an)
FE : Durée d’exposition journalière : nombre d’heures d’exposition par jour (h/j)
T : Durée d’exposition (an)
Tm : Période de temps sur laquelle l’exposition est moyennée (an)
Et : T EF T DJE C ing milieu 365M T m
Où :
Cmilieu : Concentration dans le milieu d’intérêt (sols, eau ou végétaux ; mg/kg)
TIng : Taux d’ingestion journalier (mg/j)
M : Masse corporelle (kg)
Pour l’uranium, la VTR étant exprimée en mg/j, la DJE est calculée selon la formule suivante :
Ting EF T DJE Cmilieu 365 Tm
Pour les effets à seuil, l’exposition moyenne est calculée sur la durée effective d’exposition,
soit T = Tm.
Les QD sont calculés pour chaque substance et sont pondérés en fonction de la durée d’exposition, lorsque celle-ci peut être estimée.
Selon un premier niveau d’approche majorant, les QD calculés pour les différents composés ont été additionnés. L’approche consistant à sommer les QD pour l’ensemble des composés est majorante, car toutes les substances n’ont pas les mêmes mécanismes d’action et les mêmes organes-cibles. Si nécessaire, une approche plus fine, consistant à sommer les QD pour des organes-cibles identiques, peut être suivie.
Conformément à la méthodologie française, la valeur de référence pour le QD est 1. Une valeur du QD supérieure à 1 montre la nécessité d’effectuer une analyse plus approfondie afin de quantifier un risque éventuel.
Estimation du risque pour les effets sans seuil
Aucune valeur seuil ne pouvant être déterminée pour ces effets, le risque de développer un effet néfaste en raison de l’exposition à un composé est calculé pour un récepteur sous la forme d’un Excès de Risque Individuel (ERI), en fonction de l’Excès de Risque Unitaire
pour l’Inhalation (ERUI) ou de l’Excès de Risque Unitaire pour la voie Orale (ERUo) :
ERI = CMA x ERUI ou ERI = DJE x ERUo
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La CMA et la DJE sont calculées selon les équations présentées ci-avant. Pour les effets
sans seuil, Tm est assimilé à la durée de la vie entière (par convention, Tm = 70 ans).
Comme pour les QD, les ERI sont calculés pour chaque substance et sont sommés pour l’ensemble des substances considérées.
Conformément à la méthodologie française, la valeur de référence pour l’ERI est de 10-5 (soit à ce niveau d’exposition, une probabilité calculée de 1 sur 100 000 de développer un effet sans seuil). Une valeur supérieure à 10-5 montre la nécessité d’une analyse plus approfondie afin de quantifier un risque éventuel.
Il convient de rappeler que les effets sans seuil ne concernent que l’exposition chronique.
6.3.2.3 Paramètres d’exposition
Pour chacun des scénarios considérés, les paramètres d’exposition retenus correspondent à des paramètres usuellement considérés pour ce type d’étude, à des données nationales ou à des valeurs par défaut provenant du guide de l’IRSN de 2011 ou de 2008. Les paramètres retenus sont présentés dans l’Annexe G.
6.3.3 Résultat de la quantification des risques sanitaires
Les résultats des calculs de risques pour chaque scénario considéré sont présentés en détail dans les Tableaux 9 (usages occasionnel actuels au droit du site), 10 (utilisation de l’eau du ruisseau du Vincou pour l’arrosage au voisinage du site) et 11 (scénario dégradé – usage futur résidentiel sur site) et synthétisés dans les tableaux suivants.
Tableau 34 : Usages actuels au droit du site – Exposition chronique
Usages actuels au droit du Quotient de Danger (QD) site (promenade, chasse, ...) – Enfant Enfant Exposition chronique Adulte (2-7 ans) (7-12 ans)
Ingestion de sols de surface 1,3.10-2 6,3.10-3 3,3.10-3
Inhalation de particules 2,7.10-3 2,7.10-3 1,2.10-3 TOTAL 1,6.10-2 9,0.10-3 4,5.10-3
Valeur de référence 1
Tableau 35 : Usages actuels au droit du site – Exposition aiguë
Usages actuels au droit du Quotient de Danger (QD) site (promenade, chasse, ...) – Enfant Enfant Exposition aiguë Adulte (2-7 ans) (7-12 ans) Ingestion accidentelle de l'eau 1,09 0,61 0,32 du bassin de traitement Valeur de référence 1
Les sommes des QD calculés pour les usagers actuels du site sont inférieures à la valeur de référence de 1 pour les enfants et les adultes, dans le cas d’une exposition chronique. Dans le cas d’une exposition aiguë, la somme des QD calculés dépasse légèrement la valeur de référence pour les enfants de 2 à 7 ans. Ce résultat démontre l’importance de la
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protection physique du bassin de traitement par rapport aux éventuels usagers occasionnels du site .Cette protection est actuellement présente, le bassin étant clôturé.
Tableau 36 : Usages actuels au voisinage du site – Exposition résidentielle
Usages actuels au voisinage Quotient de Danger (QD) du site – Exposition Enfant Enfant résidentielle Adulte (2-7 ans) (7-12 ans) Ingestion de sols de surface 5,1.10-4 1,4.10-4 4,0.10-5
Ingestion de végétaux liée à -3 -3 -3 3,0.10 3,4.10 1,8.10 l’utilisation d’eau du Vincou TOTAL 3,5.10-3 3,5.10-3 1,9.10-3
Valeur de référence 1
Les sommes des QD calculés pour les usagers actuels au voisinage du site sont inférieures à la valeur de référence de 1 pour les enfants et les adultes.
Tableau 37 : Scénario dégradé sur site – Exposition résidentielle
Quotient de Danger (QD) Excès de Scénario dégradé – Exposition Risque Enfant Enfant résidentielle au droit du site Adulte Individuel (2-7 ans) (7-12 ans) (ERI)
Ingestion de sols de surface 0,34 0,10 0,03 1,6.10-5
Inhalation de particules de sol 0,02 0,02 0,02 2,4.10-7 Ingestion d’eau 2,23 1,46 1,57 1,8.10-4 Ingestion de végétaux 0,57 0,59 0,38 6,7.10-5 TOTAL 3,16 2,17 2,00 2,6.10-4
Valeur de référence 1 10-5
Les sommes des QD calculés pour un éventuel usage futur résidentiel du site dans le cadre d’un scénario dégradé de perte de la mémoire des anciennes activités minières au droit du site sont supérieures à la valeur de référence de 1 pour les enfants et les adultes. La somme des ERI est supérieure à la valeur de référence de 10-5.
En conclusion, à l’exception du scénario dégradé (perte de mémoire des anciennes activités du site), l’ensemble des résultats des calculs de risques pour une exposition chronique sont inférieurs aux valeurs de référence. Ces résultats ne conduisent pas à formuler de recommandations complémentaires concernant notamment la surveillance environnementale pour l’usage actuel du site et montrent l’importance de la conservation de la mémoire des anciennes activités minières réalisées au droit du site pour éviter un changement d’usage, permettant par exemple l’implantation d’habitations.
6.3.4 Evaluation des incertitudes
Les principales étapes de la caractérisation des risques liés aux anciennes activités d’AREVA sur le site d’Henriette sont :
• la caractérisation des concentrations d’exposition ;
• l’évaluation des impacts sanitaires.
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Chacune de ces étapes s’accompagne d’incertitudes qui sont détaillées dans les paragraphes ci-dessous.
6.3.4.1 Caractérisation des concentrations sources et d’exposition
Les concentrations sources retenues dans les différents milieux d’exposition ont été déterminées en priorité à partir des résultats de mesures directes effectuées dans le cadre de la surveillance environnementale.
Concernant l’exposition aiguë par ingestion d’eau du bassin de traitement lors d’une chute accidentelle, les concentrations maximales mesurées dans les eaux d’entrée du bassin de traitement ont été retenues. Cette approche est considérée comme majorante, en effet, les eaux du bassin de traitement sont probablement moins concentrées en raison du traitement effectué.
Concernant l’exposition chronique, les valeurs moyennes ont été retenues pour les eaux de surface et les concentrations moyennes pour les sols (dans le cas d’un usage de loisirs au droit du site) ou maximales (dans le cas d’un usage résidentiel au droit du site). Cette approche est considérée comme réaliste à majorante.
Afin de prendre en compte les teneurs attribuables au site, les concentrations mesurées au niveau du bruit de fond ont été retranchées aux concentrations mesurées sur et à proximité du site. Cette approche est considérée comme réaliste.
6.3.4.2 Modélisation dans la chaîne alimentaire
Les transferts dans les végétaux autoproduits ont été modélisés en considérant que deux phénomènes principaux intervenaient : le passage des substances dans les racines des plantes, via les sols, et le passage direct des substances dans les feuilles ou les fruits par dépôt atmosphérique de l’eau d’arrosage sur les parties aériennes des plantes. Les équations prises en compte sont recommandées par l’USEPA et classiquement utilisées dans les évaluations des risques sanitaires pour modéliser ces types de transfert.
6.3.4.3 Evaluation des impacts sanitaires
Les incertitudes concernant la quantification des risques pour l’inhalation et pour l’ingestion dépendent essentiellement :
• des scénarios d’exposition évalués ;
• des Valeurs Toxicologiques de Référence utilisées.
Ces incertitudes sont discutées dans les paragraphes suivants.
Scénarios d’exposition
Les scénarios d’exposition utilisés sont considérés comme les plus adaptés et réalistes, et sinon fondés sur des hypothèses pénalisantes. La discussion du caractère majorant de certains des paramètres d’exposition est présentée dans le Paragraphe 6.2.4.2.
De la même façon que pour les impacts dosimétriques (cf. Paragraphe 6.2.4.2), une étude de sensibilité a été réalisée pour évaluer l’exposition des populations aux stériles miniers sur site, en prenant en compte une exposition de 400 h/an et un taux d’ingestion de sol de 37 g/an. Les résultats de cette étude sont présentés dans le tableau ci-dessous.
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Tableau 38 : Etude de sensibilité – Exposition chimique au droit des stériles
Quotient de Danger Usages actuels au droit du site (QD) (promenade, chasse, ...) – Exposition chronique Enfant (2-7 ans) Ingestion de sols 4,7.10-2
Inhalation de particules 3,5.10-3 TOTAL 5,0.10-2
TOTAL calcul initial 1,6.10-2
Valeur de référence 1
En prenant en compte les paramètres d’exposition majorants définis par AREVA pour une exposition aux stériles miniers dans le domaine public, la somme des QD calculée reste très inférieure à la valeur de référence de 1.
Valeurs Toxicologiques de Référence
Les VTR utilisées pour les calculs de risques sont spécifiques à la voie d’exposition étudiée dans la mesure où ces dernières étaient disponibles et sont établies pour les personnes sensibles (enfants, personnes âgées, etc.).
Les VTR retenues ont été sélectionnées selon une approche en respect avec la méthodologie française (Note d’information de la DGPR/DGS du 31 octobre 2014) à partir de valeurs recueillies auprès d’organismes français de référence (ANSES et INERIS) et des bases de données internationales (IRIS, ATSDR, OMS, Santé Canada, RIVM, OEHHA et EFSA).
6.3.4.4 Bilan des incertitudes
L’approche qui a été suivie pour l’évaluation des risques sanitaires liés aux anciennes activités sur le site d’Henriette est basée sur des hypothèses réalistes, voire pénalisantes en ce qui concerne notamment les paramètres d’exposition. Les principales incertitudes pouvant affecter de manière significative les résultats sont liées à l’utilisation du modèle de transfert dans la chaine alimentaire.
Aux incertitudes évaluées précédemment peuvent s’ajouter également les incertitudes liées aux connaissances techniques du moment (méthodes analytiques, modèles, données bibliographiques…), la validité des valeurs toxicologiques ou l’interaction éventuelle entre certaines substances. Ces incertitudes ne sont cependant pas quantifiables en l’état.
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7. CONCLUSIONS ET RECOMMANDATIONS
Le quartier minier d’Henriette, appartenant à la concession de Saint-Sylvestre et situé sur la commune de Saint-Sylvestre (Haute-Vienne), constitue la première mine d’uranium française et a été exploitée pour des travaux miniers souterrains (TMS) de 1949 à 1981. Suite à son remodelage et à son réaménagement, l’ancien site minier d’Henriette est aujourd’hui revégétalisé et s’intègre dans un environnement forestier. A l’exception du bassin de traitement, seules quelques anciennes verses à stériles sont encore affleurantes et visibles.
Dans le cadre de la mise en œuvre des procédures de Déclaration d'Arrêt Définitif des Travaux miniers de ce site (DADT), une interprétation de l’état du site et de son environnement doit être réalisée afin d’évaluer les éventuels impacts chimiques et radiologiques ainsi que les expositions des écosystèmes et des personnes. Le présent document constitue le volet environnemental annexé à la DADT. Cette étude a été réalisée conformément au projet de guide de la Mission de la Sûreté Nucléaire et de la Radioprotection (MSNR), en suivant les principes de l’Interprétation de l’Etat des Milieux (IEM) décrits par la méthodologie de gestion des sites et sols pollués publiée par le Ministère en charge de l’environnement en avril 2017.
7.1 Impact sur l’environnement
7.1.1 Synthèse et conclusions
Une évaluation de l’impact radiologique et chimique au voisinage du site a été réalisée pour les écosystèmes du biote des eaux de surface sur la base des teneurs et activités mesurées dans les eaux de surface des ruisseaux d’Henriette et du Vincou. Les Quotients de Risque calculés à l’aide du modèle ERICA (impact dosimétrique) sont inférieurs à la valeur de référence.
Les teneurs mesurées dans les sols du site ainsi que les eaux de surface des ruisseaux d’Henriette et du Vincou sont globalement inférieures aux PNEC disponibles pour les eaux de surface (impact chimique), à l’exception de certains composés (manganèse et uranium). Ainsi, il apparait que l’évaluation basée sur une approche calculatoire ne permet pas de conclure à l’absence de risque pour les écosystèmes en ce qui concerne certains composés. Il est toutefois difficile de déterminer précisément la dégradation des milieux attribuable aux anciennes activités minières en raison du dépassement des critères par le bruit de fond local.
7.1.2 Recommandations
Sur la base des conclusions de l’étude, il est recommandé :
• de poursuivre la surveillance environnementale existante réalisée au droit et au voisinage du site ;
• de réaliser une étude IBG DCE (Indice Biologique Global adapté à la Directive Cadre sur l’Eau) permettant de déterminer la qualité des cours d’eau, afin d’évaluer l’impact réel du site d’Henriette sur son environnement, compte tenu du caractère majorant de l’approche calculatoire qui conduit à des conclusions similaires pour le bruit de fond local et le site.
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7.2 Impact sur la santé
7.2.1 Synthèse et conclusions
Un schéma conceptuel a été établi en vue d’identifier les voies de transfert et d’exposition potentielles pour les usagers occasionnels présents actuellement au droit du site, les usagers présents au voisinage du site et les éventuels usagers futurs au droit du site (dans le cadre d’un scénario dégradé de perte de la mémoire des anciennes activités minières au droit du site).
Une évaluation de l’impact dosimétrique et des risques sanitaires a ensuite été menée sur la base des résultats de la surveillance environnementale des débits de doses, des Energies Alpha Potentielles et de la qualité des eaux des ruisseaux d’Henriette et du Vincou, des eaux du bassin de traitement du site et des compartiments de la chaîne alimentaire, ainsi que des prélèvements ponctuels de sols de surface au droit du site.
En l’absence de données de surveillance dans un compartiment environnemental donné, les activités/concentrations d’exposition ont fait l’objet d’une modélisation (notamment pour la chaîne alimentaire).
Usages actuels sur site
En ce qui concerne les usages occasionnels actuels au droit du site, l’évaluation de l’impact dosimétrique et des risques sanitaires a pris en compte :
• l’exposition externe et par inhalation de descendants à vie courte du radon (radiologique uniquement) ;
• l’exposition par ingestion de sols de surface (chimique et radiologique) ;
• l’exposition par inhalation de particules de surface (chimique uniquement, la surveillance environnementale ayant montré que l’activité des poussières au droit du site est négligeable).
L’évaluation a montré que, sur la base des connaissances disponibles au moment de la réalisation de l’étude, les doses efficaces totales et les niveaux de risques sanitaires calculés sont inférieurs aux valeurs de référence pour les usages actuels du site. L’état environnemental du site d’Henriette est donc compatible avec l’usage actuel de loisirs observé au droit de celui-ci.
Une évaluation de l’exposition aiguë associée à l’ingestion d’eau du bassin de traitement du site lors d’une chute accidentelle a également été réalisée. L’évaluation a montré que, sur la base des connaissances disponibles au moment de la réalisation de l’étude, les doses efficaces totales sont inférieures à la valeur de référence, cependant, les niveaux de risques sont légèrement supérieurs à la valeur de référence pour l’une des catégories évaluées. Ce résultat montre l’importance de la protection physique du bassin de traitement du site d’Henriette. Celui-ci étant clôturé, l’état actuel est ainsi compatible avec les usages observés.
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Usages actuels hors site
En ce qui concerne les usages actuels au voisinage, les groupes de référence retenus, considérés comme les plus sensibles dans la zone d’influence du site, correspondent aux villages aux alentours du site minier, ainsi qu’aux habitants de Limoges, dont l’eau potable provient de l’étang de la Crouzille. L’évaluation de l’impact dosimétrique et des risques sanitaires a pris en compte l’exposition par ingestion de sols de surface et de fruits et de légumes issus de jardins potagers arrosés avec de l’eau du ruisseau du Vincou (chimique et radiologique) pour les habitants des villages.
Concernant les habitants de Limoges, l’évaluation de l’impact dosimétrique et des risques sanitaires a pris en compte l’exposition par ingestion d’eau de boisson, de sols de surface et de fruits et de légumes issus de jardins potagers arrosés avec de l’eau potable (radiologique uniquement). L’évaluation a montré que, sur la base des connaissances disponibles au moment de la réalisation de l’étude, les doses efficaces totales et les niveaux de risques sanitaires calculés sont inférieurs aux valeurs de référence pour les usages actuels observés au voisinage du site. L’état environnemental du site d’Henriette est donc compatible avec l’usage actuel résidentiel observé au voisinage de celui-ci.
Scénario dégradé sur site – Usage résidentiel
En ce qui concerne les futurs usages potentiels au droit du site, dans le cadre d’un scénario dégradé de perte de la mémoire au droit du site, l’évaluation de l’impact dosimétrique et des risques sanitaires a considéré une exposition résidentielle, comprenant des usages et des récepteurs sensibles. L’évaluation a ainsi pris en compte :
• l’exposition externe et par inhalation de descendants à vie courte du radon (radiologique uniquement) ;
• l’exposition par ingestion liée à l’utilisation d’eau au droit du site pour l’eau de boisson et d’arrosage (chimique et radiologique).
L’évaluation a montré que, sur la base des connaissances disponibles au moment de la réalisation de l’étude, les doses efficaces totales calculées sont comprises dans la gamme de valeurs de référence issues de la Directive EURATOM 2013/59 (1 à 20 mSv/an) et les niveaux de risques sanitaires sont supérieurs aux valeurs de référence (QD supérieur à 1 et ERI supérieur à 10-5). Ces résultats tendent à souligner l’importance de la conservation de la mémoire des anciennes activités minières réalisées au droit du site, notamment afin d’éviter un changement pour un usage sensible, de type résidentiel.
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7.2.2 Recommandations
Il est à noter que les résultats de l’étude concernant les usages actuels pour une exposition chronique sont inférieurs à la valeur de référence de 1 et ne conduisent donc pas à préconiser de recommandation particulière du point de vue de la surveillance environnementale.
Sur la base des conclusions de l’étude, il est recommandé de :
• s’assurer de façon récurrente de la protection physique du bassin de traitement du site (vérification de l’état de la clôture) ;
• conserver la mémoire de l’ancienne activité minière et restreindre les usages futurs (en n’autorisant pas des usages sensibles de type habitation), notamment par la mise en place de Servitudes d’Utilité Publique (SUP).
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LIMITATIONS DU RAPPORT
AECOM France a préparé ce rapport pour l'usage exclusif d’AREVA Mines conformément à la proposition commerciale d'AECOM France n° 871534 référencée n° PAR-PRO-16-16513A selon les termes de laquelle nos services ont été réalisés. Le contenu de ce rapport peut ne pas être approprié pour d'autres usages, et son utilisation à d'autres fins que celles définies dans la proposition d'AECOM France, par AREVA Mines ou par des tiers, est de l'entière responsabilité de l'utilisateur. Sauf indication contraire spécifiée dans ce rapport, les études réalisées supposent que les sites et installations continueront à exercer leurs activités actuelles sans changement significatif. Les conclusions et recommandations contenues dans ce rapport sont basées sur des informations fournies par le personnel du site et les informations accessibles au public, en supposant que toutes les informations pertinentes ont été fournies par les personnes et entités auxquelles elles ont été demandées. Les informations obtenues de tierces parties n'ont pas été vérifiées par AECOM, sauf mention contraire dans le rapport.
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TABLEAUX
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Tableau 1 : Synthèse des résultats analytiques dans les eaux de surface
Amont Amont Aval Aval Critère de référence retenu BdF Ruisseau Etang de la Au droit du site Ruisseau Ruisseau du Vincou d'Henriette Crouzille d'Henriette
Composé Paramètre (1) Unité Valeur Valeur tenant compte du tenant compte du Valeur BdF pour le BdF pour le HEN CLO HEN A EP CRO HEN 1 HEN DRAIN HEN EP HEN REJ HEN B VIN PRA VIN B initale ruisseau ruisseau du Vincou d'Henriette (2) (3)
nombre d'échantillons prélevés - - 21 23 15 23 1 22 22 1 21 22
moyenne 2,6 9,4 4,2 1,6 8,4 164,1 - 3,5 39,1 - 6,2 28,2 Uranium 238 médiane µg/L BdF + 1 (4) 2,5 10,0 4,2 1,5 9,0 149,3 - 3,5 21,8 - 6,0 29,0
maximale 4,0 12,0 9,1 3,0 11,0 370,4 16,0 6,2 213,7 9,5 11,0 34,0
nombre d'échantillons prélevés - - 21 23 15 23 1 22 22 1 21 22
moyenne 0,04 0,03 0,03 0,70 - 0,03 0,30 - 0,04 0,10 Radium 226 médiane Bq/L - 0,04 0,03 0,03 0,69 - 0,04 0,25 - 0,04 0,08
maximale 0,08 0,05 0,06 1,24 0,42 0,05 0,75 0,12 0,08 0,20
nombre d'échantillons prélevés - - 0 1 1 1 1 1 1 1 0 0
moyenne ------Arsenic médiane µg/L 4,2 (5) ------
maximale - - - 11 - 46 67 15 18 - - -
nombre d'échantillons prélevés - - 0 1 1 1 1 1 1 1 0 0
moyenne 58,0 58,0 ------Baryum médiane µg/L BdF + 58 (6) 58,0 58,0 ------
maximale 63,5 65,9 - 5,5 7,9 69,0 71,0 8,0 64,0 23,0 - -
nombre d'échantillons prélevés - - 0 1 1 1 1 1 1 1 0 0
moyenne ------Cadmium médiane µg/L 0,15 (5) ------
maximale ------
nombre d'échantillons prélevés - - 0 1 1 1 1 1 1 1 0 0
moyenne ------Chrome médiane µg/L 3,4 (5) ------
maximale ------
nombre d'échantillons prélevés - - 0 1 1 1 1 1 1 1 0 0
moyenne ------Cuivre médiane µg/L 1,4 (5) ------
maximale ------
nombre d'échantillons prélevés - - 0 1 1 1 1 1 1 1 0 0
moyenne ------Fer médiane µg/L ------
maximale - 999 196 2 360 3 100 2 100 1 240 3 320 - -
nombre d'échantillons prélevés - - 0 1 1 1 1 1 1 1 0 0
moyenne ------Manganèse médiane µg/L ------
maximale - 20 - 169 443 40 52 156 - -
nombre d'échantillons prélevés - - 0 1 1 1 1 1 1 1 0 0
moyenne ------Mercure médiane µg/L 0,07 (5)* ------
maximale ------
nombre d'échantillons prélevés - - 0 1 1 1 1 1 1 1 0 0
moyenne ------Nickel médiane µg/L 4 (5) ------
maximale - - - - - 9,1 ------
nombre d'échantillons prélevés - - 0 1 1 1 1 1 1 1 0 0
moyenne ------Plomb médiane µg/L 1,2 (5) ------
maximale ------
nombre d'échantillons prélevés - - 0 1 1 1 1 1 1 1 0 0
moyenne ------Zinc médiane µg/L 3,1 (5) ------
maximale - - - - - 27 ------
BdF : bruit de fond - : aucune donnée disponible- : aucune donnée disponible gras souligné : valeur supérieure au critère de référence retenu
(1) Dans le cas où un seul échantillon a été prélevé, la moyenne et la médiane n'ont pas été calculées. La concentration ou activité mesurée est indiquée au niveau de la ligne "maximale". (2) Valeur ajoutée à celle mesurée dans le ruisseau d'Henriette en amont du site (point HEN A EP). (3) Valeur ajoutée à celle mesurée dans l'étang de la Crouzille en amont du point de rejet dans le ruisseau du Vincou (point CRO). (4) Valeur Guide Environnementale (VGE) proposée par le projet de guide de la MSNR à ajouter au bruit de fond. (5) Norme de Qualité Environnementale établie par les Directives 2008/105/CE et 2013/39/UE, exprimée en concentration moyenne annuelle (NQE-MA). (5)* NQE exprimée en concentration maximale admissible (NQE-CMA). (6) Au niveau national, Norme de Qualité Environnementale provisoire (NQEp) fixée par la circulaire du 7 mai 2007 et l'arrêté du 25 janvier 2010, modifié par l'arrêté du 8 juillet 2010 et l'arrêté du 28 juillet 2011.
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Tableau 2 : Evaluation de l'impact écotoxicologique radiologique
2A. Eaux de surface du ruisseau d'Henriette (2) Activité dans le ruisseau d'Henriette Contribution du Quotient de Radioéléments Bq/L Apport site à la qualité Risque calculé par retenus (1) du site ? des eaux le modèle ERICA Amont Aval (3) (HEN A EP) (HEN EP) Bq/L 40/400 µGy/h
238U 2,0E-02 4,3E-02 oui 2,3E-02 3,8E-03
234U 2,2E-02 4,6E-02 oui 2,4E-02 4,7E-03
226Ra 3,2E-02 3,4E-02 oui 2,0E-03 1,7E-01
235U 9,3E-04 2,0E-03 oui 1,0E-03 1,9E-04
TOTAL 0,18
Valeur de référence 1
2B. Eaux de surface du ruisseau du Vincou (4) Activité dans le ruisseau du Vincou Contribution du Quotient de Radioéléments Bq/L Apport site à la qualité Risque calculé par retenus (1) du site ? des eaux le modèle ERICA Amont Aval (3) (CRO) (HEN B / VIN PRA) Bq/L 40/400 µGy/h
238U 1,0E-01 7,8E-02 non - -
234U 1,1E-01 8,3E-02 non - -
226Ra 3,4E-02 4,3E-02 oui 9,0E-03 7,8E-01
235U 4,8E-03 3,6E-03 non - -
TOTAL 0,78
Valeur de référence 1 nd : non détecté
(1) Radioélément pour lequel une contribution du site a été observée par rapport au bruit de fond local, et dont la valeur moyenne et/ou maximale est supérieure au critère de référence retenu pour les eaux et au bruit de fond national pour les sols de surface (ou ne disposant pas de tels critères ou gammes de valeurs). (2) Valeur moyenne de l'activité ou concentration mesurée dans le ruisseau d'Henriette en amont (HEN A EP) et en aval (HEN EP) du site lors de la surveillance environnementale (2015-2016) et de la campagne ponctuelle de juillet 2016. (3) Critère limite de dose retenu selon un second niveau d'approche (40 µGy/h pour les animaux terrestres et 400 µGy/h pour les plantes terrestres et tous les organismes aquatiques). (4) Valeur moyenne de l'activité ou concentration mesurée dans le ruisseau du Vincou en amont (CRO) et en aval (HEN B / VIN PRA) du point de rejet du site lors de la surveillance environnementale (2015-2016) et de la campagne ponctuelle de juillet 2016.
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Tableau 3 : Evaluation de l'impact écotoxicologique chimique
3A. Eaux de surface du ruisseau d'Henriette Concentration mesurée dans le Critères d'évaluation (3) ruisseau d'Henriette (5) Concentration supérieure à la PNEC Le composé est-il µg/L Composés retenus (1) µg/L PBT ou vPvB (2) ? Valeur si Amont Aval En amont du site En aval du site PNEC (4) PNECajoutée (HEN A EP) (HEN EP) (HEN A EP) (HEN EP) Arsenic na 4,4 15,4 11 15 na non
Baryum na 60 - 5,5 8 non non
Fer na - - 999 2 100 pvd pvd
Manganèse na 15 - 20 40 oui oui
Uranium na 0,3 1,9 1,6 3,5 na oui
na : non applicable - : pas de valeur disponible pvd : pas de valeur de PNEC disponible
(1) Composé pour lequel une contribution du site a été observée par rapport au bruit de fond local, et dont la valeur moyenne et/ou maximale est supérieure au critère de référence retenu (ou ne disposant pas d'un tel critère). (2) Selon les critères d'identification des substances PBT (persistantes, bioaccumulables et toxiques) et vPvB (très persistantes et très bioaccumulables) définis à l'Annexe XIII du règlement CE n°1907/2006 du 18 décembre 2006 (REACH). (3) Les Predicted No-Effect Concentrations (PNEC) sont sélectionnées, par ordre de priorité, parmi les valeurs fournies par l'INERIS (fiches de données toxicologiques et environnementales ou portail des substances chimiques) ou l'Union Européenne (Risk Assessment Report ou base de données de l'ECHA). Sauf indication contraire, les valeurs indiquées correspondent à des PNEC chroniques. (4) Les PNEC prises en compte pour l'arsenic et l'uranium sont des PNECajoutées à additionner au bruit de fond. (5) Pour l'uranium : valeur moyenne des concentrations mesurées dans le ruisseau d'Henriette en amont (HEN A EP) et aval (HEN EP) du site lors de la surveillance environnementale (2015-2016). Pour les autres composés : valeur mesurée lors de la campagne ponctuelle effectuée en juillet 2016 au niveau des mêmes points.
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Tableau 3 : Evaluation de l'impact écotoxicologique chimique
3B. Eaux de surface du ruisseau du Vincou Concentration mesurée dans le Critères d'évaluation (3) ruisseau du Vincou (5) Concentration supérieure à la PNEC Le composé est-il µg/L Composés retenus (1) µg/L PBT ou vPvB (2) ? Valeur si Amont Aval En amont du site En aval du site PNEC (4) PNECajoutée (CRO) (HEN B / VIN PRA) (CRO) (HEN B / VIN PRA) Arsenic na 4,4 9,4 < 5 < 5 na non
Baryum na 60 - 7,9 23 non non
Fer na - - 196 3320 pvd pvd
Manganèse na 15 - < 5 156 non oui
Uranium na 0,3 8,7 8,4 6,3 na non
na : non applicable - : pas de valeur disponible pvd : pas de valeur de PNEC disponible
(1) Composé pour lequel une contribution du site a été observée par rapport au bruit de fond local, et dont la valeur moyenne et/ou maximale est supérieure au critère de référence retenu (ou ne disposant pas d'un tel critère). (2) Selon les critères d'identification des substances PBT (persistantes, bioaccumulables et toxiques) et vPvB (très persistantes et très bioaccumulables) définis à l'Annexe XIII du règlement CE n°1907/2006 du 18 décembre 2006 (REACH). (3) Les Predicted No-Effect Concentrations (PNEC) sont sélectionnées, par ordre de priorité, parmi les valeurs fournies par l'INERIS (fiches de données toxicologiques et environnementales ou portail des substances chimiques) ou l'Union Européenne (Risk Assessment Report ou base de données de l'ECHA). Sauf indication contraire, les valeurs indiquées correspondent à des PNEC chroniques. (4) Les PNEC prises en compte pour l'arsenic et l'uranium sont des PNECajoutées à additionner au bruit de fond. (5) Pour l'uranium : concentration moyenne mesurée dans le ruisseau du Vincou en amont (CRO) et en aval (HEN B / VIN PRA) du point de rejet du site lors de la surveillance environnementale (2015-2016). Pour les autres composés : valeur mesurée lors de la campagne ponctuelle effectuée en juillet 2016 au niveau des mêmes points.
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Tableau 4 : Concentrations et activités sources et d'exposition retenues pour l'évaluation de l'impact sur la santé humaine 4A. Sols de surface Scénario d'exposition occasionnelle au Scénario dégradé au droit du site droit du site Bruit de fond Bruit de fond Composés Valeur retenue Valeur retenue Unité associé associé retenus (1) Moyenne au droit Maximale au droit du site Valeur moyenne du site Valeur maximale (HEN BAS 1 à 8 et (HEN BF 1 à 3) (HEN BAS 1 à 8 et (HEN BF 1 à 3) HEN HAUT 1 à 4) HEN HAUT 1 à 4) Arsenic mg/kg nr nr 72,8 15,2 Baryum mg/kg 285,1 157,7 399,0 182,0 Uranium mg/kg 32,6 7,2 86,8 8,1 Radium Bq/g 0,47 0,08 1,29 0,10
nr : non retenu
(1) Composé pour lequel une contribution du site a été observée par rapport au bruit de fond local, et dont la valeur moyenne et/ou maximale est supérieure au bruit de fond national ou ne disposant pas d'un tel critère.
4B. Eaux de surface Scénario d'exposition occasionnelle au Scénario d'exposition résidentielle hors Scénario d'exposition résidentielle hors Scénario d'exposition résidentielle au droit du site site - villages site - Limoges (3) droit du site (scénario dégradé) Eaux du bassin de traitement Eaux du Vincou Eaux de la Crouzille Eaux sur site
(1) Bruit de fond Bruit de fond Bruit de fond Bruit de fond Composés retenus Unité Valeur retenue Valeur retenue Valeur retenue Valeur retenue associé associé associé associé Valeur Valeur moyenne Valeur maximale Valeur moyenne Valeur moyenne Valeur moyenne Valeur moyenne Valeur moyenne (2) (HEN 1 et (HEN 1 et HEN DRAIN) correspondante (HEN B et VIN PRA) (CRO) (CRO) (HEN A EP) (HEN A EP) (HEN A EP) HEN DRAIN) Arsenic µg/L 67,0 11,0 < 5 < 5 na na 56,5 11,0 Baryum µg/L 71,0 5,5 23,0 7,9 na na 70,0 5,5 Fer µg/L 3 100,0 999,0 3 320,0 196,0 na na 2 730,0 999,0 Manganèse µg/L 443,0 20,0 156,0 < 5 na na 306,0 20,0 Uranium µg/L 370,4 2,0 6,3 8,4 8,4 1,6 157,9 1,6 Radium Bq/L 1,24 < 0,02 0,043 0,034 0,034 0,032 0,68 0,032
nr : non retenu na : non analysé ou non applicable
(1) Composé pour lequel une contribution du site a été observée par rapport au bruit de fond local, et dont la valeur moyenne et/ou maximale est supérieure au critère de référence retenu (ou ne disposant pas d'un tel critère). (2) Valeur de bruit de fond mesurée à la date correspondante à la valeur maximale retenue. (3) Ce scénario a été évalué pour une exposition radiologique uniquement.
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Tableau 5 : Calculs de doses pour une exposition occasionnelle sur site
5A-1. Exposition chronique - Exposition externe Débit de dose (1) Dose efficace nGy/h Débit de dose mSv/an attribuable Enfants Enfants Bruit de fond Sur site nGy/h Adultes (2 - 7 ans) (7 - 12 ans)
280,0 740,0 460,0 1,4E-01 1,4E-01 6,4E-02
Valeur de référence 1
5A-2. Exposition chronique - Exhalaison de radon EAP (2) Dose efficace nJ/m 3 EAP attribuable mSv/an Radioélément 3 nJ/m Enfants Enfants Bruit de fond Sur site Adultes (2 - 7 ans) (7 - 12 ans)
220Rn nd nd nd nd nd nd
222Rn 70 76 6 2,1E-03 2,1E-03 9,2E-04
TOTAL 2,1E-03 2,1E-03 9,2E-04
Valeur de référence 1
5A-3. Exposition chronique - Ingestion accidentelle de sols de surface Activité des sols (4) Facteur de dose pour l'ingestion (5) Dose efficace Bq/g Activité Sv/Bq mSv/an Radioéléments attribuable (3) Sur site retenus Bruit de fond Enfants Enfants Enfants Enfants (HEN BAS 1 à 8 et Bq/g Adultes Adultes (HEN BF1 à 3) (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) HEN HAUT 1 à 4)
238U 0,09 0,40 0,31
234U 0,09 0,43 0,33 7,7E-06 5,7E-06 2,5E-06 3,1E-02 1,2E-02 2,7E-03
226Ra 0,08 0,47 0,39
235U 0,004 0,019 0,014 4,0E-06 3,0E-06 2,0E-06 6,0E-04 2,3E-04 8,1E-05
TOTAL 3,2E-02 1,2E-02 2,8E-03
Valeur de référence 1
nd : non détecté na : non applicable, la valeur de bruit de fond étant plus importante que la valeur mesurée
(1) Valeur maximale de débit de dose mesurée au droit du site entre 1994 et 1995 à laquelle a été retranchée le débit de dose mesuré à la date correspondante au niveau de Népoulas (bruit de fond "flanc de coteau"). (2) Valeur maximale d'Energie Alpha Potentielles (EAP) mesurée au droit du site en 1994 à laquelle a été retranchée la valeur d'EAP mesurée à la date correspondante au niveau de Népoulas (bruit de fond "flanc de coteau"). (3) Radioélément pour lequel une contribution du site a été observée par rapport au bruit de fond local, et dont la valeur moyenne et/ou maximale est supérieure au bruit de fond national ou ne disposant pas d'un tel critère. (4) Moyenne des activités et concentrations mesurées au niveau du bruit de fond (HEN BF 1 à 3) et des activités et concentrations mesurées dans les sols sur site (HEN BAS 1 à 8 et HEN HAUT 1 à 4) en juillet 2016.
(5) Valeur issue de l'Arrêté du 1er septembre 2003 définissant les modalités de calcul des doses efficaces et des doses équivalentes résultant de l’exposition des personnes aux rayonnements ionisants – Ministère de la Santé, de la Famille et des Personnes Handicapées. Les valeurs utilisées sont celles à l'équilibre séculaire pour l'Uranium 238 (238U à 210Po) et pour l'Uranium 235 (235U à 207Tl).
5B. Exposition aiguë - Ingestion accidentelle d'eau du bassin de traitement Dose efficace Activité (3) (2) Facteur de dose pour l'ingestion mSv/an des eaux Activité Radioéléments Sv/Bq Bq/L attribuable Ingestion d'eau retenus (1) Bq/L Amont Aval Enfants Enfants Enfants Enfants Adultes Adultes (HEN A EP) (HEN1 / HEN DRAIN) (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) (2 - 7 ans) (7 - 12 ans)
238U 2,5E-02 4,6E+00 4,5E+00
234U 2,6E-02 4,9E+00 4,8E+00 7,7E-06 5,7E-06 2,5E-06 3,7E-03 2,8E-03 1,2E-03
226Ra < 0,02 1,2E+00 1,2E+00
235U 1,1E-03 2,1E-01 2,1E-01 4,0E-06 3,0E-06 2,0E-06 8,4E-05 6,3E-05 4,2E-05
TOTAL 3,8E-03 2,8E-03 1,3E-03
Valeur de référence 1
(1) Radioélément pour lequel une contribution du site a été observée par rapport au bruit de fond local, et dont la valeur moyenne et/ou maximale est supérieure au critère de référence retenu (ou ne disposant pas d'un tel critère). (2) Activité ou concentration maximale mesurée dans les eaux alimentant le bassin de traitement (HEN 1 et HEN DRAIN) entre 2015 et 2016 à laquelle a été retranchée l'activité ou concentration mesurée à la date correspondante au niveau du bruit de fond (HEN A EP).
(3) Valeur issue de l'Arrêté du 1er septembre 2003 définissant les modalités de calcul des doses efficaces et des doses équivalentes résultant de l’exposition des personnes aux rayonnements ionisants – Ministère de la Santé, de la Famille et des Personnes Handicapées. Les valeurs utilisées sont celles à l'équilibre séculaire pour l'Uranium 238 (238U à 210Po) et pour l'Uranium 235 (235U à 207Tl).
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Tableau 6 : Calculs de doses pour une exposition résidentielle à proximité du site
6A. Ingestion de sols de surface arrosés par l'eau provenant du ruisseau du Vincou (1) (2) Concentration dans les eaux Concentration Facteur de dose pour l'ingestion Dose efficace Concentration Activité modélisée mg/L modélisée dans Sv/Bq mSv/an Radioélément attribuable dans les sols Amont Aval les sols Enfants Enfants Enfants Enfants mg/L Bq/g Adultes Adultes (CRO) (HEN B / VIN PRA) mg/kg (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) (2 - 7 ans) (7 - 12 ans)
238U 1,7E-02 7,7E-06 5,7E-06 2,5E-06 2,6E-08 2,0E-08 1,3E-08 234U 1,6E-03 8,4E-03 6,7E-03 1,3E+00 1,8E-02
235U 7,7E-04 4,0E-06 3,0E-06 2,0E-06 5,9E-10 4,4E-10 4,6E-10
TOTAL 2,7E-08 2,0E-08 1,4E-08
Valeur de référence 1
6B. Ingestion de végétaux "fruits" Activités des végétaux "fruits" (3) Facteur de dose pour l'ingestion (2) Dose efficace Bq/kg Sv/Bq mSv/an Radioélément A proximité Enfant Enfant Enfant Enfant Bruit de fond du site Adulte Adulte (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) (Points 67 et 86)
226Ra nd 0,31 7,7E-06 5,7E-06 2,5E-06 1,4E-02 1,1E-02 6,8E-03 Valeur de référence 1
6C. Ingestion de végétaux "feuilles" Activités des végétaux "feuilles" (4) Facteur de dose pour l'ingestion (2) Dose efficace Bq/kg Sv/Bq mSv/an Radioélément A proximité Enfant Enfant Enfant Enfant Bruit de fond du site Adulte Adulte (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) (Points 67 et 86)
226Ra nd 0,50 7,7E-06 5,7E-06 2,5E-06 4,4E-03 9,1E-03 4,0E-03 Valeur de référence 1
6D. Ingestion de végétaux "racines" Activités des végétaux "racines" (5) Facteur de dose pour l'ingestion (2) Dose efficace Bq/kg Activité Sv/Bq mSv/an Radioélément A proximité attribuable Bruit de fond Enfant Enfant Enfant Enfant du site Bq/kg Adulte Adulte (Point 83) (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) (Points 67 et 86)
226Ra 2,0 3,2 1,2
210Pb 0,43 0,46 0,03 7,7E-06 5,7E-06 2,5E-06 5,3E-02 5,4E-02 2,3E-02
210Po nd 0,14 0,14 Valeur de référence 1
nd : non détecté na : non applicable, la valeur de bruit de fond étant plus importante que la valeur mesurée
(1) Concentration moyenne mesurée dans le Vincou (HEN B et VIN PRA) entre 2010 et 2016 à laquelle a été retranchée la concentration moyenne mesurée au niveau du bruit de fond (étang de la Crouzille, point de prélèvement CRO). (2) Valeur issue de l'Arrêté du 1er septembre 2003 définissant les modalités de calcul des doses efficaces et des doses équivalentes résultant de l’exposition des personnes aux rayonnements ionisants – Ministère de la Santé, de la Famille et des Personnes Handicapées. Les valeurs utilisées sont celles pour l'Uranium 238 (238U à 210Po) et pour l'Uranium 235 (235U à 207Tl). (3) Activité maximale mesurée dans les végétaux "fruits" (pommes) à proximité du site entre 2001 et 2007 (aucune activité détectée au niveau du bruit de fond). (4) Activité maximale mesurée dans les végétaux "feuilles" (choux) à proximité du site entre 2001 et 2007 (aucune activité détectée au niveau du bruit de fond). (5) Activité maximale mesurée dans les végétaux "racines" (carottes) à proximité du site entre 2001 et 2007 et au niveau du Point 83 (bruit de fond) pour l'année correspondante ou, à défaut, valeur maximale.
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Tableau 7 : Calculs de doses pour une exposition résidentielle des habitants de Limoges via l'eau potable
7A. Ingestion d'eau potable provenant de l'étang de la Crouzille Activité des eaux (1) Facteur de dose pour l'ingestion (2) Dose efficace Bq/L Activité Sv/Bq mSv/an Radioélément attribuable Amont Aval Enfant Enfant Enfant Enfant Bq/L Adulte Adulte (CRO) (HEN A EP) (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) (2 - 7 ans) (7 - 12 ans)
238U 2,0E-02 1,0E-01 8,3E-02
234U 2,2E-02 1,1E-01 8,9E-02 7,7E-06 5,7E-06 2,5E-06 9,6E-02 7,1E-02 4,8E-02
226Ra 3,2E-02 3,4E-02 1,7E-03
235U 9,3E-04 4,8E-03 3,8E-03 4,0E-06 3,0E-06 2,0E-06 2,2E-03 1,6E-03 1,7E-03
TOTAL 9,8E-02 7,3E-02 5,0E-02
Valeur de référence 1
7B. Ingestion de sols de surface arrosés par l'eau provenant de l'étang de la Crouzille (1) (2) Concentration dans les eaux Concentration Facteur de dose pour l'ingestion Dose efficace Concentration Activité modélisée mg/L modélisée dans Sv/Bq mSv/an Radioélément attribuable dans les sols Amont Aval les sols Enfants Enfants Enfants Enfants mg/L Bq/g Adultes Adultes (CRO) (HEN A EP) mg/kg (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) (2 - 7 ans) (7 - 12 ans)
238U 1,7E-02 7,7E-06 5,7E-06 2,5E-06 1,4E-03 5,3E-04 1,2E-04 234U 1,6E-03 8,4E-03 6,7E-03 1,3E+00 1,8E-02
235U 7,7E-04 4,0E-06 3,0E-06 2,0E-06 3,2E-05 1,2E-05 4,3E-06
TOTAL 1,5E-03 5,4E-04 1,3E-04
Valeur de référence 1
7C. Ingestion de végétaux "fruits" arrosés par l'eau provenant de l'étang de la Crouzille
Concentration (2) Facteur de dose pour l'ingestion Dose efficace modélisée dans Activité des Concentration Sv/Bq mSv/an les végétaux végétaux Radioélément attribuable (3) "fruits" "fruits" (4) mg/L Enfant Enfant Enfant Enfant mg/kg de poids Bq/kg Adulte Adulte frais (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) (2 - 7 ans) (7 - 12 ans)
238U 7,2E-03 7,7E-06 5,7E-06 2,5E-06 3,3E-04 2,8E-04 1,7E-04 234U 6,7E-03 5,8E-04 7,6E-03
235U 3,3E-04 4,0E-06 3,0E-06 2,0E-06 7,5E-06 6,4E-06 5,8E-06
TOTAL 3,4E-04 2,9E-04 1,7E-04
Valeur de référence 1
7D. Ingestion de végétaux "feuilles" arrosés par l'eau provenant de l'étang de la Crouzille
Concentration (2) Facteur de dose pour l'ingestion Dose efficace modélisée dans Activité des Concentration Sv/Bq mSv/an les végétaux végétaux Radioélément attribuable (3) "feuilles" "feuilles" (4) mg/L Enfant Enfant Enfant Enfant mg/kg de poids Bq/kg Adulte Adulte frais (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) (2 - 7 ans) (7 - 12 ans)
238U 1,2E-01 7,7E-06 5,7E-06 2,5E-06 1,1E-03 2,3E-03 1,0E-03 234U 6,7E-03 9,7E-03 1,3E-01
235U 5,5E-03 4,0E-06 3,0E-06 2,0E-06 2,5E-05 5,3E-05 3,6E-05
TOTAL 1,2E-03 2,4E-03 1,1E-03
Valeur de référence 1
7E. Ingestion de végétaux "racines" arrosés par l'eau provenant de l'étang de la Crouzille
Concentration (2) Facteur de dose pour l'ingestion Dose efficace modélisée dans Activité des Concentration Sv/Bq mSv/an les végétaux végétaux Radioélément attribuable (3) "racines" "racines" (4) mg/L Enfant Enfant Enfant Enfant mg/kg de poids Bq/kg Adulte Adulte frais (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) (2 - 7 ans) (7 - 12 ans)
238U 2,4E-02 7,7E-06 5,7E-06 2,5E-06 1,1E-03 1,1E-03 4,8E-04 234U 6,7E-03 1,9E-03 2,5E-02
235U 1,1E-03 4,0E-06 3,0E-06 2,0E-06 2,5E-05 2,6E-05 1,7E-05
TOTAL 1,1E-03 1,2E-03 5,0E-04
Valeur de référence 1
(1) Activité ou concentration moyenne mesurée dans l'étang de la Crouzille (CRO) entre 2015 et 2016 à laquelle a été retranchée la concentration ou activité moyenne en amont du site (HEN A EP). (2) Valeur issue de l'Arrêté du 1er septembre 2003 définissant les modalités de calcul des doses efficaces et des doses équivalentes résultant de l’exposition des personnes aux rayonnements ionisants – Ministère de la Santé, de la Famille et des Personnes Handicapées. Les valeurs utilisées sont celles pour l'Uranium 238 (238U à 210Po) et pour l'Uranium 235 (235U à 207Tl). (3) Concentration attribuable dans les eaux de l'étang de la Crouzille (Tableau 7B). (4) Activité convertie à partir des concentrations modélisées dans les sols et les différents types de végétaux.
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Tableau 8 : Calculs de doses pour une exposition résidentielle au droit du site (scénario dégradé)
8A. Exposition externe Débit de dose (1) Dose efficace nGy/h Débit de dose mSv/an attribuable Enfant Enfant Bruit de fond Sur site nGy/h Adulte (2 - 7 ans) (7 - 12 ans)
280,0 740,0 460,0 3,4E-01 3,4E-01 2,6E-01
Valeur de référence EURATOM (2) [1 - 20]
8B. Exhalaison de radon EAP (3) Dose efficace nJ/m 3 EAP attribuable mSv/an Radioélément 3 nJ/m Enfant Enfant Bruit de fond Sur site Adulte (2 - 7 ans) (7 - 12 ans)
220Rn nd nd nd nd nd nd
222Rn 70 76,0 6,0 2,1E-03 2,1E-03 9,2E-04
TOTAL 2,1E-03 2,1E-03 9,2E-04
Valeur de référence EURATOM (2) [1 - 20]
8C. Ingestion accidentelle de sols de surface Activité des sols (5) Facteur de dose pour l'ingestion (6) Dose efficace Bq/g Activité Sv/Bq mSv/an Radioéléments attribuable (4) Sur site retenus Bruit de fond Enfant Enfant Enfant Enfant (HEN BAS 1 à 8 et Bq/g Adulte Adulte (HEN BF1 à 3) (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) HEN HAUT 1 à 4)
238U 1,0E-01 1,1E+00 9,7E-01
234U 1,1E-01 1,1E+00 1,0E+00 7,7E-06 5,7E-06 2,5E-06 9,5E-02 3,5E-02 8,3E-03
226Ra 1,0E-01 1,3E+00 1,2E+00
235U 4,6E-03 4,9E-02 4,5E-02 4,0E-06 3,0E-06 2,0E-06 1,9E-03 7,0E-04 2,5E-04
TOTAL 9,7E-02 3,6E-02 8,6E-03
Valeur de référence EURATOM (2) [1 - 20]
8D. Ingestion d'eau au droit du site Activité des eaux (7) Facteur de dose pour l'ingestion (6) Dose efficace Activité Radioéléments mg/L Sv/Bq mSv/an (4) attribuable retenus Amont Aval Enfant Enfant Enfant Enfant Bq/L Adulte Adulte (HEN A EP) (HEN 1 / HEN DRAIN) (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) (2 - 7 ans) (7 - 12 ans)
238U 2,0E-02 2,0E+00 1,9E+00
234U 2,2E-02 2,1E+00 2,1E+00 7,7E-06 5,7E-06 2,5E-06 1,1E+00 8,2E-01 5,6E-01
226Ra 3,2E-02 6,8E-01 6,5E-01
235U 9,3E-04 9,0E-02 8,9E-02 4,0E-06 3,0E-06 2,0E-06 2,5E-02 1,9E-02 1,9E-02
TOTAL 1,1 0,8 0,6
Valeur de référence EURATOM (2) [1 - 20]
8E. Ingestion de végétaux "fruits" cultivés dans les sols et arrosés avec de l'eau prélevée au droit du site
Facteur de dose pour l'ingestion (6) Dose efficace Activité modélisée Sv/Bq mSv/an Radioéléments dans les végétaux retenus (4) "fruits" (8) Enfant Enfant Enfant Enfant Bq/kg de poids frais Adulte Adulte (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) (2 - 7 ans) (7 - 12 ans)
238U 0,69 7,7E-06 5,7E-06 2,5E-06 3,2E-02 2,7E-02 1,6E-02 234U 0,74
235U 0,03 4,0E-06 3,0E-06 2,0E-06 7,3E-04 6,2E-04 5,6E-04
TOTAL 3,3E-02 2,8E-02 1,7E-02
Valeur de référence EURATOM (2) [1 - 20]
8F. Ingestion de végétaux "feuilles" cultivés dans les sols et arrosés avec de l'eau prélevée au droit du site
Facteur de dose pour l'ingestion (6) Dose efficace Activité modélisée Sv/Bq mSv/an Radioéléments dans les végétaux retenus (4) "feuilles" (8) Enfant Enfant Enfant Enfant Bq/kg de poids frais Adulte Adulte (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) (2 - 7 ans) (7 - 12 ans)
238U 3,46 7,7E-06 5,7E-06 2,5E-06 3,2E-02 6,7E-02 3,0E-02 234U 3,69
235U 0,16 4,0E-06 3,0E-06 2,0E-06 7,3E-04 1,5E-03 1,0E-03
TOTAL 3,3E-02 6,9E-02 3,1E-02
Valeur de référence EURATOM (2) [1 - 20]
8G. Ingestion de végétaux "racines" cultivés dans les sols et arrosés avec de l'eau prélevée au droit du site
Facteur de dose pour l'ingestion (6) Dose efficace Activité modélisée Sv/Bq mSv/an Radioéléments dans les végétaux retenus (4) "racines" (8) Enfant Enfant Enfant Enfant Bq/kg de poids frais Adulte Adulte (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) (2 - 7 ans) (7 - 12 ans)
238U 1,27 7,7E-06 5,7E-06 2,5E-06 6,0E-02 6,1E-02 2,6E-02 234U 1,35
235U 0,06 4,0E-06 3,0E-06 2,0E-06 1,3E-03 1,4E-03 8,9E-04
TOTAL 6,1E-02 6,2E-02 2,7E-02
Valeur de référence EURATOM (2) [1 - 20]
nd : non détecté na : non applicable, la valeur de bruit de fond étant plus importante que la valeur mesurée
(1) Valeur maximale des débits de doses mesurés au droit du site entre 1994 et 1995 à laquelle a été retranchée le débit de dose mesuré à la date correspondante au niveau de Népoulas (bruit de fond "flanc de coteau"). (2) Gamme fixée par la Directive EURATOM 2013/59 du 5 décembre 2013 pour les situations d'exposition existantes. (3) Valeur maximale d'Energie Alpha Potentielles (EAP) mesurée au droit du site en 1994 à laquelle a été retranchée la valeur d'EAP mesurée à la date correspondante au niveau de Népoulas (bruit de fond "flanc de coteau"). (4) Radioélément pour lequel une contribution du site a été observée par rapport au bruit de fond local, et dont la valeur moyenne et/ou maximale est supérieure au critère de référence retenu pour les eaux et au bruit de fond national pour les sols de surface (ou ne disposant pas de tels critères ou gammes de valeurs). (5) Activités ou concentrations maximales mesurées au niveau du bruit de fond (HEN BF 1 à 3) et dans les sols sur site (HEN BAS 1 à 8 et HEN HAUT 1 à 4) en juillet 2016. (6) Valeur issue de l'Arrêté du 1er septembre 2003 définissant les modalités de calcul des doses efficaces et des doses équivalentes résultant de l’exposition des personnes aux rayonnements ionisants – Ministère de la Santé, de la Famille et des Personnes Handicapées. Les valeurs utilisées sont celles pour l'Uranium 238 (238U à 210Po) et pour l'Uranium 235 (235U à 207Tl). (7) Activité ou concentration moyenne mesurée dans les eaux alimentant le bassin de traitement (HEN 1 et HEN DRAIN) entre 2015 et 2016 à laquelle a été retranchée l'activité ou concentration moyenne au niveau du bruit de fond (HEN A EP). (8) Activité convertie à partir de la concentration modélisée dans les végétaux (Tableaux 11D à 11F).
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Tableau 9 : Calculs de risques pour une exposition occasionnelle sur site
9A-1. Exposition chronique - Ingestion accidentelle de sols de surface Niveaux de risque Concentration dans les sols (2) Dose Journalière d'Exposition (DJE) VTR mg/kg Concentration mg/kg/jour Quotient de Danger Composés retenus (QD) (1) attribuable Sur site mg/kg Bruit de fond Enfant Enfant DJA Enfant Enfant (HEN BAS 1 à 8 et Adulte Adulte (HEN BF1 à 3) (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) mg/kg/jour (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) HEN HAUT 1 à 4)
Baryum 157,7 285,1 127,4 2,0E-04 5,6E-05 1,6E-05 2,0E-01 1,0E-03 2,8E-04 8,0E-05
Uranium * 7,2 32,6 25,4 7,2E-04 3,6E-04 1,9E-04 6,0E-02 1,2E-02 6,0E-03 3,2E-03
TOTAL 1,3E-02 6,3E-03 3,3E-03
Valeur de référence 1
9A-2. Exposition chronique - Inhalation de particules de sols de surface Concentration dans les sols (2) Concentration VTR Niveaux de risque mg/kg
Quotient de Danger Composés retenus modélisée dans (QD) (1) Sur site les particules de Bruit de fond attribuable CAA (HEN BAS 1 à 8 et sol remises en (HEN BF1 à 3) mg/kg µg/m 3 HEN HAUT 1 à 4) suspension (3) Enfant Enfant 3 Adulte µg/m (2 - 7 ans) (7 - 12 ans)
Baryum 157,7 285,1 127,4 1,27E-02 1,0E+00 4,5E-04 4,5E-04 2,0E-04
Uranium 7,2 32,6 25,4 2,54E-03 4,0E-02 2,3E-03 2,3E-03 1,0E-03
TOTAL 2,7E-03 2,7E-03 1,2E-03
Valeur de référence 1
VTR : Valeur Toxicologique de Référence DJA : Dose Journalière Admissible CAA : Concentration Admissible dans l'Air
(1) Composé pour lequel une contribution du site a été observée par rapport au bruit de fond local, et dont la valeur moyenne et/ou maximale est supérieure au bruit de fond national ou ne disposant pas d'un tel critère. (2) Moyenne des concentrations mesurées au niveau du bruit de fond (HEN BF 1 à 3) et des concentrations mesurées dans les sols sur site (HEN BAS 1 à 8 et HEN HAUT 1 à 4) en juillet 2016. (3) Déduite par calcul avec un taux d'empoussièrement de 0,1 mg/m3 (Guide IRSN 2011, borne haute de la gamme de valeurs d'empoussièrement faible pour les activités en extérieur). * Pour l'uranium, la DJE et la DJA sont exprimées en mg/j.
9B. Exposition aiguë - Ingestion accidentelle d'eau du bassin de traitement
Concentration dans l'eau des Niveaux de risque (2) Dose Journalière d'Exposition bassins Concentration VTR Composés retenus mg/kg Quotient de Danger µg/L (1) attribuable (QD) µg/L Amont Aval Enfant Enfant DJA Enfant Enfant Adulte Adulte (HEN A EP) (HEN1 / HEN DRAIN) (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) mg/kg (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) Arsenic 11 67,0 56,0 3,1E-04 1,7E-04 9,2E-05 5,0E-03 6,3E-02 3,5E-02 1,8E-02
Baryum 5,5 71,0 65,5 3,7E-04 2,0E-04 1,1E-04 2,0E-01 1,8E-03 1,0E-03 5,4E-04
Fer 999,0 3 100,0 2 101,0 1,2E-02 6,5E-03 3,4E-03 - - - -
Manganèse 20,0 443,0 423,0 2,4E-03 1,3E-03 6,9E-04 - - - -
Uranium 2,0 370,4 368,4 2,1E-03 1,1E-03 6,0E-04 2,0E-03 1,0E+00 5,7E-01 3,0E-01
TOTAL 1,1E+00 6,1E-01 3,2E-01
Valeur de référence 1
VTR : Valeur Toxicologique de Référence DJA : Dose Journalière Admissible Composé ne disposant pas de VTR pour la voie d'exposition par ingestion aiguë dans les bases de données consultées. en gras italique : niveau de risque supérieur à la valeur de référence
(1) Composé pour lequel une contribution du site a été observée par rapport au bruit de fond local, et dont la valeur moyenne et/ou maximale est supérieure au critère de référence retenu (ou ne disposant pas d'un tel critère).
(2) Concentration maximale mesurée dans les eaux alimentant le bassin de traitement (HEN 1 et HEN DRAIN) entre 2015 et 2016 à laquelle a été retranchée la concentration mesurée à la date correspondante au niveau du bruit de fond (HEN A EP).
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Tableau 10 : Calculs de risques pour une exposition résidentielle à proximité du site
10A. Ingestion de sols de surface arrosés avec l'eau du ruisseau du Vincou Niveaux de risques Concentration dans l'eau (2) Dose Journalière d'Exposition Concentration VTR µg/L Concentration mg/kg/jour Quotient de Danger Composés retenus modélisée dans attribuable (QD) (1) les sols µg/L Amont Aval mg/kg Enfant Enfant DJA Enfant Enfant Adulte Adulte (CRO) (HEN B / VIN PRA) (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) mg/kg/jour (2 - 7 ans) (7 - 12 ans)
Arsenic < 5 < 5 - - - - - 3,0E-04 - - -
Baryum 7,9 23,0 15,1 0,91 1,4E-06 4,0E-07 1,1E-07 2,0E-01 7,2E-06 2,0E-06 5,7E-07
Fer 196 3 320 3 124 78,1 1,2E-04 3,5E-05 9,8E-06 8,0E-01 1,6E-04 4,3E-05 1,2E-05
Manganèse * < 5 156 156 10,1 1,6E-05 4,5E-06 1,3E-06 4,7E-02 3,5E-04 9,6E-05 2,7E-05
Uranium ** 8,4 6,3 - - - - - 6,0E-02 - - -
TOTAL 5,1E-04 1,4E-04 4,0E-05
Valeur de référence 1
10B. Ingestion de végétaux "fruits" arrosés avec l'eau du ruisseau du Vincou Concentration Niveaux de risque Concentration modélisée dans Dose Journalière d'Exposition VTR Quotient de Danger Composés retenus attribuable dans les végétaux mg/kg/jour (QD) (1) l'eau (3) "fruits" µg/L mg/kg de poids Enfants Enfants DJA Enfants Enfants Adultes Adultes frais (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) mg/kg/jour (2 - 7 ans) (7 - 12 ans)
Baryum 15,1 3,1E-04 2,7E-07 1,7E-07 1,2E-07 2,0E-01 1,3E-06 8,5E-07 6,1E-07
Fer 3 124 6,4E-02 5,6E-05 3,5E-05 2,5E-05 8,0E-01 7,0E-05 4,4E-05 3,1E-05
Manganèse 156 4,5E-02 3,9E-05 2,4E-05 1,8E-05 1,4E-01 2,8E-04 1,7E-04 1,3E-04
TOTAL 3,5E-04 2,2E-04 1,6E-04
Valeur de référence 1
10C. Ingestion de végétaux "feuilles" arrosés avec l'eau du ruisseau du Vincou Concentration Niveaux de risque Concentration modélisée dans Dose Journalière d'Exposition VTR Quotient de Danger Composés retenus attribuable dans les végétaux mg/kg/jour (QD) (1) l'eau (3) "feuilles" µg/L mg/kg de poids Enfants Enfants DJA Enfants Enfants Adultes Adultes frais (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) mg/kg/jour (2 - 7 ans) (7 - 12 ans)
Baryum 15,1 2,0E-02 3,4E-06 5,3E-06 2,9E-06 2,0E-01 1,7E-05 2,7E-05 1,4E-05
Fer 3 124 4,1E+00 7,1E-04 1,1E-03 5,9E-04 8,0E-01 8,9E-04 1,4E-03 7,4E-04
Manganèse 156 4,1E-01 7,2E-05 1,1E-04 6,0E-05 1,4E-01 5,1E-04 8,0E-04 4,3E-04
TOTAL 1,4E-03 2,2E-03 1,2E-03
Valeur de référence 1
10D. Ingestion de végétaux "racines" arrosés avec l'eau du ruisseau du Vincou Concentration Niveaux de risque Concentration modélisée dans Dose Journalière d'Exposition VTR Quotient de Danger Composés retenus attribuable dans les végétaux mg/kg/jour (QD) (1) l'eau (3) "racines" µg/L mg/kg de poids Enfants Enfants DJA Enfants Enfants Adultes Adultes frais (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) mg/kg/jour (2 - 7 ans) (7 - 12 ans)
Baryum 15,1 3,3E-03 2,9E-06 2,2E-06 1,1E-06 2,0E-01 1,4E-05 1,1E-05 5,6E-06
Fer 3 124 6,8E-01 5,9E-04 4,6E-04 2,3E-04 8,0E-01 7,4E-04 5,7E-04 2,9E-04
Manganèse 156 7,5E-02 6,6E-05 5,1E-05 2,6E-05 1,4E-01 4,7E-04 3,6E-04 1,9E-04
TOTAL 1,2E-03 9,4E-04 4,8E-04
Valeur de référence 1
- : donnée non disponible car le composé n'est pas détecté ou la concentration détectée en amont du site est supérieure à la concentration détectée en aval. VTR : Valeur Toxicologique de Référence DJA : Dose Journalière Admissible
(1) Composé pour lequel une contribution du site a été observée par rapport au bruit de fond local, et dont la valeur moyenne et/ou maximale est supérieure au bruit de fond national ou ne disposant pas d'un tel critère. (2) Concentration moyenne mesurée dans le Vincou (HEN B et VIN PRA) entre 2010 et 2016 à laquelle a été retranchée la concentration moyenne au niveau du bruit de fond (étang de la Crouzille, point de prélèvement CRO). (3) Concentration attribuable dans les eaux du ruisseau du Vincou (Tableau 10A). * Conformément aux prescriptions de l'INERIS, un facteur 3 a été appliqué à la DJA du manganèse dans le cas d'une exposition par ingestion de sol ou d'eau de boisson (Tableau I2 de l'Annexe I).
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Tableau 11 : Calculs de risques pour une exposition résidentielle au droit du site (scénario dégradé)
11A. Ingestion accidentelle de sols de surface
(2) Niveaux de risque Concentration dans les sols Dose Journalière d'Exposition Valeur Toxicologique de Référence mg/kg Concentration mg/kg/jour Composés retenus QD ERI (1) attribuable Sur site Bruit de fond mg/kg Enfants Enfants DJA ERUO Enfants Enfants (HEN BAS 1 à 8 et Adultes Adultes Vie entière (HEN BF1 à 3) (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) mg/kg/jour -1 (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) HEN BAS 1 à 4) (mg/kg/jour)
Arsenic 15,2 72,8 57,6 9,2E-05 2,5E-05 7,2E-06 3,0E-04 1,5E+00 3,1E-01 8,5E-02 2,4E-02 1,6E-05
Baryum 182 399 217 3,5E-04 9,6E-05 2,7E-05 2,0E-01 - 1,7E-03 4,8E-04 1,4E-04 -
Uranium * 8,1 86,8 78,7 2,2E-03 1,1E-03 6,0E-04 6,0E-02 - 3,7E-02 1,9E-02 1,0E-02 -
TOTAL 3,4E-01 1,0E-01 3,4E-02 1,6E-05
Valeur de référence 1 1,0E-05
11B. Inhalation de particules de sol de surface Concentration Niveaux de risques Concentration dans les sols (2) Valeur Toxicologique de Référence mg/kg Composés retenus modélisée dans les particules de sol QD ERI (1) attribuable remises en Sur site mg/kg suspension (3) Bruit de fond CAA ERUI Enfant Enfant (HEN BAS 1 à 8 et 3 Adulte Vie entière (HEN BF1 à 3) µg/m 3 3 -1 (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) HEN BAS 1 à 4) µg/m (µg/m )
Arsenic 15,2 72,8 57,6 5,8E-03 1,5E-02 4,3E-03 1,4E-02 1,4E-02 6,1E-03 2,4E-07
Baryum 182 399 217 2,2E-02 1,0E+00 - 7,7E-04 7,7E-04 3,5E-04 -
Uranium 8,1 86,8 78,7 7,9E-03 4,0E-02 - 7,0E-03 7,0E-03 3,1E-03 -
TOTAL 2,1E-02 2,1E-02 9,6E-03 2,4E-07
Valeur de référence 1 1,0E-05
11C. Ingestion d'eau au droit du site
(4) Niveaux de risques Concentration dans l'eau Dose Journalière d'Exposition Valeur Toxicologique de Référence µg/L Concentration mg/kg/jour Composés retenus QD ERI (1) attribuable Aval Amont µg/L Enfant Enfant DJA ERUO Enfant Enfant (HEN 1 / Adulte Adulte Vie entière (HEN A EP) (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) mg/kg/jour -1 (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) HEN DRAIN) (mg/kg/jour)
Arsenic 11,0 56,5 45,5 4,9E-04 2,7E-04 2,2E-04 3,0E-04 1,5E+00 1,6E+00 9,1E-01 7,5E-01 1,8E-04
Baryum 5,5 70,0 64,5 6,9E-04 3,9E-04 3,2E-04 2,0E-01 - 3,5E-03 1,9E-03 1,6E-03 -
Fer 999 2 730 1731 1,9E-02 1,0E-02 8,5E-03 8,0E-01 - 2,3E-02 1,3E-02 1,1E-02 -
Manganèse ** 20 306 286 3,1E-03 1,7E-03 1,4E-03 4,7E-02 - 6,6E-02 3,7E-02 3,0E-02 -
Uranium * 1,6 157,9 156,3 3,0E-02 3,0E-02 4,7E-02 6,0E-02 - 5,0E-01 5,0E-01 7,8E-01 -
TOTAL 2,2E+00 1,5E+00 1,6E+00 1,8E-04
Valeur de référence 1 1,0E-05
11D. Ingestion de végétaux "fruits" cultivés dans les sols et arrosés avec de l'eau prélevée au droit du site
Concentration Dose Journalière d'Exposition Niveaux de risque Concentration attribuable Valeur Toxicologique de Référence modélisée dans mg/kg/jour Composés retenus les végétaux QD ERI (1) "fruits" (5) (6) dans les sols dans l'eau mg/kg de poids Enfants Enfants DJA ERUO Enfants Enfants Adultes Adultes Vie entière mg/kg µg/L frais (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) mg/kg/jour (mg/kg/jour) -1 (2 - 7 ans) (7 - 12 ans)
Arsenic 57,6 45,5 4,9E-02 4,2E-05 2,7E-05 1,9E-05 3,0E-04 1,5E+00 1,4E-01 8,9E-02 6,4E-02 1,6E-05
Baryum 217,0 64,5 4,4E-01 3,9E-04 2,4E-04 1,7E-04 2,0E-01 - 1,9E-03 1,2E-03 8,7E-04 -
Fer nr 1731,0 3,5E-02 3,1E-05 1,9E-05 1,4E-05 8,0E-01 - 3,9E-05 2,4E-05 1,7E-05 -
Manganèse nr 286,0 8,2E-02 7,1E-05 4,5E-05 3,2E-05 1,4E-01 - 5,1E-04 3,2E-04 2,3E-04 -
Uranium * 78,7 156,3 5,6E-02 8,8E-04 9,9E-04 1,3E-03 6,0E-02 - 1,5E-02 1,7E-02 2,2E-02 -
TOTAL 1,6E-01 1,1E-01 8,7E-02 1,6E-05
Valeur de référence 1 1,0E-05
11E. Ingestion de végétaux "feuilles" cultivés dans les sols et arrosés avec de l'eau prélevée au droit du site
Concentration Dose Journalière d'Exposition Niveaux de risque Concentration attribuable Valeur Toxicologique de Référence modélisée dans mg/kg/jour Composés retenus les végétaux QD ERI (1) "feuilles" (5) (6) dans les sols dans l'eau mg/kg de poids Enfants Enfants DJA ERUO Enfants Enfants Adultes Adultes Vie entière mg/kg µg/L frais (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) mg/kg/jour (mg/kg/jour) -1 (2 - 7 ans) (7 - 12 ans)
Arsenic 57,6 45,5 2,5E-01 4,4E-05 6,9E-05 3,7E-05 3,0E-04 1,5E+00 1,5E-01 2,3E-01 1,2E-01 2,8E-05
Baryum 217,0 64,5 2,8E+00 4,8E-04 7,5E-04 4,0E-04 2,0E-01 - 2,4E-03 3,7E-03 2,0E-03 -
Fer nr 1731,0 2,3E+00 3,9E-04 6,1E-04 3,3E-04 8,0E-01 - 4,9E-04 7,7E-04 4,1E-04 -
Manganèse nr 286,0 7,5E-01 1,3E-04 2,0E-04 1,1E-04 1,4E-01 - 9,4E-04 1,5E-03 7,8E-04 -
Uranium * 78,7 156,3 2,8E-01 8,8E-04 2,5E-03 2,5E-03 6,0E-02 - 1,5E-02 4,1E-02 4,1E-02 -
TOTAL 1,7E-01 2,8E-01 1,7E-01 2,8E-05
Valeur de référence 1 1,0E-05
11F. Ingestion de végétaux "racines" cultivés dans les sols et arrosés avec de l'eau prélevée au droit du site
Concentration Dose Journalière d'Exposition Niveaux de risque Concentration attribuable Valeur Toxicologique de Référence modélisée dans mg/kg/jour Composés retenus les végétaux QD ERI (1) "racines" (5) (6) dans les sols dans l'eau mg/kg de poids Enfants Enfants DJA ERUO Enfants Enfants Adultes Adultes Vie entière mg/kg µg/L frais (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) mg/kg/jour (mg/kg/jour) -1 (2 - 7 ans) (7 - 12 ans)
Arsenic 57,6 45,5 7,5E-02 6,6E-05 5,0E-05 2,6E-05 3,0E-04 1,5E+00 2,2E-01 1,7E-01 8,6E-02 2,3E-05
Baryum 217,0 64,5 6,2E-01 5,4E-04 4,2E-04 2,1E-04 2,0E-01 - 2,7E-03 2,1E-03 1,1E-03 -
Fer nr 1731,0 3,8E-01 3,3E-04 2,5E-04 1,3E-04 8,0E-01 - 4,1E-04 3,2E-04 1,6E-04 -
Manganèse nr 286,0 1,4E-01 1,2E-04 9,3E-05 4,8E-05 1,4E-01 - 8,7E-04 6,7E-04 3,4E-04 -
Uranium * 78,7 156,3 1,0E-01 1,6E-03 2,2E-03 2,2E-03 6,0E-02 - 2,7E-02 3,7E-02 3,6E-02 -
TOTAL 2,5E-01 2,1E-01 1,2E-01 2,3E-05
Valeur de référence 1 1,0E-05
nr : composé non retenu dans le milieu concerné en gras italique : niveau de risque supérieur à la valeur de référence VTR : Valeur Toxicologique de Référence DJA : Dose Journalière Admissible CAA : Concentration Admissible dans l'Air QD : Quotient de Danger
ERUO : Excès de Risque Unitaire pour la voie Orale ERUI : Excès de Risque Unitaire par Inhalation ERI : Excès de Risque Individuel
(1) Composé pour lequel une contribution du site a été observée par rapport au bruit de fond local, et dont la valeur moyenne et/ou maximale est supérieure au critère de référence retenu pour les eaux et au bruit de fond national pour les sols de surface (ou ne disposant pas de tels critères ou gammes de valeurs). (2) Concentration maximale mesurée au niveau du bruit de fond (HEN BF 1 à 3) et dans les sols sur site (HEN BAS 1 à 8 et HEN HAUT 1 à 4) en juillet 2016. (3) Déduite par calcul avec un taux d'empoussièrement de 0,1 mg/m3 (Guide IRSN 2011, borne haute de la gamme de valeurs d'empoussièrement faible pour les activités en extérieur). (4) Concentration moyenne mesurée dans les eaux avant traitement (HEN 1 et HEN DRAIN) entre 2010 et 2015 à laquelle a été retranchée la concentration moyenne au niveau du bruit de fond (HEN A EP). (5) Concentration attribuable dans les sols en juillet 2016 (Tableau 11A). (6) Concentration attribuable dans les eaux entre 2015 et 2016 (Tableau 11C). * Pour l'uranium, la DJE et la DJA sont exprimées en mg/j. ** Conformément aux prescriptions de l'INERIS, un facteur 3 a été appliqué à la DJA du manganèse dans le cas d'une exposition par ingestion de sol ou d'eau de boisson (Tableau I2 de l'Annexe I).
Projet n°46315441 Réference BDX-RAP-16-00955 Rapport – AREVA Mines, Site d’Henriette, Haute-Vienne Interprétation de l'état du site et de son environnement
ANNEXES
Projet N° 46315441 - Référence : BDX-RAP-16-00955B - 23 mai 2017 Rapport final Rapport – AREVA Mines, Site d’Henriette, Haute-Vienne Interprétation de l'état du site et de son environnement
Annexe A : Rapport technique – Suivi dosimétrique Chantier TB 100 + création d’un casier de stockage boues sur le site de Bellezane
Projet N° 46315441 - Référence : BDX-RAP-16-00955B - 23 mai 2017 Rapport final
Rapport – AREVA Mines, Site d’Henriette, Haute-Vienne Interprétation de l'état du site et de son environnement
Annexe B : Recensement des usages de l’eau sur les ruisseaux d’Henriette, du Cloud et du Vincou
Projet N° 46315441 - Référence : BDX-RAP-16-00955B - 23 mai 2017 Rapport final
Site d’Henriette (Haute Vienne) Recensement des usages de l’eau sur les ruisseaux d’Henriette, du Cloud et du Vincou
BES-DIAM-GSF-RAP-0023
Nom Signature
Rédacteur DELHOUME Julie
Vérificateur BENESTEAU Caroline
Approbateur ANDRES Christian LUQUET DE SAINT GERMAIN Victoire
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Sommaire
1. Introduction ...... 5 2. Présentation de l’ancien site minier uranifère d’Henriette ...... 6 2.1. Présentation générale du site actuel et des ruisseaux d’Henriette, du Cloud et du Vincou ...... 6 2.2. Historique du site...... 9 3. Description des ruisseaux d’Henriette, du Cloud et du Vincou et recensement des usages éventuels de l’eau...... 11 3.1. Présentation de la méthode ...... 11 3.2. Partie A – Ruisseau d’Henriette et station de traitement des eaux ...... 13 3.3. Partie B – Ruisseau du Cloud ...... 18 3.4. Partie C – Etang de la Crouzille ...... 20 3.5. Partie D – Ruisseau du Vincou ...... 22 4. Synthèse des recensements observés et comparaisons vis-à-vis des valeurs préconisées par l'OMS ...... 29 5. Conclusion ...... 31 6. Références bibliographiques et documents de référence ...... 32 7. Annexes ...... 33
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Table des illustrations
Figure 1 : Localisation de la commune de Saint - Sylvestre par rapport à la ville de Limoges (adapté de Géoportail) ...... 6 Figure 2 : Localisation du bassin versant de ruisseau d’Henriette à proximité de l’étang de la Crouzille sur la commune de Saint-Sylvestre (adapté de Géoportail) ...... 7 Figure 3 : Carte localisant l’emprise hydrologique du site minier uranifère d’Henriette, les ruisseaux d’Henriette et du Cloud (adapté de Géoportail)...... 8 Figure 4 : Carte localisant le ruisseau du Vincou par rapport à l’étang de la Crouzille (Adapté de Géoportail) ...... 8 Figure 5 : Carte présentant l’ancien site minier uranifère d’Henriette, localisant les anciens travaux miniers souterrains. Echelle : 1/6000 (ArcGis, 2016) ...... 10 Figure 6 : Surveillance environnementale du site d'Henriette (Sans échelle)(ArcGis, 2016) ...... 10 Figure 7 : Carte présentant les 4 tronçons des ruisseaux inventoriés à proximité de l’ancien site minier d’Henriette (Adapté de Géoportail) ...... 12 Figure 8 : Photographie aérienne de la partie A et de l’ancien site minier uranifère d’Henriette, réseau hydrographique et points d’observation et de mesures (Adapté de Géoportail) ...... 13 Figure 9 : Illustration du point d’observation 1...... 14 Figure 10 : Illustration du point d’observation 2 ...... 15 Figure 11 : Illustration du point d’observation 3 ...... 16 Figure 12 : Illustration du point d’observation 4 ...... 17 Figure 13 : Photographie aérienne de la partie B, présence du réseau hydrographique, parcelles cadastrales et points de mesures (adapté de Géoportail) ...... 18 Figure 14 : Illustration du point d’observation 5 ...... 19 Figure 15 : Photographie aérienne de la partie C, présence du réseau hydrographique, parcelles cadastrales et points de mesures (adapté de Géoportail) ...... 20 Figure 16 : Illustration du point d’observation 6 ...... 21 Figure 17 : Photographie aérienne de la partie D, présence du réseau hydrographique, parcelles cadastrales et points de mesures (adapté de Géoportail) ...... 22 Figure 18 : Illustration du point d’observation 7 (1/2) ...... 23 Figure 19 : Illustration du point d’observation 7 (2/2) ...... 24 Figure 20 : Illustration du point d’observation 9 ...... 25 Figure 21 : Usage de l’eau 2 représenté par le point 11 ...... 25 Figure 22 : Illustration du point d’observation 13 ...... 26 Figure 23 : Illustration du point d’observation 14 ...... 26 Figure 24 : Zone humide annexe du Vincou ...... 27 Figure 25 : Illustration du point d'observation 15 ...... 27
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Tableau 1 : Coordonnées GPS et résultats des mesures physico-chimiques pour la partie A ...... 14 Tableau 2 : Résultats des analyses issues de la surveillance environnementale – Point HEN A EP ...... 15 Tableau 3 : Résultats des analyses issues de la surveillance environnementale – Point HEN 1 ...... 16 Tableau 4 : Résultats des analyses issues de la surveillance environnementale – Point HEN DRAIN ... 16 Tableau 5 : Résultats des analyses issues de la surveillance environnementale – Point HEN EP ...... 17 Tableau 6 : Coordonnées GPS et résultats des mesures physico-chimiques pour la partie B ...... 18 Tableau 7 : Résultats des analyses issues de la surveillance environnementale – Point HEN CLO ...... 19 Tableau 8 : Coordonnées GPS et résultats des mesures physico-chimiques pour la partie C ...... 20 Tableau 9 : Résultats des analyses issues de la surveillance environnementale – Point CRO ...... 21 Tableau 10 : Coordonnées GPS et résultats des mesures physico-chimiques pour la partie D ...... 23 Tableau 11 : Résultats des analyses issues de la surveillance environnementale – Point HEN REJ ...... 24 Tableau 12 : Résultats des analyses issues de la surveillance environnementale – Point VIN PRA ...... 28 Tableau 13 : Synthèses des recensements des usages de l'eau des trois ruisseaux ...... 29
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1. Introduction
Cette étude répond aux besoins du futur dossier d’arrêt définitif des travaux miniers (DADT) du site d’Henriette. Effectivement, les nouvelles trames de DADT imposent une partie environnementale beaucoup plus conséquente que précédemment.
Le recensement des usages de l’eau s’intègre à ces nouveaux objectifs. Ce travail environnemental est une petite partie du volet additionnel « Environnement » du DADT. Un logigramme détaillant les différents niveaux d’étude ainsi qu’une note technique « Méthodologie du recensement des usages de l’eau », sont disponibles, respectivement en annexes A et B.
Ce travail environnemental a déjà été réalisé au niveau de l’ancien site minier uranifère de Bertholène (12) en réponse à un arrêté préfectoral. La même trame sera suivie dans ce rapport pour le site d’Henriette. L’objectif est de recenser l’ensemble des usages réels ou potentiels de l’eau des ruisseaux d’Henriette, du Cloud et du Vincou, soit par l’abreuvement, l’arrosage ou encore l’utilisation humaine. A partir de ces observations, pourront être déterminés le cas échéant des scénarios d’analyse de risques.
Pour répondre à ces demandes, une mission a été réalisée sur site les matinées du mercredi 20 juillet et du vendredi 22 juillet afin de : d’analyser les ruisseaux d’Henriette, du Cloud et du Vincou et leur environnement immédiat, sur leur linéaire entre l’amont du site et la confluence avec l’étang de la Crouzille pour les deux premier et entre l’étang de la Crouzille et celui de Margnac pour le dernier. de recenser les usages éventuels de l’eau de visu. Elle a été complétée par une recherche et une analyse bibliographique afin d’apporter les réponses à certains points laissés en suspens lors de la mission sur site.
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2. Présentation de l’ancien site minier uranifère d’Henriette
2.1. Présentation générale du site actuel et des ruisseaux d’Henriette, du Cloud et du Vincou (Adapté d’Areva, 2004 et de Minelis 2012) Le quartier minier d’Henriette est situé dans le département de la Haute-Vienne (87), sur la commune de Saint – Sylvestre, à environ 20 km au Nord de Limoges (Figure 1). Il se trouve à l’Est de l’autoroute A20 reliant Limoges à Paris. Le site d’Henriette est situé sur le bassin versant de l’étang de la Crouzille (propriété de la ville de Limoges pour l’alimentation en eau potable de la ville) qui s’étend sur environ 775 ha et constitue le bassin versant amont du Vincou (Figure 2). Il est également situé en bordure des Monts d’Ambazac et Saint-Goussaud, prolongement occidental de la Montagne Limousine.
Commune de Saint- Sylvestre (87)
Nord
Figure 1 : Localisation de la commune de Saint - Sylvestre par rapport à la ville de Limoges (adapté de Géoportail)
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Etang de la Crouzille
Bassin versant du ruisseau d’Henriette
Nord
Figure 2 : Localisation du bassin versant de ruisseau d’Henriette à proximité de l’étang de la Crouzille sur la commune de Saint-Sylvestre (adapté de Géoportail)
Le ruisseau d’Henriettte (Figure 3) prend sa source à 1,3 km en amont à l’Est de l’étang de la Crouzille. A mi-parcours se trouve un étang privé au fil de l’eau, non entretenu et vraisemblablement peu étanche. Le ruisseau traverse en souterrain l’ancien site minier d’Henriette, situé à proximité directe du talweg, du Sud vers le Nord. Avec son affluent rive gauche, le ruisseau du Cloud, il alimente l’étang de la Crouzille dans sa partie Est. Plus loin, l’étang de la Crouzille rejette des eaux formant le ruisseau du Vincou (Figure 4). C’est à ce niveau que les eaux d’exhaure traitées de l’ancienne mine d’Henriette rejoignent le milieu naturel. Le Vincou traverse ensuite l’ancien site minier uranifère de Margnac.
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Etang de la Crouzille
Site minier d’Henriette
Ruisseau du Cloud Ruisseau d’Henriette
Nord
Figure 3 : Carte localisant l’emprise hydrologique du site minier uranifère d’Henriette, les ruisseaux d’Henriette et du Cloud (adapté de Géoportail)
Etang de la Crouzille
Ruisseau du Vincou
Nord
Figure 4 : Carte localisant le ruisseau du Vincou par rapport à l’étang de la Crouzille (Adapté de Géoportail)
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2.2. Historique du site (Repris d’AREVA, 2004 et de Minelis, 2012)
Le site se trouve à 3 km au Sud-Ouest du village de Saint-Sylvestre, en bordure immédiate de l’étang de la Crouzille. Il occupe un vallon et le flanc de collines est très boisé.
Il est à l’origine des exploitations d’uranium en Limousin. De 1949 à 1957, 137 tonnes d’uranium furent extraites à partir d’un minerai à très forte teneur (2%), par des travaux miniers souterrains (TMS) accessibles par deux puits. Une reprise d’activité de 1978 à 1981 se traduisit par l’ouverture d’un chantier indépendant des infrastructures existantes, avec un accès creusé depuis la surface.
Deux quartiers ont été exploités sur le site d’Henriette (Figure 5). Tout d’abord, le quartier d’Henriette bas dont le premier puits de recherche (P1) fut creusé le 4 mai 1949. Le premier dépilage au minerai commence le 4 octobre entre les niveaux -21m et -12m. Le 10 novembre 1949 débute le fonçage d’un puits plus important (P2) qui atteindra la profondeur de 303m en 1955. Tous les 30m environ, des travers-bancs et traçage sont creusés au toit et au mur des filons. Les travaux de recherche et d’exploitation se poursuivent, mais la minéralisation se raréfie et le 28 février 1957, le puits Henriette est abandonné et noyé. Le quartier Henriette haut est plus récent. Les travaux d’exploitation par descenderie tracée depuis la surface ont démarré en 1978 et se sont arrêtés en 1981. L’exploitation de la minéralisation a été réalisée sur 12 tranches, par la méthode unidescendante sous dalle béton.
Une mise en sécurité du site a dans un premier temps été effectuée, puis un réaménagement global du site a été conduit en 2002, avec la démolition des bâtiments (ancien entrepôt du service sondages de COGEMA), la canalisation du ruisseau au droit du site et le remodelage des verses.
Après noyage des TMS en 1957 sur le chantier initial, et en 1981 sur le chantier isolé, aucune émergence n’est apparue. Toutefois, en dépit des travaux engagés sur le site, un léger marquage des eaux du ruisseau en amont de l’étang de la Crouzille a été décelé. Dans le cadre d’un Comité de suivi des propositions d’améliorations ont été validées en concertation avec la ville de Limoges, notamment le prolongement de la canalisation de rejet jusqu’au Vincou mais également la mise en place d’un traitement passif des eaux de ruissellement et de percolation. L’objectif étant d’obtenir une qualité radiologique des eaux de l’Etang de la Crouzille proche du bruit de fond généralement observé dans la région. Depuis, un wetland a été mis en place afin de traiter passivement ces eaux.
Le principe de ce traitement repose sur la percolation de l’eau à traiter au travers du substrat filtrant et dépolluant qu’est la tourbe. L’élimination de l’uranium et du radium repose sur deux mécanismes principaux : - Co-précipitation avec les oxyhydroxydes de fer et de manganèse dans les parties aérobies et dans la zone proche des racines des végétaux - Adsorption sur la matière organique de la tourbe, principalement par réaction avec les acides fulviques et humiques. (Ecologia conseils, 2015) Ce traitement a permis la mise en place d’une surveillance environnementale nouvelle, les points de prélèvement sont mentionnés sur la Figure 6.
En terme de sécurité, le wetland est clôturé mais le site en lui-même ne l’est pas, laissant l’accès au promeneur, chasseur ou autre.
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Henriette haut
Actuelle station de traitement des eaux Henriette bas
Nord
Figure 5 : Carte présentant l’ancien site minier uranifère d’Henriette, localisant les anciens travaux miniers souterrains. Echelle : 1/6000 (ArcGis, 2016)
Nord
Figure 6 : Surveillance environnementale du site d'Henriette (Sans échelle)(ArcGis, 2016)
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3. Description des ruisseaux d’Henriette, du Cloud et du Vincou et recensement des usages éventuels de l’eau
3.1. Présentation de la méthode
Le recensement des usages éventuels de l’eau des ruisseaux d’Henriette, du Cloud et du Vincou a été mené à travers les étapes suivantes :
Préparation de la mission à partir du Bilan décénal des sites miniers de la Haute-Vienne (AREVA, 2004), du Dossier d’Arrêt Définitif des travaux miniers du quartier d’Henriette (Minelis, 2012) et des bases de données sur l’occupation des sols disponibles sur le site geoportail.gouv.fr (notamment Corine Land Cover et Registre Parcellaire Graphique 2010). Mission d’une journée sur site comprenant une inspection des linéaires des ruisseaux, de l’ancien site minier uranifère en remontant jusqu’à atteindre l’étang de Margnac, indiquant l’arrivée sur un autre site minier, Margnac. Recherche et analyse bibliographique afin d’apporter les réponses à certains points laissés en suspens lors de la mission sur site.
Pour mener l’inspection du secteur d’Henriette, les ruisseaux situés à proximité font chacun l’objet d’un tronçon à part entière. Quatre parties ont donc été inventoriées (Figure 7) :
- Partie A : Ruisseau d’Henriette - Partie B : Ruisseau du Cloud - Partie C : Etang de la Crouzille - Partie D : Ruisseau du Vincou
Sur l’ensemble de ces parties, des mesures de température, pH et conductivité ont été réalisées (appareils portatifs de terrain).
La préparation de la mission a suivi la méthodologie proposée dans les fiches méthodes Recensement des usages de l’eau.
Enfin, les investigations de ces 4 parties se sont déroulées le 20 juillet, par temps couvert et le 22 juillet par temps ensoleillé.
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Partie D
Partie C
Partie A
Partie B
Nord
Figure 7 : Carte présentant les 4 tronçons des ruisseaux inventoriés à proximité de l’ancien site minier d’Henriette (Adapté de Géoportail)
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3.2. Partie A – Ruisseau d’Henriette et station de traitement des eaux
Sur la Figure 8 sont superposés : une photographie aérienne de la partie A, et le bassin versant du ruisseau d’Henriette, les parcelles cadastrales, et le réseau hydrographique.
Point 4 – Arrivée d’eaux « propres » Point 3 – Arrivée des eaux drainées en fond d’ouvrage Point 2 – Arrivée des eaux drainées des TMS HEN 1
Point 1 – Ruisseau d’Henriette en amont du wetland HEN A
Nord
Figure 8 : Photographie aérienne de la partie A et de l’ancien site minier uranifère d’Henriette, réseau hydrographique et points d’observation et de mesures (Adapté de Géoportail)
Ce tronçon A matérialise le ruisseau d’Henriette, du point de surveillance amont HEN A jusqu’à son rejet dans l’étang de la Crouzille. L’ancien site minier d’Henriette se trouve sur le linéaire du ruisseau. La descente de cette partie A a permis la mise en évidence de plusieurs points d’observation. Ceux-ci sont mentionnés dans le Tableau 1 auxquels sont associés leurs coordonnées GPS ainsi que les
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résultats des analyses réalisées in situ. Ces points se trouvent à proximité de la route départementale 5, le premier et le quatrième en bordure de route et le deuxième et troisième dans un espace clôturé
Tableau 1 : Coordonnées GPS et résultats des mesures physico-chimiques pour la partie A
Conductivité Points Intitulé Coordonnées GPS (m) Température (°C) pH (µS/cm)
Ruisseau d’Henriette en 1 X : 571 858 Y : 6 543 700 19,1 7,1 35,8 amont du wetland – HEN A
Arrivée des eaux d’exhaure 2 des TMS dans le wetland – X : 571 686 Y : 6 543 810 14,6 6,3 134,0 HEN 1
Arrivée des eaux issues de 3 drains collectés au fond du X : 571 644 Y : 6 543 843 22,4 6,5 161,5 wetland
Arrivée d’eau « propres » de 4 X : 571 651 Y : 6 543 860 19,3 6,7 46,4 ruissellement
Le ruisseau d’Henriette en amont de l’ancien site minier du même nom est traduit par le point 1, également intitulé HEN A EP (Figure 9). Le ruisseau est encaissé et rejoint ce point après avoir dévalé 1 km environ. Puis le ruisseau est busé au niveau de la traversée du site. Il traverse sur son cours, principalement des parcelles boisées. Les paramètres physico-chimiques ont été mesurés au niveau de ce point. La conductivité est faible et caractéristique des milieux faiblement minéralisés du Limousin tandis que le pH atteint la neutralité. Le point 1 est représentatif du milieu naturel local pour ces paramètres et servira de référence pour l’ensemble du rapport.
Figure 9 : Illustration du point d’observation 1
L’exploitant, dans le cadre de la surveillance environnementale, prélève à fréquence mensuelle l’eau du ruisseau pour analyse. Les résultats sont présentés dans le Tableau 2.
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Tableau 2 : Résultats des analyses issues de la surveillance environnementale – Point HEN A EP
pH U soluble (µg/L) Ra226 soluble Année (Bq/L) (moyenne (moyenne annuelle) (moyenne annuelle) annuelle)
2015 6,5 < 1 < 0,02
Les résultats de la surveillance complètent ceux obtenus sur site lors de la mission. Les concentrations en uranium et radium sont faibles et comparables aux valeurs de référence « milieu naturel » (valeurs de référence pour le bilan de fonctionnement des sites miniers uranifères du Nord Haute Vienne, applicables à l’ensemble du Limousin : 10 mBq/L, soit 0,8 µg/L pour l’uranium soluble et 0,001 à 0,02 Bq/L pour le radium (Tierce expertise de l’IRSN, 2007)).
Le point 2 ou HEN 1 représente l’arrivée des eaux d’exhaure de la mine souterraine dans le wetland de traitement des eaux (Figure 10). L’eau drainée a fait l’objet de mesures in situ. La conductivité est élevée comparée à celle mesurée en amont, point HEN A et révèle l’influence de la mine. Une première hypothèse peut être faite concernant la teneur en uranium soluble dans ces eaux. La 2+ conductivité étant relativement élevée, de nombreux ions, notamment ions métalliques (ions UO2 compris) sont présents en solution. En théorie, la concentration en uranium soluble semble donc supérieure à celle présente dans les eaux hors influence minière. Ces eaux provenant des TMS, ont lessivé les parois des anciennes galeries et se sont chargées en éléments métalliques notamment en uranium, ce qui explique cette augmentation de conductivité.
Figure 10 : Illustration du point d’observation 2
Les eaux d’exhaure sont prélevées chaque mois dans le cadre de la surveillance environnementale. Le Tableau 3 présente les résultats annuels moyens de l’année 2015.
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Tableau 3 : Résultats des analyses issues de la surveillance environnementale – Point HEN 1
pH U soluble (µg/L) Ra226 soluble Année (Bq/L) (moyenne (moyenne annuelle) (moyenne annuelle) annuelle)
2015 6,5 127 0,68
Les résultats d’analyses confirment les hypothèses faites grâce aux mesures des paramètres physico- chimiques in situ. Les eaux en entrée de station de traitement des eaux passive sont chargées comparées aux valeurs observées sur les eaux en amont du site. L’influence minière est nettement visible.
Une autre arrivée d’eau rejoint le wetland pour être traitée. Cette arrivée, point 3, a été constatée lors de la création du bassin puis a été drainée et alimente maintenant le wetland (Figure 11). Sa provenance est inconnue mais ses caractéristiques physico-chimiques sont proches de celles des eaux issues des TMS. Son débit d’entrée est supérieur à celui des eaux d’exhaure. Cependant, la température semble indiquer qu’il s’agit d’une eau de surface plutôt qu’une eau souterraine. Des analyses complémentaires permettraient de connaître sa provenance. Effectivement, ces deux types d’eau n’ont pas tout à fait les mêmes caractéristiques ce qui complique la réalisation du traitement.
Figure 11 : Illustration du point d’observation 3
Cette arrivée d’eau a fait l’objet d’un prélèvement en février 2016 concernant les paramètres uranium et radium. Les résultats d’analyses sont présentés dans le Tableau 4.
Tableau 4 : Résultats des analyses issues de la surveillance environnementale – Point HEN DRAIN
Ra226 soluble Année pH U soluble (µg/L) (Bq/L)
29/02/2016 - 19 ± 2,2 0,16 ± 0,03
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Ces résultats indiquent que cette arrivée d’eau HEN DRAIN n’a effectivement pas les mêmes caractéristiques que les eaux d’exhaure minières. Elle reste néanmoins fortement minéralisée pour la région.
Enfin, le point 4 traduit le ruisseau d’Henriette auquel s’ajoute des eaux provenant d’une source, qui s’écoule directement dans l’étang de la Crouzille (Figure 12).
Figure 12 : Illustration du point d’observation 4
Le ruisseau est busé sous l’ancien site minier d’Henriette puis rejoint l’étang. La conductivité mesurée au niveau de ce point est faible et caractéristique du milieu naturel local. Cette eau ne semble donc pas être sous influence minière. Les résultats annuels moyens 2015, Tableau 5, issus de la surveillance environnementale confirment cette supposition.
Tableau 5 : Résultats des analyses issues de la surveillance environnementale – Point HEN EP
pH U soluble (µg/L) Ra226 soluble Année (Bq/L) (moyenne (moyenne annuelle) (moyenne annuelle) annuelle)
2015 6,4 3 < 0,028
Ces résultats sont proches de ceux considérés comme valeur de référence « milieux naturels » alors l’eau au point HEN EP n’est pas sous influence minière.
Aucun usage de l’eau n’a été constaté sur ce premier tronçon, ruisseau d’Henriette. Effectivement, l’ancien site a davantage tendance à être utilisé en terrain d’entraînement pour quad et autres motos qu’en prairies pâturées. Le wetland est clôturé, l’accès au bassin est interdit pour toutes personnes non autorisées.
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3.3. Partie B – Ruisseau du Cloud
Cette partie B représente le ruisseau du Cloud, petit ruisseau se déversant dans l’étang de la Crouzille et ancien milieu récepteur du rejet des eaux d’exhaure d’Henriette (Figure 13). Depuis la création du traitement passif, le ruisseau ne reçoit plus les eaux d’exhaure du site d’Henriette.
Point 5 – Ruisseau du Cloud en aval du wetland
Nord
Figure 13 : Photographie aérienne de la partie B, présence du réseau hydrographique, parcelles cadastrales et points de mesures (adapté de Géoportail)
Un seul point de mesure, point 5, a pu être réalisé sur ce ruisseau. En effet lors de l’investigation, le ruisseau était fortement fermé par la végétation. Sa remontée n’a pas été possible et de fait un seul point de mesure a pu être considéré. Les résultats de cette mesure in situ sont présentés dans le Tableau 6.
Tableau 6 : Coordonnées GPS et résultats des mesures physico-chimiques pour la partie B
Conductivité Points Intitulé Coordonnées GPS (m) Température (°C) pH (µS/cm)
Ruisseau du Cloud en aval 5 hydraulique du wetland – X : 571 634 Y : 6 543 849 20,1 6,5 53,4 HEN CLO
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Les paramètres physico-chimiques ont pu être mesurés en aval hydraulique immédiat du wetland et en amont de son déversement dans l’étang de la Crouzille (Figure 14).
Figure 14 : Illustration du point d’observation 5
Sa conductivité et son pH sont représentatifs du milieu naturel. Les résultats de la surveillance environnementale confirment la non influence de l’ancienne mine d’uranium. Le Tableau 7 présente les résultats annuels moyens de l’année 2015.
Tableau 7 : Résultats des analyses issues de la surveillance environnementale – Point HEN CLO
pH U soluble (µg/L) Ra226 soluble Année (Bq/L) (moyenne (moyenne annuelle) (moyenne annuelle) annuelle)
2015 6,3 < 3 < 0,028
Les résultats obtenus au point HEN CLO sont équivalents à ceux considérés comme valeurs de référence « milieu naturel », ainsi l’influence de la mine n’est pas perceptible au niveau du ruisseau du Cloud.
Aucun usage de l’eau n’a été identifié sur le ruisseau du Cloud. Le ruisseau reste néanmoins accessible par tous.
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3.4. Partie C – Etang de la Crouzille
Cette partie C matérialise l’étang de la Crouzille (Figure 15), d’une superficie d’environ 42 ha, il appartient à la ville de Limoges depuis 1926. Il constitue un réservoir d’eau brute destiné à l’alimentation en eau potable de la ville et de sa périphérie. Des périmètres de protection de la ressource ont été mis en place autour de cet étang.
Point 6 – Usage de l’eau 1
Ruisseau des Chabannes
Nord
Figure 15 : Photographie aérienne de la partie C, présence du réseau hydrographique, parcelles cadastrales et points de mesures (adapté de Géoportail)
Un seul point a été considéré sur ce tronçon C, les résultats sont présentés dans le Tableau 8.
Tableau 8 : Coordonnées GPS et résultats des mesures physico-chimiques pour la partie C
Conductivité Points Intitulé Coordonnées GPS (m) Température (°C) pH (µS/cm)
Etang de la Crouzille – CRO 6 X : 570 758 Y : 6 544 498 26,8 7,1 42,6 Usage de l’eau 1
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L’usage de l’eau 1 est constaté dans cet étang, l’eau stockée est une ressource brute pour l’eau potable. Les paramètres physico-chimiques mesurés dans l’étang de la Crouzille, point 6 (Figure 16), indiquent une conductivité représentative du milieu naturel local et un pH neutre. Seule la température de l’étang est élevée, ce qui s’explique par la journée ensoleillée du vendredi des investigations.
Figure 16 : Illustration du point d’observation 6
Dans le cadre de la surveillance environnemental, le point CRO représentatif de l’étang de la Crouzille est analysé mensuellement. Les résultats annuels moyens pour l’année 2015 sont présentés dans le Tableau 7.
Tableau 9 : Résultats des analyses issues de la surveillance environnementale – Point CRO
pH U soluble (µg/L) Ra226 soluble Année (Bq/L) (moyenne (moyenne annuelle) (moyenne annuelle) annuelle)
2015 6,8 7,7 < 0,034
Les résultats analytiques sont sensiblement équivalents aux valeurs de référence « milieu naturel », seule la concentration en uranium soluble est légèrement supérieure mais semble rester du même ordre de grandeur. Le rejet des eaux d’exhaure de la mine d’Henriette, avant la création du wetland en 2014, rejoignait directement l‘étang de la Crouzille ce qui peut expliquer que la concentration en uranium soluble soit encore légèrement supérieure à celle représentative du milieu naturel.
Un usage de l’eau a été identifié dans l’étang de la Crouzille, cette vaste étendue d’eau étant une ressource pour l’alimentation en eau potable, il en convient qu’elle atteindra après son traitement, non spécifique pour les éléments uranium et radium, le consommateur.
D’autre part, l’arrivée d’eau venant du hameau de Chabannes, en aval hydraulique du quartier minier de Fanay, a fait l’objet de mesures in situ et sa conductivité est de l’ordre de 60 µS/cm. Des prélèvements ont été réalisés sur ce ruisseau, les analyses sont en cours.
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3.5. Partie D – Ruisseau du Vincou
Cette partie D correspond au ruisseau du Vincou (Figure 17), actuel milieu récepteur des eaux d’exhaure traitée du site d’Henriette. D’une longueur d’environ 1,5 km, le Vincou traverse principalement des parcelles boisées.
Point 15 – Etang de Margnac
Point 14 – Le Vincou
Point 7 – Rejet des eaux d’exhaure HEN Point 13 – Canalisation de Point 10 – Vincou REJ rejet avant passage Point 12 – Le Vincou sous la D220 Point 8 – Le Vincou en aval immédiat du rejet Point 11 – Usage de l’eau Point 9 – Vincou en aval 2 lointain du rejet
Nord
Figure 17 : Photographie aérienne de la partie D, présence du réseau hydrographique, parcelles cadastrales et points de mesures (adapté de Géoportail)
Le ruisseau du Vincou prend sa source dans l’étang de la Crouzille. Effectivement, la surverse de l’étang apporte le plus gros débit du ruisseau auquel viennent s’ajouter le rejet des eaux d’exhaure d’Henriette ainsi qu’une autre arrivée d’eau dont la provenance n’est pas connue.
Plusieurs points d’observation ont été constatés, le Tableau 10 récapitule les analyses réalisées au niveau de ces différents points d’observation :
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Tableau 10 : Coordonnées GPS et résultats des mesures physico-chimiques pour la partie D
Température Conductivité Points Intitulé Coordonnées GPS (m) pH (°C) (µS/cm)
Rejet des eaux traitées 7 X : 570 742 Y : 6 544 489 19,9 7,0 139,5 – HEN REJ
Le Vincou en aval du 8 X : 570 664 Y : 6 544 465 15,2 6,5 59,0 rejet – HEN B
Le Vincou en aval 9 X : 570 575 Y : 6 544 405 - - 55,8 lointain du rejet
Le Vincou avant 10 X : 570 476 Y : 6 544 399 - - 52,0 passage sous la D220
11 Usage de l’eau 2 X : 570 367 Y : 6 544 430 - - 52,0
Le Vincou – point de 12 X : 570 261 Y : 6 544 459 - - 52,0 suivi 1
13 Canalisation de rejet X : 570 231 Y : 6 544 517 - - 53,0
14 Le Vincou X : 570 156 Y : 6 544 649 16,7 6,0 54,0
15 Etang de Margnac X : 569 849 Y : 6 545 383 - - 52,0
Le rejet des eaux d’exhaure de la mine souterraine d’Henriette est constaté au point 7. Effectivement, depuis les travaux de mise en place du wetland, une canalisation transporte les eaux traitées en aval de l’étang de la Crouzille (Figure 18) (système de pompes en fonction du niveau d’eau dans le wetland). Ces eaux sont ensuite mélangées à l’eau de l’étang ainsi qu’à une autre arrivée d’eau dont la provenance est inconnue.
Figure 18 : Illustration du point d’observation 7 (1/2)
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La conductivité mesurée au rejet est environ 5 fois supérieure à celle mesurée dans le milieu naturel local. Cette augmentation est due au ruissellement, dans les travaux miniers souterrains, des eaux d’infiltration qui se chargent en éléments minéraux. Cette mesure de conductivité confirme que l’eau du rejet est sous influence minière. La surveillance environnementale suit le rejet mensuellement, les résultats de ces campagnes sont insérés dans le Tableau 11.
Tableau 11 : Résultats des analyses issues de la surveillance environnementale – Point HEN REJ
pH U soluble (µg/L) Ra226 soluble Année (Bq/L) (moyenne (moyenne annuelle) (moyenne annuelle) annuelle)
2015 6,6 38 0,273
Ces résultats confirment l’influence de l’ancienne mine, la concentration en uranium soluble est presque 50 fois supérieure à celle mesurée habituellement dans le milieu naturel local. Un facteur d’environ 13 est présent entre les eaux du rejet et le milieu naturel pour le radium. Une homogénéisation des eaux s’effectue sur la descente pour rejoindre le lit du Vincou (Figure 19).
Figure 19 : Illustration du point d’observation 7 (2/2)
L’aval du rejet sur le Vincou est constaté au point 8. La mesure des paramètres physico-chimiques indique une conductivité supérieure au bruit de fond naturel local mais inférieure à celle du rejet. Effectivement, en terme de débit relatif, l’arrivée des eaux venant du wetland d’Henriette est très inférieure aux autres arrivées. Les paramètres physico-chimiques du mélange varient en fonction des débits apportés.
Un peu plus loin sur le linéaire, au point 9, est matérialisé l’aval lointain du rejet d’Henriette sur le Vincou. Le lit initial du Vincou se perd dans une importante zone humide (Figure 20). Seule la conductivité a été mesurée et celle-ci est légèrement inférieure à celle mesurée au point précédent, mais elle reste supérieure au bruit de fond local. L’influence minière est toujours discernable au niveau de ce point.
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Figure 20 : Illustration du point d’observation 9
A partir de ce point 9, le suivi du ruisseau n’est plus possible au vue de l’imposante végétation.
Le ruisseau est de nouveau suivi à partir du point 10. Celui-ci est localisé en aval immédiat de la zone humide. Le Vincou retrouve son lit avant de passer sous la départementale D220 (nationale 20). De la même manière, la conductivité diminue très légèrement au fil de l’eau. Elle reste néanmoins supérieurs aux valeurs de référence « milieu naturel ».
Le deuxième usage de l’eau est constaté au point 11. Les vaches, présentent sur les prés situés de part et d’autre du ruisseau, ont accès à l’eau juste avant le passage sous l’autoroute A20 (Figure 21). Elles peuvent donc s’abreuver avec l’eau du ruisseau. Au niveau des prés, le Vincou est clôturé et des abreuvoirs ont été observés.
Figure 21 : Usage de l’eau 2 représenté par le point 11
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Un premier point de suivi du Vincou est réalisé au point 12. L’objectif de ce point est d’observer si les caractéristiques physico-chimiques du ruisseau évoluent avec la descente. D’après le résultat de la mesure in situ de conductivité, le ruisseau ne semble pas avoir changé de faciès. La conductivité est équivalente à celle mesuré au point précédent. L’influence de la mine d’Henriette est perceptible au niveau de ce point. Une canalisation de rejet a été constatée au point 13 (Figure 22). Aucun écoulement ne semblait sortir de cette buse béton. La conductivité mesurée à proximité de cette potentielle arrivée d’eau est identique à celles précédemment mesurées sur le Vincou.
Figure 22 : Illustration du point d’observation 13
Un deuxième point de suivi a fait l’objet de mesure in situ, le point 14. Le Vincou est, au niveau de ce point, facilement accessible (Figure 23), la proximité de chemin favorise l’entretien régulier de la végétation. La conductivité n’évolue pas et reste constante depuis le point 9, aval du rejet. Le pH a diminué et retrouve une légère acidité caractéristique des eaux limousines.
Figure 23 : Illustration du point d’observation 14
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La descente jusqu’à l’étang de Margnac, point final du recensement (à partir de ce point le Vincou est influencé par l’ancienne mine d’uranium de Margnac Peny), est ponctué par la présence d’une important zone humide de type prairie mésohygrophiles (Figure 24). Le suivi du ruisseau est compliqué, mais l’état d’avancement de la végétation laisse penser qu’aucune activité n’a lieu sur ces prairies ainsi que sur la queue d’étang.
Figure 24 : Zone humide annexe du Vincou
L’étang de Margnac, point 15, illustré par la Figure 25 clôture le recensement des usages de l’eau du Vincou. Un panneau d’interdiction est disposé sur la digue de l’étang et indique qu’aucune activité n’est autorisée sur cet étang. Des maisons se trouvent néanmoins à proximité et il est possible qu’ils utilisent l’eau de l’étang pour arroser chez eux. La conductivité est constante sur l’ensemble du linéaire inventorié du Vincou. L’influence de la mine est perceptible jusqu’à l’étang de Margnac, soit 1,5 km après le rejet.
Figure 25 : Illustration du point d'observation 15
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La surveillance environnementale régulière régit par l’exploitant a suivi sur l’année 2015 les éléments uranium et radium au point VIN PRA au niveau du hameau du Prassigout en aval de l’étang de Margnac. Les résultats sont présentés dans le
Tableau 12.
Tableau 12 : Résultats des analyses issues de la surveillance environnementale – Point VIN PRA
pH U total (µg/L) Ra226 soluble Année (Bq/L) (moyenne (moyenne annuelle) (moyenne annuelle) annuelle)
2015 6,7 5,6 < 0,03
Les résultats d’analyses indiquent une concentration en uranium total dans le ruisseau supérieure à celle considérée comme valeur de référence « milieu naturel ». La teneur en radium est du même ordre de grandeur que la référence. En ce qui concerne l’uranium, l’influence de l’ancienne mine d’Henriette semble toujours perceptible. Cependant, il est possible que l’ancienne mine de Margnac située également à proximité influence ce point. Pour ne prendre en compte que l’influence d’Henriette, un point supplémentaire pourrait être mis en place entre le rejet d’Henriette sur le Vincou et l’étang de Margnac.
Un seul usage de l’eau a été constaté sur ce tronçon du Vincou entre l’étang de la Crouzille et l’étang de Margnac. Les vaches présentes sur les parcelles attenantes au ruisseau peuvent atteindre la ressource et s’abreuver. Un usage potentiel de l’eau peut être envisagé au niveau de l’étang de Margnac, concernant le pompage de l’eau pour l’arrosage.
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4. Synthèse des recensements observés et comparaisons vis-à- vis des valeurs préconisées par l'OMS
La mission de terrain organisée dans le cadre du recensement des usages de l’eau des ruisseaux d’Henriette, du Cloud et du Vincou a permis la mise en évidence de 2 usages. La synthèse des éléments observés est présentée dans le Tableau 13.
Tableau 13 : Synthèses des recensements des usages de l'eau des trois ruisseaux
Mesures réalisées Usage de l’eau – Point Observations Risques (moyennes annuelles 2014)
226 Ruisseau d’Henriette en Ra sol = < 0,02 Bq/L HEN A EP amont du site Usol = < 1 µg/L
CRO Etang de la Crouzille 226Ra sol = < 0,034 Bq/L Usol = 7,7 µg/L Ressource en eau 1 6 potable Négligeables pour 226 ces usages Rejet des eaux d’exhaure Ra sol = 0,273 Bq/L HEN REJ minière traitée Usol = 38,0 µg/L
Abreuvement du bétail au 2 11 sein même du cours - d’eau
226 Le Vincou en aval Ra sol = < 0,03 Bq/L VIN PRA d’Henriette Usol = 5,6 µg/L
Aucun prélèvement n’a été réalisé lors de cette mission. Cependant des mesures sont réalisées dans le cadre de la surveillance environnementale. C’est le cas pour l’étang de la Crouzille. Au niveau de l’usage d’abreuvement, des analyses complémentaires permettraient de connaître la concentration en uranium au niveau de cet usage. Par ailleurs, il est important de noter qu’en France, la norme de potabilité concernant le paramètre uranium est basée sur sa radioactivité et non sur sa chimie. Ceci explique la norme de 0,1 mSV/an pour la Dose Totale Indicative présente sur l’Arrêté du 11 janvier 2007 relatif aux limites références de qualité des eaux brutes et des eaux destinées à la consommation humaine mentionnées aux articles R. 1321-2, R.1321-3, R.1321-7 et R. 1321-38 du Code de la Santé Publique. Concernant l’uranium précisément, l’Organisation Mondiale de la Santé recommande un seuil de 30 µg/L pour l’eau potable (Guidelines for Drinking-water quality, WHO, 2011).
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Dans le cas présent, la concentration en uranium naturel est inférieure à la valeur guide de l’OMS pour l’eau potable pour les deux usages. Ces usages semblent donc compatibles au vue des concentrations en uranium mesurées dans le ruisseau du Vincou.
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5. Conclusion
Pour répondre à la demande des futurs dossiers d’arrêt définitif des travaux miniers (DADT), un recensement des usages potentiels des ruisseaux d’Henriette, du Cloud et du Vincou a été réalisé. Deux usages de l’eau ont pu être identifiés, le premier dans l’étang de la Crouzille, le deuxième sur le linéaire du ruisseau du Vincou. Le premier usage concerne l’eau de l’étang destinée à la production d’eau potable. Le deuxième est d’origine agricole. Effectivement le bétail semble venir s’abreuver directement au sein du cours d’eau. Les vaches ont donc tendance à piétiner les berges pour atteindre la ressource en eau et laissent ainsi des traces nettement visibles. Néanmoins, les vaches ne semblent pas être présentes toutes l’année sur ces parcelles attenantes au cours d’eau. Globalement, la concentration en uranium dans l’eau du ruisseau de ces trois ruisseaux est inférieure à la valeur guide préconisée par l’OMS pour l’eau potable. Les usages pratiqués à partir de cette eau semblent être compatible avec sa qualité. Aucun risque d’ordre sanitaire n’est à envisager.
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6. Références bibliographiques et documents de référence
AREVA (2004) Bilan décennal environnemental – Sites de la Crouzille. 205 pages.
BRUN F. (2014) Note technique. Interprétation de l’état des milieux (IEM) et évaluation des risques sanitaires ; compatibilité entre les usages de l’eau et les concentrations en uranium. Rapport AREVA. 23 pages.
GIBEAUX A., DELHOUME J. (2015) Note technique. Méthodologie du recensement des usages de l’eau. 3 fiches.
MINELIS pour AREVA (2013) Déclaration d’Arrêt Définitif des Travaux Miniers – Concession de Saint Sylvestre (87) Quartier minier d’Henriette. 181 pages.
MINISTERE DE L’ECOLOGIE ET DU DEVELOPPEMENT DURABLE (2007) La démarche d’Interprétation de l’Etat des Milieux. 41 pages.
WORLD HEALTH ORGANIZATION (2011) Guidelines for Drinking-water Quality. Fourth edition. 564 pages.
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7. Annexes
Annexe A : Logigramme général
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Annexe B : Fiches méthodologiques “Recensement des usages de l’eau”
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Recensement des usages de l’eau Fiche n°
Connaissance du site à l’étude 1
Collecter les informations pertinentes sur le site à l’étude
Comprendre les différentes problématiques associées
Analyser ces données en amont de la phase terrain o Transmission des synthèses des données de surveillance environnementale par les responsables territoriaux : Objectifs = Analyser l’historique des données existantes et comprendre les principaux enjeux du site Vecteur eau Vecteur sédiments Bruit de fond local Le cas échéant, bio indicateurs o Collecte d’autres éléments d’information : Objectifs = Connaître le site et son environnement dans son ensemble et les études déjà réalisées Documents sur le site présentant: . son exploitation, le réaménagement, les rejets aqueux canalisés et diffus, . le contexte géologique, la topographie, le réseau hydrographique, les arrivées d’eau dans les cours d’eaux à l’étude, . … Bilan environnemental Dossier DADT Autres études (traitement des eaux…) o Rechercher les données accessibles à distance sur les parcelles limitrophes des cours d’eau à l’étude Objectifs = Prévoir les usages qui pourraient être constatés sur le terrain et anticiper les échanges avec les riverains Parcelles cadastrales et types de propriétés Occupation du sol (Corine LandCover…) Evolution des usages du sol dans le temps (photos historiques…) Autres (ouvrages sur les cours d’eau…) o Découpage du linéaire du cours d’eau : Objectifs = Rassembler des parties du cours d’eau ayant potentiellement des caractéristiques similaires. La plupart du temps : Amont hydraulique de l’ancien site minier Sous l’emprise du site Aval hydraulique du site Entre les confluences Ce découpage est fonction : De l’emprise du site minier, de la géologie, de l’arrivée des eaux, de l’occupation du sol, de la confluence avec d’autres cours d’eau… Recensement des usages de l’eau Fiche n°
Phase terrain 2
Préparer la mission
Observer et caractériser le profil des cours d’eau
Recenser et décrire les éventuels usages de l’eau
EN AMONT DE LA MISSION
o Prise de contact avec les techniciens ou responsables territoriaux en charge des sites Objectifs = Connaître le contexte local, les interlocuteurs à contacter (maires, propriétaires…) et appréhender le mieux possible le site sur lequel la mission va être réalisée. La prise de contact doit être effectuée bien en amont de la mission, afin de prendre en compte les informations données par les techniciens et responsables territoriaux et ainsi adapter la méthodologie et le planning de la mission.
o Préparation de la mission de terrain Objectifs = Penser à tout avant de partir sur le terrain . Réserver une voiture : pouvant faire du terrain et contenir l’ensemble du matériel nécessaire à la mission . Préparer le matériel à emporter : pH mètre, conductimètre, GPS, papier, stylo, appareil photo, plan du site avec zoom le long du cours d’eau, plan général et fiches méthodologiques, bottes, waders, téléphone… . Prendre contact avec les interlocuteurs locaux : appel et/ou rendez-vous en mairie ; passer voir les habitants en amont de la mission afin d’en discuter . Imprimer des cartes détaillées, avec photographies aériennes, cadastre et couche IGN afin de se situer au mieux sur le terrain . Préparer des fiches permettant de noter les usages de l’eau recensés ainsi que les paramètres pH, conductivité et température. . Réfléchir à la praticité de la descente de la rivière (bottes ou waders en fonction du niveau d’eau) . Savoir où déposer la voiture en arrivant sur le lieu d’étude (en prévoir deux une au départ et une à l’arrivée)
o Consignes de sécurité Objectifs = Etre prévoyant et responsable . Prévoir : . Faire attention : • De l’eau • Aux clôtures électriques • 2 téléphones portables • Aux barbelés • 1 trousse de secours • Aux animaux présents sur les parcelles • Des vêtements adaptés • Aux zones trop humides • De quoi écrire
. Respecter les procédures : • Travailleurs isolés
Recensement des usages de l’eau Fiche n° 2
SUR LE TERRAIN o Repérer et observer le lieu d’étude : Objectifs = Savoir rapidement comment débuter la mission et visualiser comment adapter la méthode sur ce site. Savoir où va être garé la voiture (éventuellement en prévoir 2, une au départ et une à l’arrivée) Emporter tout les éléments nécessaires à l’étude Rejoindre le cours d’eau Commencer la descente du ruisseau
o Réalisation de mesures : Objectif = Mieux connaître l’environnement du site Le pH, la température et la conductivité peuvent être mesuré au niveau des usages potentiellement recensés, où au niveau d’arrivée d’eau dans le ruisseau à l’étude. Ces mesures permettront de catégoriser les effluents et donneront théoriquement des indices sur la teneurs en éléments métalliques présente dans l’eau (uranium compris). o Observations sur la qualité morphologique et écologique du cours d’eau: Objectif =
o Si un usage est constaté : Noter les coordonnées GPS du point d’observation Prendre des photos représentatives de l’usage recensé Rédiger rapidement quelques lignes sur l’usage et sur ce qui est observé (Attention à bien associer les photos à l’usage associé) Placer grossièrement le point sur une carte présentant le cadastre afin de connaître la parcelle concernée par cet usage Réaliser des mesures de pH, conductivité, température dans l’eau et de radiométrie sur les berges
o Enquête de voisinage : Objectifs = S’informer sur les connaissances des riverains Avant la mission sur le terrain, parcourir sur route le chemin correspondant et prévenir les locaux de la mission Recensement des usages de l’eau Lors de la mission, si des propriétaires de parcelles présentant des usages de l’eau sont disponibles, leur poser des questions sur leur connaissance de l’ancienne mine d’uranium (cf Fiche de questions)
Recensement des usages de l’eau Fiche n°
Rédaction du rapport de synthèse 3
Mettre au propre les données récoltées Synthétiser les différentes informations Vulgariser le rapport de synthèse o Présenter le site à l’étude : Objectif = Restituer le contexte pour le lecteur Présentation générale du site actuel et du ruisseau récepteur Historique du site (exploitation, réaménagement, surveillance) Problématique(s) spécifique(s) du site
o Description de la méthodologie Objectifs = Comprendre la méthodologie utilisée Informations générales (date de la mission, temps…) Mentionner les adaptations des fiches méthodes au site étudié (données disponibles, découpage du ou des cours d’eau étudié(s)) Pourquoi et comment réaliser l’étude
o Détailler chaque partie du cours d’eau Objectifs = Simplifier la compréhension du lecteur Clarifier chaque portion du cours d’eau Indiquer les observations générales (longueur…) de la portion à l’étude Illustrer par des photos ou schéma la partie étudié Mentionner les résultats des mesures effectuées Noter les coordonnées GPS des points d’observations des usages de l’eau Détailler au maximum les usages de l’eau recensés Apporter des explications à ces observations
o Prendre en compte les données de surveillance environnementale Objectifs = Ne pas faire de doublons avec ce qui est déjà effectué dans le cadre de la surveillance environnementale Mesures Analyses Observations, réalisées par les techniciens du service des eaux Ces données supplémentaires peuvent permettre d’analyser et de conclure sur des points potentiellement laissés en suspens lors de la mission de terrain.
o Conclure Objectifs = Indiquer explicitement les usages recensés sur le terrain et y associer d’éventuelles mesures à prendre Rapport – AREVA Mines, Site d’Henriette, Haute-Vienne Interprétation de l'état du site et de son environnement
Annexe C : Environnement local témoin
Projet N° 46315441 - Référence : BDX-RAP-16-00955B - 23 mai 2017 Rapport final AREVA Mines - Site d'Henriette, Haute-Vienne Interprétation de l'état du site et de son environnement
Tableau C1 - Environnement local témoin - Milieu atmosphérique Année
Type de Lieu de Valeur Valeur Type d'exposition Unité 2010 2011 2012 2013 2014 2015 prélèvement prélèvement moyenne (1) maximale (1)
moy max moy max moy max moy max moy max moy max
EAP 222Rn nJ/m3 175,8 280,0 180,9 246,0 146,3 244,0 122,9 203,0 124,5 270,0 117,0 158,0 146,6 280
Exposition interne EAP 220Rn nJ/m3 13,2 22,0 13,5 21,0 13,3 22,0 12,3 25,0 10,8 20,0 10,7 14,0 12,4 25 Moulin des Planches EAVL poussières mBq/m3 < 0,3 < 0,3 < 0,3 < 0,3 < 0,3 < 0,5 < 0,2 < 0,3 < 0,3 < 0,3 < 0,3 < 0,3 < 0,3 < 0,5
Exposition externe Débit de dose nGy/h 170,0 190,0 185,0 200,0 180,0 210,0 152,5 180,0 185,0 230,0 270,0 300,0 183,2 300
EAP 222Rn nJ/m3 37,9 59,0 45,8 73,0 34,8 56,0 31,3 47,0 30,4 58,0 27,8 33,0 35,3 73
Exposition interne EAP 220Rn nJ/m3 7,5 16,0 6,3 11,0 5,8 12,0 4,9 8,0 5,7 8,0 5,7 8,0 6,0 16 Bruit de fond Malabard EAVL poussières mBq/m3 < 0,3 < 0,3 < 0,3 < 0,5 < 0,3 < 0,3 < 0,3 < 0,3 0,3 0,3 0,3 0,4 0,3 < 0,5
Exposition externe Débit de dose nGy/h 162,5 200,0 160,0 220,0 202,5 320,0 155,0 180,0 187,5 220,0 215,0 230,0 177,3 320
EAP 222Rn nJ/m3 140,4 245,0 148,3 262,0 111,1 184,0 105,5 178,0 87,3 201,0 105,0 145,0 116,9 262
Exposition interne EAP 220Rn nJ/m3 15,3 51,0 13,0 19,0 11,2 22,0 11,8 23,0 9,3 15,0 10,2 14,0 11,9 51 Népoulas EAVL poussières mBq/m3 < 0,3 < 0,3 < 0,3 < 0,6 < 0,3 < 0,3 < 0,2 < 0,3 < 0,3 < 0,3 < 0,3 < 0,3 < 0,3 < 0,6
Exposition externe Débit de dose nGy/h 172,5 200,0 177,5 200,0 162,5 190,0 140,0 180,0 187,5 220,0 235,0 260,0 174 260
(1) Valeurs moyennes et maximales de toutes les données disponibles entre 2010 et 2015.
Projet n°46315441 Référence BDX-RAP-16-00955 AREVA Mines - Site d'Henriette, Haute-Vienne Interprétation de l'état du site et de son environnement Tableau C2 - Environnement local témoin - Milieu aquatique - Eaux de surface Année
Lieu de Valeur Valeur Composé Unité 2015 2016 prélèvement moyenne (1) maximale (1)
moy max moy max
pH - 6,6 7,1 6,3 6,7 6,5 7,1
226Ra soluble Bq/L 0,02 0,03 0,02 0,04 0,02 0,04 HEN A EP Ruisseau d'Henriette 226 Bq/L 0,02 0,02 < 0,02 < 0,02 0,02 0,02 en amont du site Ra insoluble minier U soluble mg/L 0,001 0,003 0,002 0,003 0,001 0,003
U insoluble mg/L < 0,001 < 0,001 < 0,001 < 0,001 < 0,001 < 0,001
pH - 6,4 6,7 6,2 6,5 6,3 6,7
226Ra soluble Bq/L 0,02 0,06 0,03 0,08 0,03 0,08 HEN CLO Ruisseau du Cloud 226 Bq/L 0,02 0,02 0,02 0,05 0,02 0,05 en amont de l'étang Ra insoluble de la Crouzille U soluble mg/L 0,002 0,005 0,004 0,008 0,003 0,008
U insoluble mg/L 0,002 0,006 0,001 0,003 0,001 0,006
pH - 6,8 7,3 6,4 6,4 6,7 7,3
226Ra soluble Bq/L 0,03 0,06 0,03 0,04 0,03 0,06 CRO Etang de la Crouzille 226 Bq/L < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 en amont du Ra insoluble ruisseau du Vincou U soluble mg/L 0,008 0,010 0,007 0,009 0,008 0,010
U insoluble mg/L 0,001 0,002 0,001 0,001 0,001 0,002
- : absence de données (1) Valeurs moyennes et maximales de toutes les données disponibles entre 2015 et 2016.
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Tableau C3 - Environnement local témoin - Sols de surface du site
Bruit de fond Bruit de fond Quartier Quartier d'Henriette Bas d'Henriette Valeur Valeur Composés Haut moyenne (1) maximale (1)
BF1 BF2 BF3
226Ra Bq/g 0,10 ± 0,01 0,08 ± 0,01 0,07 ± 0,01 0,08 0,10
Uranium mg/kg 8,10 ± 1,031 7,16 ± 0,899 6,24 ± 0,794 7,2 8,1
Arsenic mg/kg 15,2 12,1 10,7 12,7 15,2
Baryum mg/kg 137 182 154 157,7 182
Cadmium mg/kg < 4 < 4 < 4 < 4 < 4
Chrome mg/kg 13,3 19,9 16,3 16,5 19,9
Cuivre mg/kg 9,51 4,1 5,64 6,4 9,5
Fer g/kg 11,8 11,9 10,3 11,3 11,9
Mercure mg/kg < 1 < 1 < 1 < 1 <1
Manganèse mg/kg 110 88,5 115 104,5 115
Nickel mg/kg 10,7 8,1 17,3 12,0 17,3
Plomb mg/kg 31,1 30,5 34 31,9 34,0
Zinc mg/kg 51,7 44,1 44,2 46,7 51,7
Les prélèvements de sols de surface ont été réalisés à une profondeur située entre 0 et 30 cm (couche racinaire)
(1) Valeurs moyennes et maximales de toutes les données de bruit de fond disponibles en juillet 2016.
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Tableau C4 - Environnement local témoin - Chaîne alimentaire - Végétaux Année Activité Valeur Valeur Lieu / Milieu massique 2005 2007 moyenne (1) maximale (1) (Bq/kg) Choux Carottes Pommes Choux Carottes Pommes
226Ra < 0,4 2,0 < 0,3 < 0,21 0,86 < 0,44 0,70 2
238U < 0,9 < 1,4 < 1,1 < 0,01 < 0,02 < 0,02 < 0,6 < 1,4 Point 83 210 < 1,1 < 1,4 < 1,4 < 0,5 0,43 < 0,96 0,97 < 1,4 Bruit de fond Pb
230Th < 5 < 7 < 5,5 < 2,17 < 2,98 < 4,61 < 4,5 < 7,0
210Po - - - 0,06 < 0,01 < 0,08 0,05 < 0,08
- absence de données (1) Valeurs moyennes et maximales de toutes les données disponibles entre 2005 et 2007.
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Tableau C5 - Environnement local témoin - Chaîne alimentaire - Faune Année
Lieu / Milieu Type Composé Unité 2007 2008
Lapin Poule
226Ra Bq/Kg < 0,37 < 0,23
238U Bq/Kg < 0,09 < 0,01 Activités Malabard massiques 210 Bq/Kg < 2,09 < 0,78 Bruit de fond Pb (poids frais) 230Th Bq/Kg < 8,97 < 3,53
210Po Bq/Kg < 0,12 < 0,046
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Annexe D : Prélèvements et analyses
complémentaires
Projet N° 46315441 - Référence : BDX-RAP-16-00955B - 23 mai 2017 Rapport final Prélèvements complémentaires - DADT Henriette Mesures in situ Henriette - Eau de surface Libellé Localisation GPS Analyses à réaliser Remarques pH T (°C) Cond µS/cm) Ruisseau amont HEN A X : 571 858 Y : 6 543 700 7,1 19,1 36 Drainage TMS HEN 1 X : 571 686 Y : 6 543 810 6,3 14,6 134 Origine inconnue HEN DRAIN X : 571 644 Y : 6 543 843 6,5 22,4 162 U, Ra, pack 8 métaux Clou aval hydro HEN CLO X : 571 634 Y : 6 543 849 6,5 20,1 53 standard (As, Cd, Cr, Cu, Eaux propres HEN EP X : 571 651 Y : 6 543 860 6,7 19,3 46 Hg, Ni, Pb, Zn), Fe, Ba, Rejet wetland HEN REJ X : 570 742 Y : 6 544 489 7,0 19,9 136 Mn, COD, Alcalinité. Etang CRO X : 570 758 Y : 6 544 498 7,1 26,8 43 Ruisseau Chabannes HEN CHAB X : 572 596 Y : 6 544 505 6,9 16,7 60 Vincou aval rejet HEN B X : 570 664 Y : 6 544 465 6,5 15,2 59
SOL Sol sur piste HEN BAS 1 X : 571 759 Y : 6 543 841 Sol sur piste HEN BAS 2 X : 571 798 Y : 6 543 879 Sol de forêt HEN BAS 3 X : 571 758 Y : 6 543 901 Sol sur piste HEN BAS 4 X : 571 828 Y : 6 543 818 Sol sur piste HEN BAS 5 X : 571 856 Y : 6 543 704 Sol sur piste HEN BAS 6 X : 571 720 Y : 6 543 831 U, Ra, pack 8 métaux Chemin wetland HEN BAS 7 X : 571 680 Y : 6 543 766 standard (As, Cd, Cr, Cu, Entrée wetland HEN BAS 8 X : 571 706 Y : 6 543 798 Hg, Ni, Pb, Zn), Fe, Ba, Carreau minier HEN HAUT 1 X : 572 214 Y : 6 543 958 Mn. Verse HEN HAUT 2 X : 572 251 Y : 6 543 937 Talus HEN HAUT 3 X : 572 257 Y : 6 543 908 Verse HEN HAUT 4 X : 572 190 Y : 6 543 970 HEN BF 1 X : 571 923 Y : 6 543 479 Bruit de fond HEN BF 2 X : 571 803 Y : 6 543 664 HEN BF 3 X : 572 287 Y : 6 543 872 Programme d'échantillonnage - Résultats des mesures complémentaires DADT - Site d'Henriette
226 incertitude Rasoluble incertitude As total Ba total Cd total Cr total Cu total Fe total Hg total Mn total Ni total Pb total Zn total Alcalinité CO soluble Eau de surface Usoluble (µg/L) µg/l (mBq/L) mBq/l (µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L) (µg/L) (mmol/L) (mg/L) HEN 1 120 14,9 840 169 46 69 < 5 < 5 < 5 2360 < 0,5 169 9,1 < 5 27 1,02 2,69 HEN DRAIN 16 2,1 418 100 67 71 < 5 < 5 < 5 3100 < 0,5 443 < 5 < 5 < 5 1,24 9,04 HEN CLO <1 <20 11 11 < 5 < 5 < 5 4020 < 0,5 208 < 5 < 5 < 5 < 0,4 6,37 HEN REJ 17 2,2 288 65 18 64 < 5 < 5 < 5 1240 < 0,5 52 < 5 < 5 < 5 1,17 5,99 CRO 6,8 0,78 24 12 < 5 7,9 < 5 < 5 < 5 196 < 0,5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 0,4 3,28 HEN EP 1,1 0,68 <20 15 8 < 5 < 5 < 5 2100 < 0,5 40 < 5 < 5 < 5 < 0,4 2,92 HEN A <1 <20 11 5,5 < 5 < 5 < 5 999 < 0,5 20 < 5 < 5 < 5 < 0,4 3,04 HEN CHAB <1 36 17 < 5 16 < 5 < 5 < 5 107 < 0,5 15 < 5 < 5 < 5 < 0,4 2,31 HEN B 9,5 1,24 121 37 < 5 23 < 5 < 5 < 5 3320 < 0,5 156 < 5 < 5 < 5 < 0,4 3,99 Programme d'échantillonnage - Résultats des mesures complémentaires DADT - Site d'Henriette
226 incertitude Ratotal incertitude As total Ba total Cd total Cr total Cu total Fe total Hg total Mn total Ni total Pb total Zn total SOL Utotal (mg/kg) mg/kg (Bq/g) Bq/g (mg/kg) (mg/kg) (mg/kg) (mg/kg) (mg/kg) (g/kg) (mg/kg) (mg/kg) (mg/kg) (mg/kg) (mg/kg) HEN BAS 1 43,8 4,7 0,58 0,03 19,5 378 <4 16,9 26,2 13,6 <1 181 9,15 31,4 71 HEN BAS 2 6,43 0,67 0,06 0,01 5,82 313 <4 6,52 <4 6,32 <1 106 10,4 31,1 40,7 HEN BAS 3 7,75 0,841 0,09 0,01 5,67 319 <4 9,15 4,32 8,11 <1 85,3 9,27 38,4 56,6 HEN BAS 4 50,3 5,97 0,74 0,04 25 399 <4 20,1 9,72 12,5 <1 164 20,6 34,6 69,3 HEN BAS 5 72 8,03 0,96 0,04 19,9 328 <4 19,4 11,5 11 <1 172 12,1 44,2 69,4 HEN BAS 6 28 3,46 0,31 0,02 72,8 353 <4 24,5 17,5 18,3 <1 305 10,9 42 103 HEN BAS 7 11,4 1,36 0,18 0,01 18,5 258 <4 11,4 8,13 9,26 <1 165 12,2 31,7 59,1 HEN BAS 8 7,84 0,913 0,10 0,01 5,4 314 <4 6,9 <4 9,3 <1 155 5,16 30,8 60,2 HEN HAUT 1 46,7 5,83 0,97 0,05 11,9 204 <4 10,3 6,55 9,24 <1 236 4,71 24,4 72,4 HEN HAUT 2 18,6 2,37 0,24 0,01 13,5 177 <4 8,37 <4 9,81 <1 148 12 24,3 62 HEN HAUT 3 11,5 1,56 0,14 0,01 12,4 165 <4 9,47 <4 9,78 <1 145 6,44 24,1 59,6 HEN HAUT 4 86,8 9,86 1,29 0,06 13,4 213 <4 13,2 4,12 10,2 <1 411 5,89 26,4 58,9 HEN BF 1 8,10 1,031 0,10 0,01 15,2 137 <4 13,3 9,51 11,8 <1 110 10,7 31,1 51,7 HEN BF 2 7,16 0,899 0,08 0,01 12,1 182 <4 19,9 4,1 11,9 <1 88,5 8,1 30,5 44,1 HEN BF 3 6,24 0,794 0,07 0,01 10,7 154 <4 16,3 5,64 10,3 <1 115 17,3 34 44,2 DADT Henriette - Prélèvements complémentaires 1/2
LA BETOULLE CRO HEN CHAB HEN B HEN REJ
HENRIETTE
HEN HAUT 1 HEN HAUT 4 HEN BAS 3 HEN HAUT 2 HEN HAUT 3 HEN CLOHEN EP HEN BAS 2 HEN BF 3 HEN DRAINHEN 1 HEN BAS 4 HEN BAS 8 HEN BAS 7 HEN A HEN BAS 5 HEN BF 2
HEN BF 1 Sources: Esri, HERE, DeLorme, Intermap, increment P Corp., GEBCO, USGS, FAO, NPS, NRCAN, GeoBase, IGN, Kadaster NL, Ordnance Survey, Esri Japan, METI, Esri China (Hong Kong), swisstopo, MapmyIndia, © OpenStreetMap contributors, and the GIS User Community Légende 0 55 110 220 330 440 Mètres Prelevements_eau Réalisation Juillet 2016 Prelevements_sol Julie Delhoume ± DADT Henriette - Prélèvements complémentaires 2/2
HENRIETTE
HEN HAUT 4 HEN HAUT 1 HEN HAUT 2
HEN HAUT 3 HEN BAS 3 HEN EP HEN BAS 2 HEN CLO HEN BF 3 HEN DRAIN HEN BAS 6 HEN BAS 1 HEN 1 HEN BAS 4 HEN BAS 8
HEN BAS 7
HEN A HEN BAS 5
HEN BF 2
Sources: Esri, HERE, DeLorme, Intermap, increment P Corp., GEBCO, USGS, FAO, NPS, NRCAN, GeoBase, IGN, Kadaster NL, Ordnance Survey, Esri Japan, METI, Esri China (Hong Kong), swisstopo, MapmyIndia, © HEN BF 1 OpenStreetMap contributors, and the GIS User Community Légende 0 25 50 100 150 200 Mètres Prelevements_eau Réalisation Juillet 2016 Prelevements_sol Julie Delhoume ± Rapport – AREVA Mines, Site d’Henriette, Haute-Vienne Interprétation de l'état du site et de son environnement
Annexe E : Evaluation de l’impact sur
l’environnement
Projet N° 46315441 - Référence : BDX-RAP-16-00955B - 23 mai 2017 Rapport final AREVA Mines - Site d'Henriette, Haute-Vienne Interprétation de l'état du site et de son environnement
Tableau E1 - Evaluation de l'impact sur l'environnement - Milieu atmosphérique sur site et à proximité Année
Type de Lieu de Valeur Valeur Type d'exposition Unité 1994 1995 1999 2000 2001 2002 2003 prélèvement prélèvement moyenne (1) maximale (1)
moy max moy max moy max moy max moy max moy max moy max
EAP 222Rn nJ/m3 40 76 ------40 76
Exposition interne EAP 220Rn nJ/m3 < 10 < 10 ------< 10 < 10 Sur site HEN Haut EAVL poussières mBq/m3 < 1,0 < 1,0 ------< 1,0 < 1,0
Exposition externe Débit de dose nGy/h 560 560 740 740 ------650 740
EAP 222Rn nJ/m3 - - - - 95,2 168 86,6 166 100,8 155 91,5 128 85 99 93 168
Exposition interne EAP 220Rn nJ/m3 - - - - 11,3 17 12,2 23 11,2 15 11,5 15 < 10 < 10 11,5 23 A proximité Chabannes du site EAVL poussières mBq/m3 - - - - < 1,0 < 1,0 < 1,0 < 1,0 < 1,0 < 1,0 < 1,0 < 1,0 < 1,0 < 1,0 < 1,0 < 1,0
Exposition externe Débit de dose nGy/h - - - - 197,5 220 215 240 140 180 177,5 200 140 140 180 240
EAP 222Rn nJ/m3 97 176 89 165 113 197 109 248 123 204 104 155 154 361 114 361
Exposition interne EAP 220Rn nJ/m3 12 18 15 46 15 23 12 26 12 17 12 19 14 30 13 46 Bruit de fond Népoulas EAVL poussières mBq/m3 < 1,0 < 1,0 < 1,0 < 1,0 < 1,0 < 1,0 < 1,0 < 1,0 < 1,0 < 1,0 < 1,0 < 1,0 < 1,0 < 1,0 < 1,0 < 1,0
Exposition externe Débit de dose nGy/h 225 280 255 280 225 240 268 320 140 160 163 180 153 160 216 320
- : absence de données (1) Valeurs moyennes et maximales de toutes les données disponibles entre 1994 à 2003.
Projet n°46315441 Référence BDX-RAP-16-00955 AREVA Mines - Site d'Henriette, Haute-Vienne Interprétation de l'état du site et de son environnement
Tableau E2 - Evaluation de l'impact sur l'environnement - Milieu aquatique - Rejets du site vers le Vincou Année Lieu de prélèvement Valeur limite de Valeur Valeur Composé Unité 2015 2016 De l'amont vers rejet (1) moyenne (2) maximale (2) l'aval moy max moy max
pH - - 6,5 6,7 6,4 6,8 6,4 6,8
226Ra soluble Bq/L 0,37 0,62 1,11 0,70 1,22 0,66 1,22 HEN 1 226 Bq/L 3,7 0,03 0,08 0,04 0,17 0,04 0,17 Avant traitement Ra insoluble
U soluble mg/L 1,8 0,13 0,29 0,18 0,37 0,16 0,37
U insoluble mg/L - 0,01 0,02 0,01 0,03 0,01 0,03
pH - - 6,8 7,5 6,5 6,8 6,7 7,5
226Ra soluble Bq/L 0,37 0,27 0,46 0,28 0,71 0,27 0,71 HEN REJ 226 Bq/L 3,7 0,03 0,06 0,03 0,09 0,03 0,09 Après traitement Ra insoluble
U soluble mg/L 1,8 0,03 0,07 0,05 0,21 0,04 0,21
U insoluble mg/L - 0,003 0,007 0,006 0,022 0,004 0,022
- : absence de données en italique : valeur supérieure à la limite de rejet (1) Prescriptions réglementaires du rejet : Décret 90-222 du 09/03/1990 complétant le règlement général des industries extractives. (2) Valeurs moyennes et maximales de toutes les données disponibles entre 2015 et 2016.
Projet n°46315441 Référence BDX-RAP-16-00955 AREVA Mines - Site d'Henriette, Haute-Vienne Interprétation de l'état du site et de son environnement Tableau E3 - Evaluation de l'impact sur l'environnement - Milieu aquatique - Eaux de surface - Ruisseau du Vincou Année Lieu de Critère de prélèvement Limite de Valeur Valeur Composé Unité référence 2015 2016 De l'amont vers potabilité (1) moyenne (2) maximale (2) retenu l'aval moy max moy max
pH - - ≥ 6,5 et ≤ 9 6,8 7,3 6,4 6,4 6,7 7,3
226Ra soluble Bq/L - - 0,03 0,06 0,03 0,04 0,03 0,06 CRO Etang de la Crouzille 226 Bq/L - - < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 en amont du Ra insoluble ruisseau du Vincou U soluble mg/L 0,008 0,01 0,007 0,009 0,008 0,010 BdF + 0,001 (3) 0,03* U insoluble mg/L 0,001 0,002 0,001 0,001 0,001 0,002
pH - - ≥ 6,5 et ≤ 9 6,5 6,9 6,5 6,7 6,5 6,9 VIN PRA En aval du rejet du 226Ra soluble Bq/L - - 0,03 0,08 0,03 0,04 0,03 0,08 site minier d'Henriette 226Ra insoluble Bq/L - - 0,02 0,02 0,02 0,02 0,02 0,02 En amont du secteur minier Margnac- U soluble mg/L 0,005 0,008 0,007 0,011 0,006 0,011 Peny BdF + 0,001 (3) 0,03* U insoluble mg/L ------
pH - - ≥ 6,5 et ≤ 9 6,8 7 6,7 7,1 6,8 7,1
226Ra soluble Bq/L - - 0,09 0,15 0,08 0,12 0,09 0,15 VIN B En aval de 226 Bq/L - - 0,03 0,05 0,02 0,03 0,02 0,05 l'ensemble des sites Ra insoluble miniers U soluble mg/L 0,029 0,034 0,028 0,034 0,028 0,034 BdF + 0,001 (3) 0,03* U insoluble mg/L ------
- : absence de données BdF : bruit de fond souligné : valeur supérieure à la VGE (1) Arrêté du 11 janvier 2007 : limites et références de qualité des eaux brutes et des eaux destinées à la consommation humaine ou, à défaut, valeurs guides de l'OMS (*). (2) Valeurs moyennes et maximales de toutes les données disponibles entre 2015 et 2016. (3) Valeur Guide Environnementale (VGE) pour l'uranium proposée par le projet de guide de la MSNR à ajouter au bruit de fond.
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Tableau E4 - Evaluation de l'impact sur l'environnement - Milieu aquatique - Eaux de surface - Ruisseau d'Henriette
Lieu de prélèvement Valeur Valeur Composé Unité VGE (1) 2015 2016 De l'amont vers moyenne (2) maximale (2) l'aval moy max moy max
pH - - 6,6 7,1 6,3 6,7 6,5 7,1
226Ra soluble Bq/L - 0,02 0,03 0,02 0,04 0,02 0,04 HEN A EP Ruisseau d'Henriette 226 Bq/L - 0,02 0,02 < 0,02 < 0,02 0,02 0,02 en amont du site Ra insoluble minier U soluble mg/L 0,001 0,003 0,002 0,003 0,001 0,003 BdF + 0,001 U insoluble mg/L < 0,001 < 0,001 < 0,001 < 0,001 < 0,001 < 0,001
pH - - 6,5 6,8 6,3 6,5 6,4 6,8
226Ra soluble Bq/L - 0,02 0,04 0,03 0,04 0,02 0,04 HEN EP Ruisseau d'Henriette 226 Bq/L - 0,02 0,02 0,02 0,02 0,02 0,02 en aval du site Ra insoluble minier U soluble mg/L 0,002 0,004 0,003 0,006 0,003 0,006 BdF + 0,001 U insoluble mg/L 0,001 0,003 0,001 0,002 0,001 0,003
- : absence de données BdF : bruit de fond souligné : valeur supérieure à la VGE (1) Valeur Guide Environnementale (VGE) pour l'uranium proposée par le projet de guide de la MSNR à ajouter au bruit de fond. (2) Valeurs moyennes et maximales de toutes les données disponibles entre 2010 et 2015.
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Tableau E5 - Evaluation de l'impact sur l'environnement - Sols de surface du site
Bruit de fond Teneurs totales en éléments traces dans les sols (France) Bruit de fond Quartier Quartier d'Henriette Bas Quartier d'Henriette Haut Gammes de valeurs "ordinaires" et d'anomalies naturelles(1) Quartier d'Henriette Bas d'Henriette Autre critère de Valeur Valeur Composés Haut référence moyenne (2) maximale (2) Anomalies Fortes anomalies Sols "ordinaires" naturelles BF1 BF2 BF3 HEN BAS 1 HEN BAS 2 HEN BAS 3 HEN BAS 4 HEN BAS 5 HEN BAS 6 HEN BAS 7 HEN BAS 8 HEN HAUT 1 HEN HAUT 2 HEN HAUT 3 HEN HAUT 4 naturelles modérées
226Ra Bq/g - - - - 0,10 ± 0,01 0,08 ± 0,01 0,07 ± 0,01 0,58 ± 0,03 0,06 ± 0,01 0,09 ± 0,01 0,74 ± 0,04 0,96 ± 0,04 0,31 ± 0,02 0,18 ± 0,01 0,10 ± 0,01 0,97 ± 0,05 0,24 ± 0,01 0,14 ± 0,01 1,29 ± 0,06 0,5 1,3
Uranium mg/kg - - - 0,1 à 50 (3) 8,10 ± 1,031 7,16 ± 0,899 6,24 ± 0,794 43,8 ± 4,7 6,43 ± 0,67 7,75 ± 0,841 50,3 ± 5,97 72 ± 8,03 28 ± 3,46 11,4 ± 1,36 7,84 ± 0,913 46,7 ± 5,83 18,6 ± 2,37 11,5 ± 1,56 86,8 ± 9,86 32,6 87
Arsenic mg/kg 1 à 25 30 à 60 60 à 284 - 15,2 12,1 10,7 19,5 5,82 5,67 25,0 19,9 72,8 18,5 5,4 11,9 13,5 12,4 13,4 18,6 72,8
Baryum mg/kg - - - - 137 182 154 378 313 319 399 328 353 258 314 204 177 165 213 285 399
Cadmium mg/kg 0,05 à 0,45 0,7 à 2 2 à 46,3 - < 4 < 4 < 4 < 4 < 4 < 4 < 4 < 4 < 4 < 4 < 4 < 4 < 4 < 4 < 4 < 4 < 4
Chrome mg/kg 10 à 90 90 à 150 150 à 3 180 - 13,3 19,9 16,3 16,9 6,52 9,15 20,1 19,4 24,5 11,4 6,9 10,3 8,37 9,47 13,2 13,0 24,5
Cuivre mg/kg 2 à 20 20 à 62 65 à 150 - 9,51 4,1 5,64 26,2 < 4 4,32 9,72 11,5 17,5 8,13 < 4 6,55 < 4 < 4 4,12 11,0 26,2
Fer g/kg - - - 32,4 (4) 11,8 11,9 10,3 13,6 6,32 8,11 12,5 11 18,3 9,26 9,3 9,24 9,81 9,78 10,2 10,6 18,3
Mercure mg/kg 0,02 à 0,10 0,15 à 2,3 - - < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1 < 1
Manganèse mg/kg - - - 754 (4) 110 88,5 115 181 106 85,3 164 172 305 165 155 236 148 145 411 189 411
Nickel mg/kg 2 à 60 60 à 130 130 à 2 076 - 10,7 8,1 17,3 9,15 10,4 9,27 20,6 12,1 10,9 12,2 5,16 4,71 12 6,44 5,89 9,9 20,6
Plomb mg/kg 9 à 50 60 à 90 100 à 10 180 - 31,1 30,5 34 31,4 31,1 38,4 34,6 44,2 42 31,7 30,8 24,4 24,3 24,1 26,4 32,0 44,2
Zinc mg/kg 10 à 100 100 à 250 250 à 11 426 - 51,7 44,1 44,2 71 40,7 56,6 69,3 69,4 103 59,1 60,2 72,4 62 59,6 58,9 65,2 103,0
- absence de données En gras : supérieur à la valeur maximale définie par l'INRA pour les sols ordinaires En grisé : supérieur à la valeur maximale de bruit de fond mesurée pour le même quartier Les prélèvements de sols de surface ont été réalisés à une profondeur située entre 0 et 30 cm (couche racinaire)
(1) Données issues du programme ASPITET de l'INRA (2) Valeurs moyennes et maximales de toutes les données disponibles sur site en 2016. (3) Gamme de variation des concentrations en uranium des sols en Europe (fiche IRSN) (4) Médiane des teneurs totales en éléments traces métalliques dans les sols français, données issues du programme ASPITET de l'INRA
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Tableau E6 - Evaluation de l'impact sur l'environnement - Chaîne alimentaire - Végétaux Année Activité Valeur Valeur Lieu / Milieu massique 2001 2003 2005 2007 moyenne (1) maximale (1) (Bq/kg) Choux Carottes Pommes Choux Carottes Pommes Choux Carottes Pommes Choux Carottes Pommes
226Ra ------< 0,4 2 < 0,3 < 0,21 0,86 < 0,44 0,70 2
238U ------< 0,9 < 1,4 < 1,1 < 0,01 < 0,02 < 0,02 < 0,6 < 1,4 Point 83 210 ------< 1,1 < 1,4 < 1,4 < 0,5 0,43 < 0,96 0,97 < 1,4 Bruit de fond Pb
230Th ------< 5 < 7 < 5,5 < 2,17 < 2,98 < 4,61 < 4,5 < 7,0
210Po ------0,06 < 0,01 < 0,08 0,05 < 0,08
226Ra < 0,3 3,2 < 0,2 0,5 < 0,9 < 0,5 ------0,93 3,2
Point 67 238U < 0,8 < 1 < 0,4 < 1,5 < 2,1 < 1,3 ------< 1,2 < 2,1 Proximité du site 210Pb < 1,3 < 1,6 < 0,7 < 1,2 < 1,7 < 1,3 ------< 1,3 < 1,7
230Th < 15,8 < 15,1 < 11,4 < 9,3 < 11,7 < 7,4 ------< 11,8 < 15,8
226Ra ------0,14 0,16 0,31 0,20 0,31
238U ------< 0,03 < 0,04 < 0,02 < 0,03 < 0,04 Point 86 Proximité du 210Pb ------< 0,43 0,46 < 0,77 0,55 0,46 site 230Th ------< 1,96 < 2,83 < 3,38 < 2,7 < 3,4
210Po ------< 0,01 0,14 < 0,02 0,06 0,14 - absence de données (1) Valeurs moyennes et maximales de toutes les données disponibles entre 2001 et 2007.
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Tableau E7 - Evaluation de l'impact sur l'environnement - Chaîne alimentaire - Faune Année
Lieu / Milieu Type Composé Unité 2007 2008
Lapin Poule
226Ra Bq/Kg < 0,37 < 0,23
238U Bq/Kg < 0,09 < 0,01 Activités Malabard massiques 210 Bq/Kg < 2,09 < 0,78 Bruit de fond Pb (poids frais) 230Th Bq/Kg < 8,97 < 3,53
210Po Bq/Kg < 0,12 < 0,046
226Ra Bq/Kg < 0,27 -
238U Bq/Kg < 0,06 - Margnac Activités Proximité du massiques 210Pb Bq/Kg < 1,14 - site (poids frais) 230Th Bq/Kg < 4,92 -
210Po Bq/Kg < 0,04 -
226Ra Bq/Kg < 0,17 -
238U Bq/Kg < 0,03 - Augères Activités Proximité du massiques 210Pb Bq/Kg < 1,37 - site (poids frais) 230Th Bq/Kg < 6,62 -
210Po Bq/Kg < 0,05 -
- absence de données
Projet n°46315441 Référence BDX-RAP-16-00955 Rapport – AREVA Mines, Site d’Henriette, Haute-Vienne Interprétation de l'état du site et de son environnement
Annexe F : Valeurs de référence pour la caractérisation de l’impact
écotoxicologique chimique
Projet N° 46315441 - Référence : BDX-RAP-16-00955B - 23 mai 2017 Rapport final AREVA Mines - Site d'Henriette, Haute-Vienne Interprétation de l'état du site et de son environnement
Annexe F : Valeurs de référence pour la caractérisation de l'impact écotoxicologique chimique Milieu eau
Predicted No- Substance Effect Concentration Référence (PNEC) µg/L
IRSN, 2010 (1) Uranium 0,3 Valeur à ajouter au bruit de fond Radium -
Fiche INERIS, version n°4, 04/2010 Arsenic 4,4 Valeur à ajouter au bruit de fond
Baryum 60 Portail INERIS, mise à jour 01/2016
Fer -
Manganèse 15 Fiche INERIS, version n°2-3, 07/2012
INERIS, Fiche : Fiche de données toxicologiques et environnementales des substances chimiques publiées par l'INERIS INERIS, Portail : Portail des substances chimiques accessibles sur le site internet de l'INERIS - : pas de valeurs disponibles dans les bases de données consultées
(1) IRSN, Proposition de valeurs de PNEC chronique et aiguë pour l'uranium, rapport DEI/SECRE n°2010-038.
Projet n°46315441 Référence BDX-RAP-16-00955 Rapport – AREVA Mines, Site d’Henriette, Haute-Vienne Interprétation de l'état du site et de son environnement
Annexe G : Paramètres d’exposition
Projet N° 46315441 - Référence : BDX-RAP-16-00955B - 23 mai 2017 Rapport final AREVA Mines - Site d'Henriette, Haute-Vienne Interprétation de l'état du site et de son environnement
Annexe G : Paramètres d'exposition
G1. PARAMETRES GENERAUX Valeur Définition Unité Référence Enfant Enfant Adulte (2 - 7 ans) (7 - 12 ans)
Durée de vie 70 70 70 ans Durée communément utilisée dans les Etudes de Risque Sanitaire
Résidentiel : valeur conservative considérant que le 90ème percentile du temps passé dans la même résidence au cours de la vie (enfant et âge adulte) est de 30 ans (Tableau Durée d'exposition 5 5 20 ans 36, ECETOC technical report N°79) Professionnel : valeur conventionnellement utilisées Masse corporelle 17,9 32,2 61 kg Guide INVS, 2012
G2. EXPOSITION PAR INHALATION ET EXTERNE Valeur Définition Unité Référence Enfant Enfant Adulte (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) Fréquence journalière 24 24 24 h/j d'exposition Fréquence annuelle 365 365 365 j/an Hypothèse conservatrice supposant une exposition continue d'exposition Fréquence d'exposition 8 760 8 760 8 760 h/an Résidentiel Facteur de protection à 0,05 0,05 0,05 - Guide IRSN 2008 l'intérieur Guide IRSN 2011, borne haute de la gamme de valeurs d'empoussièrement faible pour Empoussièrement 0,1 0,1 0,1 3 mg/m les activités en extérieur
Débit respiratoire 0,57 1,12 1,5 m3/h Guide IRSN 2011, valeurs pour l'exercice léger Fréquence journalière 3 3 2 h/j Guide IRSN 2011, valeur provenant de la publication 66 de la CIPR d'exposition
Fréquence annuelle 3 jours par semaine pour les enfants (mercredi et week-end) 104 104 70 jours/an 2 jours par semaine pour les adultes (week-end) Promenade/ d'exposition Extérieur en période de conditions météorologiques favorables (8 mois) Guide IRSN 2011, borne haute de la gamme de valeurs d'empoussièrement faible pour Empoussièrement 0,1 0,1 0,1 3 mg/m les activités en extérieur
Débit respiratoire 0,57 1,12 1,5 m3/h Guide IRSN 2011, valeurs pour l'exercice léger
G3. EXPOSITION PAR INGESTION G3-a. Paramètres d'exposition généraux Valeur Définition Unité Référence Enfant Enfant Adulte (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) Fréquence d'exposition aux aliments et à l'eau 365 365 365 jours/an Hypothèse conservative de boisson 3 jours par semaine pour les enfants (mercredi et week-end) Fréquence d'exposition au sol 104 104 70 jours/an 2 jours par semaine pour les adultes (week-end) en période de conditions météorologiques favorables (8 mois)
G3-b. Paramètre d'exposition spécifique à la voie d'exposition par ingestion de sol Valeur Définition Unité Référence Enfant Enfant Adulte (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) Guide IRSN 2011, valeur provenant du rapport détaillé du GT4 - Groupe Radioécologie Sol 100 50 40 mg/j Nord Cotentin "Estimation des doses et du risque de leucémie associé", Volume 4, juillet 1999
G3-c. Paramètres d'exposition spécifiques à la voie d'exposition par ingestion (aliments et eau de boisson) Taux d'ingestion en L/j ou kg/j Taux Définition d'autoconso Référence Enfant Enfant Adulte mmation (2 - 7 ans) (7 - 12 ans)
Eau du robinet 0,39 0,39 0,60 - Taux d'ingestion d'eau du robinet non chauffée pour la région Sud-Ouest (guide INVS, 2012). Il a été supposé que 50% de l'eau consommée provenait des eaux sur site (eaux Dont eau prélevée sur site 50% 50% 50% - souterraines ou de surface).
Végétaux feuilles 0,012 0,033 0,034 26,4% CIBLEX, Banque de données de paramètres descriptifs de la population française au voisinage d'un site pollué, Juin 2003 Végétaux racines 0,065 0,090 0,087 24,0% Données pour la Haute-Vienne (87) en ce qui concerne les taux d'ingestion et données nationales pour le taux d'autoconsommation Végétaux fruits 0,119 0,134 0,183 13,1%
G3-d. Paramètres d'exposition spécifiques à la voie d'exposition par ingestion involontaire d'eau lors d'une chute accidentelle (Scénario aigu) Enfant Enfant Définition Adulte Unité Référence (2 - 7 ans) (7 - 12 ans) Guide IRSN 2011, valeur provenant du rapport détaillé du GT4 - Groupe Radioécologie Taux d'ingestion d'eau lors d'une chute L/ événement 0,1 0,1 0,1 Nord Cotentin "Estimation des doses et du risque de leucémie associé", Volume 4, juillet accidentelle accidentel 1999
Projet n°46315441 Référence BDX-RAP-16-00955 Rapport – AREVA Mines, Site d’Henriette, Haute-Vienne Interprétation de l'état du site et de son environnement
Annexe H : Modèle de détermination des concentrations d’exposition dans les sols
et les aliments
Projet N° 46315441 - Référence : BDX-RAP-16-00955B - 23 mai 2017 Rapport final AREVA Mines, Site d’Henriette, Haute-Vienne Interprétation de l'état du site et de son environnement
SOMMAIRE
Chapitre Page
1. INTRODUCTION ...... 2
2. TRANSFERT DES POLLUANTS DANS LES SOLS SUPERFICIELS PAR L’EAU D’ARROSAGE ...... 3
3. TRANSFERT DES POLLUANTS DANS LES VEGETAUX ...... 4 3.1. Prélèvement par les racines ...... 4 3.1.1. Depuis le sol impacté ...... 4 3.1.2. Calcul des BCF pour les métaux ...... 4 3.2. Dépôt direct sur la surface des feuilles de l’eau d’arrosage ...... 5
4. REFERENCES ...... 6
Annexe H Page 1 AREVA Mines, Site d’Henriette, Haute-Vienne Interprétation de l'état du site et de son environnement
1. INTRODUCTION
A défaut de mesures dans l’environnement, les concentrations dans les produits végétaux ont été déterminées à partir de modélisations.
Cette annexe présente les équations utilisées dans la modélisation des transferts des polluants dans la chaîne alimentaire.
Le modèle de transfert permet de calculer les concentrations en polluants organiques et inorganiques dans les végétaux.
Les différents types de végétaux considérés sont :
• les légumes feuilles tels que les salades, choux, épinards,
• les légumes racines tels que les carottes, navets, pommes de terre,
• les fruits tels que les pommes, les poires, les fraises et les légumes fruits tels que les, tomates, courgettes, haricots (dans la suite de l’annexe, le terme « fruit » regroupe des fruits et les légumes-fruits).
Les différentes voies de transfert prises en compte dans le cadre de l’étude sont les suivantes :
1- Prélèvement par les racines depuis le sol contaminé par l’eau d’arrosage ou par les anciennes activités minières réalisées puis translocation vers les parties supérieures de la plante ;
2- Dépôt direct de l’eau d’arrosage sur la surface des feuilles et translocation vers les différentes parties de la plante.
Annexe H Page 2 AREVA Mines, Site d’Henriette, Haute-Vienne Interprétation de l'état du site et de son environnement
2. TRANSFERT DES POLLUANTS DANS LES SOLS SUPERFICIELS PAR L’EAU D’ARROSAGE
L’accumulation des polluants dans les sols superficiels liée à de l’eau d’arrosage impactée peut se produire par le dépôt direct de l’eau d’arrosage sur la surface du sol.
Les concentrations en polluant dans le sol sont calculées en multipliant les concentrations dans l’eau d’arrosage par le Kd selon la formule suivante :
Csol Ceau Kd
Avec :
Csol = Concentration en polluant dans les sols superficiels (mg/kg) ;
Ceau = Concentration en polluant dans l’eau d’arrosage (mg/L) ;
Kd = Coefficient de partage sol-eau (L/kg).
Annexe H Page 3 AREVA Mines, Site d’Henriette, Haute-Vienne Interprétation de l'état du site et de son environnement
3. TRANSFERT DES POLLUANTS DANS LES VEGETAUX
3.1. Prélèvement par les racines
3.1.1. Depuis le sol impacté
Les concentrations en polluant dans les différentes parties de la plante sont calculées en multipliant les concentrations dans l’eau d’arrosage et/ou les sols par le BCF selon la formule suivante :
Cplante BCFfrais Ceau Kd et/ou Cplante BCFfrais Csol
Avec :
Cplante = Concentration en polluant dans les légumes feuilles, les légumes racines, les légumes fruits ou l’herbe (mg/kg poids frais) ;
BCFfrais = Facteur de bioconcentration spécifique à chaque composé et aux différentes parties de la plante (mg/kg plante poids frais / mg/kg sol poids sec) ;
Ceau = Concentration en polluant dans l’eau d’arrosage (mg/L) ;
Csol = Concentration en polluant dans les sols (mg/kg) ;
Kd = Coefficient de partage sol-eau (L/kg).
3.1.2. Calcul des BCF pour les métaux
Les BCF déterminés par Baes (1984)1 sont utilisés pour calculer les concentrations en métaux dans les différents types de plantes. Ces BCF sont exprimés en mg/kg plante poids sec / mg/kg sol poids sec. Ils sont convertis en terme de poids frais selon la formule :
BCFfrais BCFsec (1 WC )
Avec :
BCFsec = Facteur de bioconcentration spécifique à chaque métal (mg/kg plante poids sec / mg/kg sol poids sec),
WC = Teneur en eau des légumes feuilles (WCfeuille), des légumes racines
(WCracine), des fruits (WCfruit) ou de l’herbe (WCherbe) (-).
1 Baes , C.F., Sharp, R.D., Sjoreen, A.L., and Shor, R.W. 1984 A Review and Analysis of Parameters for Assessing Transport of Environmentally Released Radionulides Through Agriculture. Oak Ridge National Lab Report ORNL-5786, September.
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Deux types de BCF ont été déterminés par Baes :
• BCF pour les parties végétatives c'est-à-dire les feuilles et la tige,
• BCF pour les parties non végétatives c'est-à-dire les fruits, les graines et les tubercules.
Les BCF pour les parties végétatives sont utilisés pour les légumes feuilles et l’herbe et les BCF pour les parties non végétatives pour les légumes racines et les fruits.
3.2. Dépôt direct sur la surface des feuilles de l’eau d’arrosage
Les concentrations en polluants organiques ou inorganiques suite au dépôt direct de l’eau d’arrosage à la surface des feuilles sont calculées suivant la formule2 :
C Ir IpFr TRANS 1 expIeT C eau plante Y Ie
Avec :
Cplante = Concentration en polluant dans les légumes feuilles, les légumes racines, les légumes fruits ou l’herbe (mg/kg poids frais) ;
Ceau = Concentration dans l’eau d’arrosage (mg/L) ;
Ir = Taux d’arrosage (L/m2/j)
Ip = Période d’arrosage correspondant à la fraction de l’année où les plantes sont arrosées (-)
Fr = Facteur d’interception, fraction surfacique de la plante en contact direct avec les gouttelettes d’eau d’arrosage (-) ;
TRANS = Facteur de translocation de la surface des feuilles vers le cœur des parties
aériennes (TRANSleaf, TRANSherbe), de la surface des feuilles vers les racines
(TRANSroot) ou de la surface des feuilles vers les fruits (TRANSfruit) (-) ;
Y = Rendement de la culture lors de la récolte (poids frais) (kg/m2) ;
Le = Constante d'élimination de la plante (j-1) ;
T = Temps moyen de culture par an.
2 DOE-ORO (1999). Guidance for Conducting Risk Assessments and Related Risk Activities for the DOE-ORO Environmental Management program. Apendix F: Food Chain Models for Risk Assessment. BJC/OR-271.
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4. REFERENCES
1- Baes , C.F., Sharp, R.D., Sjoreen, A.L., and Shor, R.W. (1984). A Review and Analysis of Parameters for Assessing Transport of Environmentally Released Radionulides Through Agriculture. Oak Ridge National Lab Report ORNL-5786, September.
2- Travis C, Arms A. (1988). Bioconcentration in beef, milk and vegetation. Environmental Science and Technology, 22, 271–274.
3- Briggs, G.G., Bromilow, R.H., and Evans, A.A. (1982). Relationships between lipophilicity and root uptake and translocation of non-ionised chemicals by barley. Journal of Pesticides Science, 13, 495-504.
4- EC (2004). European Union System for the Evaluation of Substances 2.0 (EUSES 2.0). Prepared for the European Chemicals Bureau by the National Institute of Public Health and the Environment (RIVM), Bilthoven, The Netherlands (RIVM Report no. 601900005).
5- EPA (2005). Human Health Risk Assessment Protocol (HHRAP) for Hazardous Waste Combustion Facilities. Chapter 5, Estimating media concentrations.
6- DOE-ORO (1999). Guidance for Conducting Risk Assessments and Related Risk Activities for the DOE-ORO Environmental Management program. Apendix F: Food Chain Models for Risk Assessment. BJC/OR-271.
Annexe H Page 6 AREVA Mines - Site d'Henriette, Haute-Vienne Interprétation de l'état du site et de son environnement
Tableau H1 : Paramètres retenus pour la modélisation des concentrations dans les sols et les végétaux
H1-a. Paramètres spécifiques aux plantes Paramètres Unité Valeur Référence WCfeuille Teneur en eau des légumes-feuilles - 0,918 INERIS WCracine Teneur en eau des légumes racines - 0,814 INERIS WCfruit Teneur en végétaux des légumes-fruit 0,864 INERIS
Tlég Temps moyen de culture par an pour les légumes j 60 EPA Ir Taux d'irrigation l.m-2.j-1 3,62 DOE-ORO Ip Période d'irrigation, arrosage tous les 2 j pendant 5 mois - 0,25 DOE-ORO
Frlégfeuilles - 0,215 HHRAP
Frlégracine Facteur d’interception, fraction surfacique de la plante en contact direct avec les goutelettes d'eau - 0,25 DOE-ORO
Frlégfruit - 0,996 HHRAP -2 Ylégfeuilles Rendement de la culture de légumes-feuille lors de la récolte (poids frais) kg.m 2,86 DOE-ORO -2 Ylégracines Rendement de la culture de légumes-racine lors de la récolte (poids frais) kg.m 2 DOE-ORO -2 Ylégfruit Rendement de la culture de légumes-fruit lors de la récolte (poids frais) kg.m 84,3 DOE-ORO Ie Constante d'élimination de la plante (tout légume confondu) j-1 0,0495 DOE-ORO
Transleaf Facteur de translocation de la surface des feuilles vers le cœur des parties aériennes - 1 DOE-ORO
Transroot Facteur de translocation de la surface des feuilles vers les racines - 0,1 DOE-ORO
Transfruit Facteur de translocation de la surface des feuilles vers les fruits - 0,1 DOE-ORO
INERIS, novembre 2001, Méthode de calcul des Valeurs de Constat d'Impact, DOE-ORO (1999). Guidance for Conducting Risk Assessments and Related Risk Activities for the DOE-ORO Environmental Management program. Appendix F: Food Chain Models for Risk Assessment. BJC/OR-271. EPA (2005). Human Health Risk Assessment Protocol (HHRAP) for Hazardous Waste Combustion Facilities. Chapter 5, Estimating media concentrations.
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Tableau H1 : Paramètres retenus pour la modélisation des concentrations dans les sols et les végétaux H1-b. Paramètres liés aux composés
Coefficient de Facteur de bioconcentration (1) partage sol-eau
Composé BCFparties non Kdmétal BCFparties végétatives végétatives L/kg mg/kg sol sec / mg/kg produit sec
Arsenic 29 (2) 0,04 0,006
Baryum 60 (1) 0,15 0,015
Fer 25 (1) 0,004 0,001
Manganèse 65 (1) 0,25 0,05
Uranium* 200 (3) 0,0085 0,004
(1) Baes et al , (1984) "A Review and Analysis of Parameters for Assessing Transport of Environmentally Released Radionuclides through Agriculture"
(2) HHRAP : "Human Health Risk Assessment Protocol for Hazardous Waste Combustion Facilities" (3) : IAEA (International Atomic Energy Agency), 2010
Projet n°46315441 Référence BDX-RAP-16-00955 Rapport – AREVA Mines, Site d’Henriette, Haute-Vienne Interprétation de l'état du site et de son environnement
Annexe I : Méthodologie de sélection des VTR et toxicologie des composés
considérés
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TABLE DES MATIERES
1. INTRODUCTION ...... 2
2. DEFINITIONS ET METHODOLOGIE GLOBALE DE CHOIX DES VTR ...... 3 2.1 Définitions des effets toxicologiques ...... 3
2.2 Définitions des VTR ...... 3
2.3 Méthodologie de choix des VTR ...... 4
2.4 Sources consultées ...... 8
3. CLASSIFICATION DES SUBSTANCES SELON LEUR POTENTIEL CANCEROGENE, MUTAGENE ET REPROTOXIQUE ...... 10 3.1 Classification harmonisée des substances cancérogènes, mutagènes et toxiques pour la reproduction (CMR) ...... 10
3.2 Autres classifications ...... 12 3.2.1 Classement du CIRC ...... 12 3.2.2 Classement de l’US-EPA ...... 13
4. EFFETS SUR LA SANTE DES COMPOSES TRACEURS CONSIDERES ...... 14 4.1 Arsenic ...... 14
4.2 Baryum ...... 17
4.3 Cuivre ...... 18
4.4 Fer ...... 20
4.5 Manganèse ...... 21
4.6 Uranium ...... 23
4.7 Zinc...... 25
Annexe I Page 1 AREVA Mines, Site d’Henriette, Haute-Vienne Interprétation de l'état du site et de son environnement
1. INTRODUCTION
La présente annexe fournit dans les paragraphes ci-après les éléments suivants :
• les définitions des types d’effets toxicologiques des substances et des Valeurs Toxicologiques de Référence (VTR) les caractérisant ;
• la méthodologie de sélection des VTR, ainsi que les valeurs retenues (cf. tableaux en fin d’annexe) ;
• les différentes classifications existantes du potentiel cancérogène des substances ;
• le détail de la toxicologie des substances sélectionnées dans l’étude.
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2. DEFINITIONS ET METHODOLOGIE GLOBALE DE CHOIX DES VTR
2.1 Définitions des effets toxicologiques
Les substances évaluées peuvent avoir deux types d’effets toxicologiques :
• les « effets à seuil », pour lesquels il existe une concentration en dessous de laquelle l’exposition ne produit pas d’effet et pour lesquels au-delà d’une certaine dose, des dommages apparaissent dont la gravité augmente avec la dose absorbée ;
• les « effets sans seuil » pour lesquels il existe une probabilité, même infime, qu’une seule molécule pénétrant dans l’organisme provoque des effets néfastes pour cet organisme. Ces dernières substances sont, pour l’essentiel, des substances génotoxiques1 pouvant avoir des effets cancérogènes ou dans certains cas reprotoxiques.
Certaines substances peuvent avoir à la fois des effets à seuil et des effets sans seuil.
2.2 Définitions des VTR
Les Valeurs Toxicologiques de Référence (VTR) sont des indices permettant d’établir une relation quantitative, entre une exposition à une substance chimique et un effet sanitaire. Elles sont spécifiques d’une substance, d’une durée d’exposition et d’une voie d’exposition. Leur construction diffère en fonction de l’hypothèse formulée ou des données acquises sur les mécanismes d’action toxique de la substance.
Aussi, de même que les effets, il est défini deux types de VTR :
• les VTR « à seuil de dose ;
• les VTR « sans seuil de dose ».
Les VTR « à seuil de dose » s’expriment pour une exposition par voie orale comme des Doses Journalières Admissibles (DJA, mg/kg/j) ou pour une exposition par inhalation comme des Concentrations Admissibles dans l’Air (CAA, µg/m3) applicables à l’homme. Ces seuils sont issus d’expérimentations ani males, d’études épidémiologiques ou d’essais de toxicologie clinique. Ils sont habituellement dérivés à partir d’un niveau d’exposition sans effet observé (NOEL : No Observed Effect Level) ou sans effet néfaste observé (NOAEL : No Observed Adverse Effect Level), ou bien du niveau d’exposition le plus faible ayant entraîné un effet (LOEL : Lowest Observed Effect Level) ou un effet néfaste (LOAEL : Lowest Observed Adverse Effect Level).
Ces niveaux de référence correspondent à des niveaux d’exposition sans risque appréciable d’effets néfastes pour l’homme. Ces effets peuvent être illustrés par le graphique suivant :
1 Se dit d'un agent physique ou chimique qui provoque des anomalies chromosomiques ou géniques dans l'ADN. Les agents génotoxiques peuvent être mutagènes (c’est-à-dire provoquant des mutations chromosomique ou génique), mais aussi clastogène (pouvant rompre un chromosome en plusieurs fragments) ou encore aneugène (ou aneuploïde, provoquant des anomalies chromosomiques).
Annexe I Page 3 AREVA Mines, Site d’Henriette, Haute-Vienne Interprétation de l'état du site et de son environnement
Les VTR « sans seuil de dose » s’expriment comme un Excès de Risque Unitaire (ERU) -1 3 -1 pour une exposition par voie orale (ERUO, (mg/kg/j) ) ou par inhalation (ERUI, (µg/m ) ). Il s’agit de la probabilité supplémentaire, par rapport à un sujet non exposé, qu’un individu a de développer l’effet (par exemple, un cancer) s’il est exposé à 1 unité de dose ou de concentration de la substance toxique pendant sa vie entière. Ces effets peuvent être illustrés par le graphique ci-après :
Les VTR sont établies pour l’ensemble de la population, qui comprend des récepteurs sensibles tels que les enfants ou les personnes âgées.
2.3 Méthodologie de choix des VTR
Les VTR sont sélectionnées en accord avec la note d’information de la Direction Générale de la Santé (DGS) et de la Direction Générale de la Prévention des Risques (DGPR) n° DGS/EA1/DGPR/2014/307 du 31 octobre 20142.
Elles sont recherchées à la fois pour les effets à seuil et les effets sans seuil. Lorsqu’il existe des effets à seuil et sans seuil pour une même substance, les deux VTR sont retenues afin de mener les évaluations pour chaque type d’effet. Toutefois, pour les substances pour lesquelles les experts ont démontré de façon consensuelle qu’elles présentent des effets cancérigènes non génotoxiques, une VTR à seuil est à privilégier par rapport à une VTR sans seuil, sous réserve que cette VTR soit spécifique aux effets cancérigènes à seuil ou qu’elle protège des effets cancérigènes (dans le cas d’une VTR déjà existante pour d’autres types d’effets à seuil, par exemple).
2 Note d’information DGS/EA1/DGPR/2014/307 du 31 octobre 2014, relative aux modalités de sélection des substances chimiques et de choix des valeurs toxicologiques de référence pour mener les évaluations des risques sanitaires dans le cadre des études d’impact et de la gestion des sites et sols pollués, abrogeant la circulaire DGS/SD7B/2006/234 du 30 mai 2006.
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La sélection des VTR est effectuée en cohérence avec la voie et la durée d’exposition considérées. Ainsi, aucune transposition voie à voie (par exemple transposition d’une VTR pour la voie orale en une VTR pour la voie par inhalation) ni pour une durée d’exposition à une autre (par exemple transposition d’une VTR aiguë en une VTR chronique) n’est réalisée. Par ailleurs, comme indiqué dans la note d’information du 31 octobre 2014 : « [les pétitionnaires] ne doivent, en l’absence de procédures établies pour la construction de VTR pour la voie cutanée, envisager aucune transposition à cette voie de VTR disponibles pour les voies orale ou respiratoire ». Aucune VTR pour la voie d’exposition par contact cutané n’est donc retenue.
Il est à noter que les VTR correspondant à une exposition chronique (caractérisée par une durée d’exposition généralement supérieure à un an et une administration réitérée de faibles doses) sont privilégiées car elles sont cohérentes avec les durées d’exposition généralement considérées dans les évaluations des risques sanitaires dans le cadre des études d’impact et de la gestion des sites et sols pollués.
Les VTR sont en premier lieu recherchées auprès de l’Agence Nationale de Sécurité Sanitaire de l’alimentation, de l’environnement et du travail (ANSES). Il est à noter que l’ANSES a deux approches :
• soit elle construit des VTR sur la base d’études toxicologiques,
• soit elle sélectionne des VTR émanant de bases de données reconnues internationalement.
Conformément à la note du 31 octobre 2014, les VTR construites par l’ANSES sont retenues en priorité, même si des VTR plus récentes sont proposées dans les autres bases de données.
A défaut, si pour une substance une expertise collective nationale a été menée et a abouti à une sélection approfondie parmi les VTR disponibles, cette sélection sera retenue, sous réserve que l’expertise considérée ait été réalisée après la parution de la VTR la plus récente. A ce jour, les organismes effectuant régulièrement des expertises nationales sont l’ANSES et l’INERIS3.
Sinon, les VTR sont recherchées dans des bases de données internationales reconnues et sélectionnées selon la hiérarchisation recommandée dans la note d’information du 31 octobre 2014. Ainsi, sont retenues les VTR les plus récentes :
• en priorité, parmi les trois bases de données suivantes :
- l’IRIS4 de l’US EPA5 (Etats-Unis) ;
- l’ATSDR6 (Etats-Unis) ;
- l’Organisation Mondiale de la Santé (OMS) ; et,
3 Institut National de l’Environnement industriel et des Risques – Portail des Substances Chimiques. 4 Integrated Risk Information System, US EPA 5 United-States Environmental Protection Agency 6 Agency for Toxic Substances and Disease Registry
Annexe I Page 5 AREVA Mines, Site d’Henriette, Haute-Vienne Interprétation de l'état du site et de son environnement
• à défaut, parmi les quatre bases de données suivantes :
- Santé Canada (Health Canada) ;
- le RIVM7 (agence nationale de l’environnement des Pays-Bas) ;
- l’EPA8 de Californie (OEHHA9) ;
- l’EFSA10.
Pour la voie et la durée d’exposition considérées, les VTR définitives sont privilégiées par rapport aux VTR provisoires.
Le logigramme suivant synthétise la méthodologie présentée ci-avant pour la sélection des VTR pour les effets à seuil et sans seuil.
7 Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu (National Institute of Public Health and the Environment) 8 Environmental Protection Agency 9 Office of Environmental Health Hazard Assessment 10 Autorité européenne de sécurité des aliments (European Food Safety Authority)
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2.4 Sources consultées
Les sources suivantes (documents et sites internet) ont été consultées pour la recherche et la sélection des VTR
• ANSES :
- http://www.anses.fr/;
- https://www.anses.fr/fr/content/liste-des-valeurs-toxicologiques-de- r%C3%A9f%C3%A9rence-vtr-construites-par-l%E2%80%99anses ;
- http://www.anses.fr/fr/documents/ANSES-Ft-SelectionVTR.pdf ;
• INERIS :
- http://www.ineris.fr/substances/fr ;
- http://www.ineris.fr/substances/fr/page/21 ;
- Rapport DRC-15-148884-12685A. Bilan des choix de VTR disponibles sur le portail des substances chimiques de l’INERIS. 11/03/2016 ;
- Hydrocarbures Aromatiques Polycycliques (HAPs), Rapport final 18 décembre 2003 (mise à jour 3 janvier 2006) ;
- IRIS (USEPA) :
- http://www.epa.gov/IRIS/ ;
- https://cfpub.epa.gov/ncea/iris2/atoz.cfm ;
• ATSDR : http://www.atsdr.cdc.gov/mrls/mrllist.asp ;
• OMS :
- Guidelines for air quality, WHO, Geneva 2000 (2nd edition) ;
- WHO Air quality guidelines for particulate matter, ozone, nitrogen dioxide and sulfur dioxide. Global update 2005. Summary of risk assessment ;
- WHO guidelines for indoor air quality : selected pollutants, 2010 ;
- Guidelines for drinking-water quality, WHO, 2011 (4th edition) ;
- http://www.who.int/ipcs/publications/cicad/en/ ;
- http://apps.who.int/food-additives-contaminants-jecfa-database/search.aspx ;
- http://www.inchem.org/pages/jecfa.html ;
- http://www.fao.org/fao-who-codexalimentarius/standards/pestres/search/en/ (pesticides) ;
- http://www.inchem.org/pages/ehc.html ;
Annexe I Page 8 AREVA Mines, Site d’Henriette, Haute-Vienne Interprétation de l'état du site et de son environnement
• Santé Canada (Health Canada) :
- http://www.hc-sc.gc.ca/ewh-semt/pubs/contaminants/psl1-lsp1/index_f.html ;
- http://www.hc-sc.gc.ca/ewh-semt/pubs/contaminants/psl2-lsp2/index_f.html ;
- Rapport " L'évaluation des risques pour les sites contaminés fédéraux au Canada, Partie II : Valeurs toxicologiques de référence (VTR) de Santé Canada et paramètres de substances chimiques sélectionnées", version 2.0, 2010 ;
- Rapport "Concentrations/doses journalières admissibles et concentrations/doses tumorigènes des substances d'intérêt prioritaire calculées en fonction de critères sanitaires", 1996 ;
• RIVM :
- http://www.rivm.nl/en/ ;
- RIVM Report 711701025, Re-evaluation of human-toxicological maxium permissible risks levels, March 2001 (http://www.rivm.nl/bibliotheek/rapporten/711701025.pdf) ;
- RIVM Report 711701092, Re-evaluation of some human-toxicological maxium permissible risks levels earlier evaluated in the period 1991-2001, July 2009 (http://www.rivm.nl/bibliotheek/rapporten/711701092.html) ;
• OEHHA :
- Air Toxic Hot Spots Risk Assessment Guidelines, Part II : Technical Support Document for Cancer Potency Factors, May 2009 ;
- http://www.arb.ca.gov/toxics/healthval/healthval.htm ;
- http://www.oehha.ca.gov/risk/ChemicalDB/index.asp ;
- http://www.oehha.ca.gov/air/allrels.html ;
• EFSA : http://www.efsa.europa.eu/fr/ ;
• TPHWG : TPHWG Series, Volume 5, Human Health Risk-Based Evaluation of Petroleum Release Sites : Implementing the Working GROUP Approach", June 1999 ;
• FURETOX : http://www.furetox.fr/.
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3. CLASSIFICATION DES SUBSTANCES SELON LEUR POTENTIEL CANCEROGENE, MUTAGENE ET REPROTOXIQUE
3.1 Classification harmonisée des substances cancérogènes, mutagènes et toxiques pour la reproduction (CMR)
Lors du sommet de Rio de Janeiro, en juin 1992, il a été décidé de mettre en place un Système Global Harmonisé (SGH) pour la classification et l’étiquetage des substances dangereuses et de leurs mélanges. La Communauté Européenne a largement contribué à ce processus conduit par les Nations Unies qui a abouti en 2004.
Le règlement CE n° 1272/2008 (règlement CLP11) du 16 décembre 2008 modifié, relatif à la classification, à l'étiquetage et à l'emballage des substances et des mélanges, modifiant et abrogeant les directives n° 67/548/CEE et n° 1999/45/CE et modifiant le règlement (CE) n° 1907/2006, définit les modalités d’application du SGH au niveau des différents pays de la Communauté Européenne12.
Le règlement CLP définit de nouveaux pictogrammes de danger, des mentions de danger (H…) destinées à remplacer les phrases de risque (R..), ainsi que des conseils de prudence (P…) destinés à remplacer les phrases de sécurité (S..).
Le règlement CLP précise par ailleurs les modalités de transition entre les règles de classification et d’étiquetage définies par les directives précédentes et les règles que le règlement met en place. Il convient de préciser que cette phase de transition pour les substances et les mélanges est achevée (depuis le 1er juin 2015).
Le règlement européen n° 1907/2006 du 18 décembre 2006 modifié, concernant l'enregistrement, l'évaluation et l'autorisation des substances chimiques, ainsi que les restrictions applicables à ces substances (REACH13), est entré en vigueur le 1er juillet 2007.
Substances cancérogènes
Dans la classification pour la cancérogénicité, les substances sont réparties entre deux catégories 1 et 2, et la catégorie 1 est sous divisée en deux catégories 1A et 1B.
Ces différentes catégories sont définies ci-dessous :
• Catégorie 1A : substances dont le potentiel cancérogène pour l’être humain est avéré, la classification dans cette catégorie s’appuyant largement sur les données humaines ;
• Catégorie 1B : substances dont le potentiel cancérogène pour l’être humain est supposé, la classification dans cette catégorie s’appuyant largement sur les données animales ;
• Catégorie 2 : substances dont la capacité d’induire des cancers chez l’homme est suspectée.
11 L’abréviation CLP vient de la dénomination abrégée internationale de ce règlement : Classification, Labbelling and Packaging. 12 Les règlements communautaires sont directement applicables, sans nécessiter de transposition, en droit national. 13 Registration, Evaluation, Authorisation and Restriction of Chemicals.
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Substances mutagènes
Par « mutation », on entend un changement permanent affectant la quantité ou la structure du matériel génétique d’une cellule. Le terme « mutation » désigne à la fois les changements génétiques héréditaires qui peuvent se manifester au niveau phénotypique et les modifications sous-jacentes de l'ADN lorsque celles-ci sont connues.
Le terme « mutagène » désigne les agents qui augmentent la fréquence des mutations dans des populations de cellules et/ou d'organismes.
Les termes plus généraux « génotoxique » et « génotoxicité » se réfèrent aux agents ou processus qui modifient la structure, le contenu informationnel ou la séparation de l'ADN, et notamment ceux qui endommagent l'ADN en interférant avec le processus de réplication ou altérant la réplication.
Dans la classification pour la mutagénicité des cellules germinales14, les substances sont réparties entre deux catégories 1 et 2, et la catégorie 1 est sous divisée en deux catégories 1A et 1B. Ces différentes catégories sont définies ci-dessous :
• Catégorie 1A : substances dont la capacité d’induire des mutations héréditaires dans les cellules germinales des êtres humains est avérée ;
• Catégorie 1B : substances dont la capacité d’induire des mutations héréditaires dans les cellules germinales des êtres humains est présumée ;
• Catégorie 2 : substances préoccupantes du fait qu’elles pourraient induire des mutations héréditaires dans les cellules germinales des êtres humains.
Substances toxiques pour la reproduction
La « toxicité pour la reproduction » se traduit par des effets néfastes sur la fonction sexuelle et la fertilité des hommes et des femmes adultes, ainsi que par des effets indésirables sur le développement de leurs descendants.
Elle est divisée en deux grandes catégories d’effets :
• effets néfastes sur la fonction sexuelle et la fertilité,
• effets néfastes sur le développement des descendants (dont les effets sur ou via l’allaitement).
Les substances classées pour des effets néfastes sur la fonction sexuelle et la fertilité sont réparties entre deux catégories 1 et 2, et la catégorie 1 est sous divisée en deux catégories 1A et 1B.
• Catégorie 1A : substances dont la toxicité pour la reproduction humaine est avérée, la classification d'une substance dans la catégorie 1A s'appuie largement sur des études humaines ;
• Catégorie 1B : substances présumées toxiques pour la reproduction humaine, la classification d'une substance dans la catégorie 1B s'appuie largement sur des
14 Cellule destinée à la reproduction de l'organisme, par opposition aux cellules végétatives chargées des fonctions de relation et de nutrition.
Annexe I Page 11 AREVA Mines, Site d’Henriette, Haute-Vienne Interprétation de l'état du site et de son environnement
données provenant d'études animales. Ces données doivent démontrer clairement un effet néfaste sur la fonction sexuelle et la fertilité ou sur le développement en l'absence d'autres effets toxiques, ou, si d'autres effets toxiques sont observés, que l'effet toxique sur la reproduction n'est pas considéré comme une conséquence secondaire non spécifique à ces autres effets toxiques. Toutefois, s'il existe des informations relatives au mécanisme des effets et mettant en doute la pertinence de l'effet pour l'être humain, une classification dans la catégorie 2 peut être plus appropriée ;
• Catégorie 2 : substances suspectées d'être toxiques pour la reproduction humaine. Une substance est classée dans la catégorie 2 quand des études humaines ou animales ont donné des résultats — éventuellement étayés par d'autres informations — qui ne sont pas suffisamment probants pour justifier une classification de la substance dans la catégorie 1, mais qui font apparaître un effet indésirable sur la fonction sexuelle et la fertilité ou sur le développement. Une étude peut comporter certaines failles rendant les résultats moins probants, auquel cas une classification dans la catégorie 2 pourrait être préférable. Les effets doivent avoir été observés en l'absence d'autres effets toxiques ou, si d'autres effets toxiques sont observés, il est considéré que l'effet toxique sur la reproduction n'est pas une conséquence secondaire non spécifique à ces autres effets toxiques.
Les effets sur ou via l'allaitement sont regroupés dans une catégorie distincte. Il est reconnu que, pour de nombreuses substances, les informations relatives aux effets néfastes potentiels sur la descendance via l'allaitement sont lacunaires. Cependant, les substances dont l'incidence sur l'allaitement a été démontrée ou qui peuvent être présentes (y compris leurs métabolites) dans le lait maternel en quantités suffisantes pour menacer la santé du nourrisson, sont classées et étiquetées en vue d'indiquer le danger qu'elles représentent pour les enfants nourris au sein. Cette classification peut s'appuyer sur :
• des résultats d'études menées sur des êtres humains, montrant qu'il existe un danger pour les bébés durant la période de l'allaitement, et/ou ;
• des résultats d'études menées sur une ou deux générations d'animaux, démontrant sans équivoque l'existence d'effets néfastes sur les descendants, transmis par le lait, ou d'effets néfastes sur la qualité du lait, et/ou ;
• des études sur l'absorption, le métabolisme, la distribution et l'excrétion, indiquant que la substance est probablement présente à des teneurs potentiellement toxiques dans le lait maternel.
3.2 Autres classifications 3.2.1 Classement du CIRC
Le CIRC est le Centre International de Recherche sur le Cancer (IARC, en anglais : International Agency for Research on Cancer).
• Groupe 1 : l’agent (ou le mélange) est cancérogène pour l'homme, preuves suffisantes de l'effet cancérogène chez l'homme ;
• Groupe 2A : l’agent (ou le mélange) est probablement cancérogène pour l'homme, preuves suffisantes de l'effet cancérogène chez l'animal mais preuves insuffisantes ou pas de preuve de l'effet cancérogène chez l'homme ;
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• Groupe 2B : l’agent (ou le mélange) est peut-être cancérogène pour l'homme, preuves limitées de l'effet cancérogène chez l'animal et données insuffisantes ou pas de données pour l'homme ;
• Groupe 3 : l’agent (ou le mélange) est inclassable quant à sa cancérogénicité pour l’homme, pas de preuve d'effet cancérogène sur l'homme ;
• Groupe 4 : l’agent (ou le mélange) n’est probablement pas cancérogène pour l’homme.
3.2.2 Classement de l’US-EPA
• Groupe A : substance cancérogène pour l'homme, preuves évidentes de l'effet cancérogène de la substance, notamment établies par des études épidémiologiques ;
• Groupe B : substance probablement cancérogène pour l'homme : preuves suffisantes de l'effet cancérogène du composé chez l'animal de laboratoire, mais preuves limitées de l'effet cancérogène de la molécule chez l'homme (groupe B1) ou peu ou pas de données chez l'homme (groupe B2) ;
• Groupe C : cancérogène possible pour l'homme, preuves limitées du pouvoir cancérogène de la molécule chez l'animal et peu ou pas de données chez l’homme ;
• Groupe D : substance ne pouvant être classée quant à sa cancérogénicité pour l’homme, données inadéquates chez l'homme et l'animal pour confirmer ou réfuter la cancérogénicité du composé chez l’homme ;
• Groupe E : substance non cancérogène pour l'homme. Ce groupe est utilisé pour les composés qui ne présentent aucun effet cancérogène sur au moins deux tests adéquats chez deux espèces d'animaux différents ou sur une étude épidémiologique et des études chez l'animal. Cette désignation ne peut être prise comme une conclusion définitive.
Le classement présenté a été établi selon la classification (guideline) de l’US-EPA de 1986.
Trois autres classifications ont été développées en 1996, 1999 et 2005. Ces nouvelles classifications n’utilisent plus une notation alphabétique mais se font par un bref résumé qui apporte des informations complémentaires notamment sur les voies d’exposition et des précisions sur la qualité des données utilisées pour l’évaluation de la substance.
La majorité des substances ont été évaluées avant 1996 et par conséquent à partir de la classification de 1986. Depuis, la réévaluation des substances ou l’évaluation des nouvelles substances sont réalisées à partir des nouvelles classifications.
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4. EFFETS SUR LA SANTE DES COMPOSES TRACEURS CONSIDERES
4.1 Arsenic
Sources : INERIS, version n°4, avril 2010 ; ATSDR, Toxicological Profile,August 2007
N°CAS : 7440-38-2
L’arsenic et ses dérivés ont de très nombreuses applications industrielles et agricoles, parmi lesquelles l’utilisation dans les alliages pour les batteries électriques, dans les pigments des peintures et comme pesticides.
L’arsenic existe sous différents degrés d’oxydoréduction. Les composés les plus courants, mis à part les sulfures, sont les combinaisons avec l’oxygène. L’arsenic forme également des composés organiques très stables. L’origine naturelle de l’arsenic est essentiellement l’érosion de la croûte terrestre, les phénomènes volcaniques et les feux de forêts. La majeure partie de l’arsenic anthropique atmosphérique provient des fumées émanant des
industries de production d’As2O3 et de la combustion de produits fossiles (charbon, …).
Devenir dans l’organisme
La principale voie d’absorption de l’arsenic est la voie orale. Les arséniates et les arsénites sont bien absorbés par voie orale et par inhalation. Chez l’homme, l’absorption est estimée à 95 % par voie orale et à 30-40 % par inhalation. L’arsenic et ses métabolites méthylés sont éliminés dans les urines. Toutefois, l’élimination dépend de la valence de l’arsenic, de la voie d’administration et de la dose. La forme pentavalente, la voie orale et les faibles doses sont associées à une élimination rapide.
Les études effectuées chez l’animal montrent que lors de l’exposition par inhalation, l’arsenic est retrouvé dans tous les organes internes.
Effets systémiques
Par inhalation
La grande majorité des effets liés aux dérivés de l’arsenic sont induits par les dérivés inorganiques. Les rares études relatant les effets induits par les dérivés organiques de l’arsenic ont été réalisées chez l’animal.
Lors de l’exposition par inhalation de l’homme à des concentrations en arsenic de 0,613 et 0,007 mg/m3, les effets cutanés observés sont du même type que ceux décrits pour les expositions par ingestion. Plus précisément, sont observées des lésions d’hyperkératose des paumes de mains et de la plante des pieds associées à des excroissances en forme de verrues ou boutons. Cette hyperkératose est associée à une alternance de zones d’hyperpigmentation et hypopigmentation sur la face, le cou et le dos.
Une étude effectuée chez des ouvriers suédois de fonderie exposés à l’arsenic (expositions comprises entre 0,05 et 0,5 mg/m3) a montré une forte prévalence de syndrome de Raynaud (troubles de la circulation du sang dans les extrémités engendrant des fourmillements, des changements de couleurs) chez le groupe exposé par rapport au groupe témoin. Troubles qui ne disparaissent pas au cours des périodes de vacances.
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Plusieurs études réalisées chez des salariés exposés par inhalation aux vapeurs de trioxyde, composé de l'arsenic, montrent une augmentation du risque de mort par accident cardio-vasculaire. Certaines études ne retrouvent pas ces résultats.
A l’inverse de l’exposition par ingestion, l’exposition par inhalation aux dérivés inorganiques de l’arsenic n’induit pas d’effets hématologiques.
Des neuropathies périphériques sensorielles et motrices et des encéphalopathies franches sont rapportées lors d’expositions par inhalation aux dérivés inorganiques de l’arsenic. Ces effets sont partiellement réversibles à l’arrêt de l’exposition.
Chez des salariés exposés par inhalation à des niveaux élevés de particules et vapeurs d’arsenic inorganique, des nausées, vomissements et diarrhées sont rapportées. Ces effets sont réversibles et ne sont pas retrouvés lors d’expositions professionnelles à de faibles niveaux.
Très peu d’auteurs ont cherché à identifier les effets induits sur le système immunitaire lors de l’exposition par inhalation aux dérivés inorganiques de l’arsenic. Une étude a montré que les niveaux d’immunoglobulines ne sont pas altérés dans le sérum de salariés exposés.
Par ingestion
L'un des organes cibles des dérivés inorganiques de l'arsenic est la peau. Des lésions d'hyperkératose des paumes de mains et de la plante des pieds associées à des excroissances en forme de verrues ou boutons sont décrites. Cette hyperkératose est associée à une alternance de zones d'hyperpigmentation et hypopigmentation sur la face, le cou et le dos.
Ces effets sont rapportés dans la majorité des études lors d'expositions subaiguës ou chroniques. Lors d'exposition à l'arsenic à de très faibles concentrations par ingestion d'eau de boisson, ces effets cutanés sont l'indicateur le plus sensible de l'exposition. Ces effets cutanés apparaissent pour des niveaux d’exposition de l’ordre de 0,01 à 0,1 mg/kg/j.
Différentes études réalisées lors de l'ingestion de dérivés inorganiques de l'arsenic montrent des effets cardiovasculaires. Dans la région de Taïwan, la maladie des pieds noirs s’est développée de manière endémique lors de l'ingestion d'eau de boisson contenant de l'arsenic à des niveaux de l'ordre de 0,014 à 0,065 mg/kg/j. Cette maladie est caractérisée par une altération progressive de la circulation sanguine périphérique dans les pieds, se manifestant par l’installation insidieuse d’une sensation de froid et d’engourdissement, suivie d’ulcérations, d’une coloration noire des téguments. Elle évolue vers une gangrène sèche. Il est important de noter que cette association, maladie des pieds noirs et apports excessifs d’arsenic par l’eau de boisson n’a pas été retrouvée dans d’autres régions. Néanmoins, dans d’autres pays, les études confirment les effets de l’arsenic sur le système vasculaire périphérique. Certaines études concernant la maladie des pieds noirs ont également observé une association entre l’exposition à l’arsenic par l’eau de boisson des puits et la mortalité par cause cardiaque. Des recherches similaires dans des régions où la contamination est moins importante ne sont pas aussi tranchées dans leurs résultats.
De nombreuses études rapportent l'apparition d'effets hématologiques tels une anémie et une leucopénie suite à l'ingestion de dérivés inorganiques de l'arsenic. Ces effets sont rapportés aussi bien lors d’expositions aiguës, subaiguës que chroniques.
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Lors de l'exposition par ingestion aux dérivés inorganiques de l'arsenic, de nombreuses études épidémiologiques ont révélé la survenue d'atteintes du système nerveux. En effet, des expositions chroniques ou subaiguës à de faibles doses comprises entre 0,19 et 0,5 mg/kg/j induisent des neuropathies périphériques symétriques.
Plusieurs études ont mis en évidence des effets hépatiques induits par les dérivés inorganiques de l'arsenic lors de leur administration par voie orale. Les signes cliniques rencontrés se résument à une hépatomégalie ou aux complications de la fibrose portale pouvant être associées à une élévation du niveau sanguin des enzymes hépatiques. Ces effets sont plus souvent observés pour des expositions chroniques à des niveaux de 0,019 à 0,1 mg/kg/j.
Des nausées, des vomissements, des diarrhées et des douleurs abdominales peuvent être observées lors d’expositions prolongées à de faibles doses d’arsenic par la voie ingestion.
Effets cancérogènes
Par inhalation
Plusieurs études de populations exposées professionnellement à l’arsenic inorganique (travailleurs de fonderies, d’usines de fabrication de certains pesticides, des vergers, des négociants en vin) établissent une relation entre inhalation d’arsenic et le cancer des voies respiratoires. Trois études prises collectivement démontrent une augmentation statistiquement significative du risque de cancer du poumon pour des niveaux d’exposition à l’arsenic supérieurs à 75 mg/m3/an. Le risque semble augmenter plus rapidement avec la dose pour de faibles expositions cumulées qu’avec les fortes expositions.
Une étude a également permis d’observer des décès par cancer des tissus lymphatiques. Par contre, le lien entre l’exposition à l’arsenic et les cancers cutanés par d’autres voies que l’ingestion ne semble pas totalement établi.
Par ingestion
Des cancers de la peau associés à l’exposition à l’arsenic au cours de son usage médicinal, par ingestion d’eau contaminée, ou au cours d’expositions professionnelles sont signalés depuis plus de 50 ans. Les cancers cutanés induits par l’arsenic sont habituellement de type histologique squameux ou basal, et surviennent dans des zones non exposées y compris la paume des mains et les pieds. C’est l’exposition par l’eau de boisson qui est principalement associée à l’augmentation du risque de cancer cutané. Une relation a été bien établie entre la prévalence du cancer de la peau chez 40 421 individus vivant dans 37 villages à Taiwan et la concentration d'arsenic dans l'eau potable (jusqu'à 1 820 µg/L). Aucun cas de cancer de la peau ne s'est déclaré dans une autre population similaire (7 500 « témoins ») dont l'eau potable contenait 17 µg/L d'arsenic (3 cas de cancer attendus).
Des études épidémiologiques ont établi une association entre la mortalité causée par diverses formes de cancer et la consommation d’eau contaminée par l’arsenic. Une augmentation du risque de cancer de la vessie, des reins, du foie et du poumon a été constatée dans plusieurs études écologiques. Il faut cependant souligner que ces associations ont été peu étudiées en dehors de Taiwan.
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Effets génotoxiques – Effets sur la reproduction et le développement
L’arsenic est clastogène in vitro et in vivo. Le mécanisme d’action génotoxique impliqué serait indirect. L’arsenic agirait au niveau de l’apoptose, de la réplication de l’ADN ou des enzymes de réparation, ou en tant qu’analogue du phosphore.
Des études épidémiologiques réalisées sur des salariées ou des populations voisines exposées par inhalation à l’arsenic sous forme inorganique ont montré que les enfants nés de ces femmes présentaient un taux de malformations supérieur à celui attendu et un poids de naissance diminué. Cependant, les résultats de ces études sont le fruit d’une co- exposition, ils ne peuvent donc être corrélés avec l’exposition à l’arsenic.
4.2 Baryum
Sources : INRS FT n°125, édition 2012 ; ATSDR, Toxicological Profile, August 2007 ; WHO, Environmental Healh Criteria n°107, 1990
N°CAS : 7440-39-3
Le baryum est un métal blanc argenté qui devient jaune lorsqu’il est exposé à l’air. C’est un composé naturel de la croûte terrestre. Les sulfates de baryum et les carbonates de baryum sont fréquemment retrouvés dans l’environnement dans les gisements de minerais.
Le baryum peut se retrouver dans l’environnement suite à l’érosion des roches et des minéraux. Il peut être également introduit dans l’environnement par les activités industrielles. Il est présent dans l’atmosphère, l’eau, le sol et dans de nombreux aliments.
Le baryum et ses composés sont utilisés dans les peintures, le verre, le caoutchouc, les céramiques, les additifs pour fuel et essence, etc.
Devenir dans l’organisme
La population est exposée au baryum généralement à de faibles concentrations par l’ingestion d’eau et de nourriture. Des ouvriers travaillant dans les mines de baryum ou dans des industries peuvent être exposés à de fortes concentrations par l’inhalation de particules contenant des composés du baryum.
Environ 50 à 70 % du chlorure de baryum et du sulfate de baryum inhalés sont absorbés. L’absorption gastro-intestinale du baryum dépend de la forme du composé. Ainsi, le sulfate de baryum est très insoluble et est peu absorbé. Les chlorures de baryum et des carbonates de baryum sont plus facilement absorbés, le taux d’absorption serait de 20% chez les adultes et de 60% chez les enfants. L’absorption par voie cutanée est peu probable du fait de la forte polarité de la plupart des composés. Après absorption, le baryum se concentre essentiellement dans les os. Le baryum est principalement excrété par voie fécale.
Effets systémiques
Inhalation
Les effets toxiques du baryum et de ses composés lors d’une exposition chronique par inhalation sont faibles. Une augmentation de la pression sanguine et des anomalies cardiaques ont été observées chez des travailleurs exposés à des particules de carbonates de baryum. Ces effets toxiques ont également été observés chez l’animal. Des troubles musculaires, gastro-intestinaux, cutanés et respiratoires ont été observés chez des travailleurs et des habitants vivant près d’un site pollué au baryum.
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Ingestion
Les effets toxiques du baryum et de ses composés lors d’une exposition chronique par voie orale sont également faibles. Le baryum serait responsable de troubles de la pression sanguine et du rythme cardiaque.
Effets cancérogènes
Aucune étude n’existe concernant les effets cancérogènes du baryum suite à une exposition par inhalation, ingestion ou contact cutané.
Effets génotoxiques – Effets sur la reproduction et le développement
Aucune donnée relative à ces effets chez l’homme n’est disponible dans les documents consultés. Chez des rats adultes exposés par voie respiratoire au carbonate de baryum, une diminution du nombre de spermatozoïdes a été observée. Une diminution du cycle de l’oestrus et des altérations de la structure morphologique des ovaires.
4.3 Cuivre
Source : INERIS, version n° 1-5, mars 2005 ; ATSDR, Toxicological Profile, September 2004
N°CAS : 7440-50-8
Le cuivre existe à l'état natif. Il se rencontre surtout sous forme de sulfures et sous forme
d'oxyde dans différents minerais (le plus important étant la chalcopyrite, Cu2S-Fe2S3). La teneur en cuivre dans les minerais varie de 0,5 % à 5 %.
Le cuivre est principalement produit par broyage de minerais sulfurés, enrichissement par flottation ou par lessivage acide des minerais oxydés suivi d'une fusion et d'un raffinage électrolytique ou thermique
Le cuivre est l'un des métaux les plus employés à cause de ses propriétés physiques et particulièrement de sa conductibilité électrique et thermique. Il est utilisé en métallurgie dans la fabrication des alliages suivants : bronze (avec l'étain), laiton (avec le zinc), alliages de joaillerie (avec l'or et l'argent), etc.
Il est très largement employé dans la fabrication de matériels électriques (fils, enroulements de moteurs, dynamos, transformateurs), dans la plomberie, dans les équipements industriels, dans l'automobile et en chaudronnerie.
Le cuivre est présent dans l’environnement de manière ubiquitaire. Sa concentration dans l'écorce terrestre est estimée à environ 70 ppm (30 à 100 ppm).
Le transport par le vent des particules de sol, les éruptions volcaniques, les décompositions végétales, les feux de forêts et les aérosols marins constituent les principales sources naturelles d'exposition.
Les principales sources anthropiques sont : l'industrie du cuivre et des métaux en général, l'industrie du bois, l'incinération des ordures ménagères, la combustion de charbon, d'huile et d'essence et la fabrication de fertilisants (phosphate).
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Devenir dans l’organisme
Le cuivre est un élément essentiel chez l'homme et l'animal. Il est impliqué dans de nombreuses voies métaboliques, notamment pour la formation d'hémoglobine et la maturation des polynucléaires neutrophiles. De plus, il est un cofacteur spécifique de nombreuses enzymes et métalloprotéines de structure.
L’absorption de cuivre est possible par toutes les voies, mais elle s’effectue de manière prépondérante par voie orale et absorption gastro-intestinale. L’absorption pulmonaire de cuivre sous forme de particules ou des fumées est possible mais le taux d’absorption par cette voie chez l’homme n’est pas déterminé. Le taux d'absorption par voie orale est très variable, de 15 à 97 % et dépend de plusieurs facteurs tels que la forme chimique du cuivre, la nature de l'alimentation, l'interaction avec d'autres métaux et est inversement proportionnelle à la quantité de cuivre dans l'estomac. La principale voie d'élimination du cuivre est la bile (80 % du cuivre hépatique) d'où une excrétion majoritairement par voie fécale. L'excrétion urinaire de cuivre est anecdotique.
En liaison avec ses fonctions organiques étendues, le cuivre présente une large distribution dans l’organisme via le sang. Les plus fortes concentrations tissulaires en cuivre sont mesurées au niveau du foie, de la bile, du système nerveux central, du cœur et des reins ainsi que dans les os. Le foie reste toutefois le principal organe cible.
Effets systémiques
Par inhalation
Les données existantes chez l'homme par inhalation concernent des expositions professionnelles. Une centaine de salariés a fait l'objet d'un suivi médical complet sur une période de 4 ans. Les individus étaient exposés à des particules de cuivre à raison de 464, 132 et 111 mg de cuivre/m3 au cours de la première, seconde et troisième année. Une irritation des voies aériennes supérieures et des troubles gastro-intestinaux (anorexie, nausée, diarrhée) sont reportés. Ces manifestations cliniques sont également rapportées dans une autre étude mais pour des niveaux d'expositions non déterminés. Chez d'autres salariés exposés à des particules ou des fumées de cuivre, des syndromes de "fièvre des fumées de métaux" (fièvre, céphalée, sécheresse buccale, sueurs froides et douleurs musculaires) ont été observés notamment pour des concentrations de 0,075 à 0,12 mg de cuivre/m3.
Par ingestion
De nombreux cas d'intoxications au cuivre par l'eau de boisson ont été décrits ainsi que leurs manifestations cliniques (troubles gastro-intestinaux essentiellement) sans toutefois fournir de données sur les niveaux d'exposition. Une famille américaine exposée à des concentrations de 3,1 à 7,8 mg/L de cuivre dans l'eau de boisson a présenté des épisodes récurrents de troubles intestinaux sur une période de 1,5 ans. Les symptômes ont cessé à l'arrêt de l'exposition. Sur la base d'une consommation hydrique matinale de 500 mL, la dose d'exposition en cuivre a été estimée 0,06 mg/kg/jour. Un jeune homme de 26 ans a présenté une cirrhose micronodulaire et une insuffisance hépatique aiguë suite à l'absorption quotidienne pendant 2 ans de comprimés contenant 30 mg de cuivre. Cette première période d'exposition a été suivie par une consommation journalière de 60 mg de cuivre pendant une période indéterminée avant l'apparition des symptômes. Les taux sériques de cuivre et de céruloplasmine étaient normaux mais ce patient présentait une excrétion urinaire de cuivre très élevée. L'analyse du taux de cuivre contenu dans son foie
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après transplantation a révélé une concentration de 3230 µg de cuivre/g contre une valeur physiologique de 20-50 µg de cuivre/g.
Chez l’homme, comme chez l’animal, l’exposition au cuivre et à ses composés par voie orale se caractérise par des effets neurologiques, hépatiques, cardiovasculaires, gastro- intestinaux et rénaux.
Effets cancérogènes
Quel que soit le type de données analysées, aucune certitude n’a pu être établie concernant le rôle cancérogène du cuivre chez l’homme. Chez l'animal, les données disponibles d'études de cancérogenèse ne permettent pas de mettre en évidence des effets cancérogènes des sels de cuivre II.
Effets génotoxiques – Effets sur la reproduction et le développement
Chez la femme, la grossesse est associée à une augmentation de la rétention de cuivre liée à une diminution de l'excrétion biliaire induite par les variations du statut hormonal. Les taux de cuivre sérique et de céruloplasmine augmentent considérablement au cours du dernier trimestre de gestation.
Une étude réalisée au cours des années 1976-1978 aux Etats-Unis, montre qu’il n’existe pas de corrélation entre le risque abortif et une exposition au cuivre présent dans l’eau de boisson à des concentrations supérieures à 1 mg/L.
4.4 Fer
Source : HSDB, Iron compounds, January 2005
N°CAS : 7439-89-6
Le fer est le deuxième métal le plus abondant après l’aluminium et le quatrième composé le plus abondant dans la croûte terrestre. Les oxydes de fer hydratés sont les constituants majeurs des sols. Le fer sous forme élémentaire est rarement retrouvé dans la nature du fait de sa grande réactivité.
Les composés du fer peuvent se retrouver dans l’environnement suite au lessivage des sols et des roches. La production et l’utilisation du fer dans les catalyseurs, les médicaments, les pigments, en agriculture, en nutrition, en métallurgie, etc., peuvent être une source supplémentaire de fer dans l’environnement.
Le fer est un élément essentiel nécessaire à toutes formes de vie. Il est naturellement présent dans les aliments d’origine animale et végétale sous forme oxydée, de sels organiques et inorganiques, ou de complexes organiques tels que l’hémoglobine.
Les concentrations ubiquitaires dans les sols aux Etats-Unis varient entre moins de 0,003 et 227 g/kg avec une valeur médiane de 24 g/kg. Les concentrations dans les eaux souterraines varient entre moins de 0,5 et 100 mg/l. Les concentrations dans les eaux de surface sont très variables (61-2680 mg/l).
Devenir dans l’organisme
L’homme peut être exposé à du fer par les voies respiratoire, gastro-intestinale et dermique. Environ 2 à 15% du fer est absorbé par le système gastro-intestinal alors que seulement 0,01 % du fer absorbé est éliminé.
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Effets systémiques
La consommation chronique de fortes doses chez des populations africaines est à l’origine chez certains sujets de fibrose et cirrhose du foie.
Les effets néfastes de l’ingestion chronique de fortes doses de fer chez des individus sains n’ont pas été démontrés.
Effets cancérogènes
Aucune étude sur une exposition chronique au fer n’est disponible.
Effets génotoxiques – Effets sur la reproduction et le développement
Les études réalisées sur animal ne montrent pas d’effets du fer et de ses composés sur la reproduction.
4.5 Manganèse
Sources : INERIS, version n°2-3, juillet 2012 ; OMS, Regional Office for Europe, Copenhagen, Denmark, 2001 et Environmental Health Criteria n°17, 1981
N°CAS : 7439-96-5
Le manganèse est l’un des éléments les plus importants de la croûte terrestre et il est largement distribué dans le sol, les sédiments, l’eau et le matériel biologique. Le manganèse n’existe pas naturellement sous son état pur. En effet, les oxydes, carbonates et silicates sont prédominants dans les minéraux.
Le manganèse entre dans l’atmosphère par des processus naturels et essentiellement anthropiques. Ces phénomènes comprennent la mise en suspension par les véhicules des poussières des routes, l’érosion des roches, la mise en suspension des sols particulièrement lors d’activités agricoles et de construction, les rejets industriels concernent surtout les industries des alliages, de l’acier des produits ferreux.
Dans les sols, les décharges contenant du manganèse sont la principale source de contamination. Le manganèse est présent dans l’alimentation.
Le manganèse est principalement utilisé dans les procédés métallurgiques, comme désulfurant et déoxydant. Il entre dans la composition de nombreux alliages (avec le fer, le cuivre, le titane, l’aluminium, le nickel, etc.). Il est également employé dans la chimie, la production de batteries.
Devenir dans l’organisme
Le manganèse est un élément trace essentiel chez l’homme et l’animal. Il est nécessaire à la formation du tissu conjonctif et des os, à la croissance, au métabolisme des lipides, au développement embryonnaire de l’oreille interne et aux fonctions reproductrices.
Le manganèse est présent dans toutes les denrées alimentaires. Les concentrations dans les céréales et les feuilles de thé sont très élevées. Ainsi, l’alimentation constitue la principale source d’exposition pour l’homme. La dose quotidienne de manganèse nécessaire est de 2 à 3 mg/kg pour les adultes et de 1,25 mg/kg pour les enfants. On considère qu’une personne moyenne de 70 kg contient environ 10 à 20 mg de manganèse, dont 5 à 8 mg qui sont échangés chaque jour.
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La principale voie d’exposition au manganèse est le bol alimentaire, mais il est aussi absorbé par voie respiratoire. L’absorption alvéolaire est lente et dépend de la taille des particules et de la charge corporelle en manganèse. De plus, après inhalation, une partie significative des particules de manganèse sont éliminées par la clairance muco-ciliaire puis avalées (elles sont alors absorbées au niveau du tractus gastro-intestinal). Le déficit d’apport en fer ou une alimentation pauvre en protéines augmente l’absorption du manganèse, un apport de calcium ou de phosphore la diminue.
L’ion Mn2+ est oxydé en Mn3+ dans le duodénum du fait de son milieu alcalin. Seul le cation Mn3+ semble être bien absorbé.
Il est ensuite transporté dans le plasma lié à des protéines et est largement distribué à tout l’organisme, mais surtout (par ordre décroissant) la moelle osseuse (environ 40% du contenu corporel en manganèse y sont concentrés), le cerveau, les reins, le pancréas et le foie. Il peut également passer la barrière hémato-méningée et le placenta.
Le manganèse ne semble pas être métabolisé car l’excrétion n’est pas affectée par la présence ou l’absence d’autres ions métalliques. Le Mn3+ est rapidement excrété dans la bile puis en partie réabsorbé (cycle entérohépatique). Le manganèse est principalement éliminé par les fèces sous forme inchangée (jusqu’à 99 %). De faibles quantités de manganèse peuvent aussi être trouvées dans l’urine, la sueur et le lait.
Effets systémiques
Des expérimentations suggèrent que les mécanismes de toxicité dépendent de l’état d’oxydation du manganèse.
Il existe peu de données concernant la toxicité chronique du manganèse, en particulier neurologique, chez l’homme après ingestion. Ceci est probablement dû au fait que l’organisme exerce un fort contrôle homéostatique sur la quantité de manganèse absorbée suite à une exposition par voie orale. Ce contrôle protège ainsi l’organisme des effets toxiques du manganèse.
Six familles japonaises (environ 25 personnes) exposées à de fortes concentrations de manganèse dans l’eau potable (14 mg/L) ont présenté des symptômes de type manganisme. Les symptômes observés étaient une rigidité musculaire, des tremblements, une perturbation mentale, et deux personnes sont décédées. Cependant certains aspects de cette étude suggèrent que le manganèse n’est pas le seul responsable de ces effets.
Des auteurs ont observé une corrélation positive entre d’une part l’incidence de la sclérose latérale amyotrophique et d’autre part une augmentation significative de la teneur en manganèse dans le riz et une diminution de la concentration en magnésium dans l’eau de boisson.
Des difficultés d’apprentissage chez des enfants de 11 à 13 ans ont été associées à une ingestion excessive de manganèse. Cependant une telle association n’est pas suffisante pour établir une relation de cause à effet puisque de nombreux autres composés, dont le plomb, ont pu être impliqués.
Différentes études ont montré qu’une augmentation de la teneur de l’organisme en manganèse, mise en évidence par l’augmentation des concentrations sanguines et cérébrales, peut être une cause de l’encéphalopathie et des symptômes neurologiques rencontrés chez des individus cirrhotiques ou souffrant de pathologies chroniques du foie.
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Effets cancérogènes
Les preuves sont insuffisantes pour déterminer si le manganèse est cancérogène. Certaines études suggèrent même qu’il pourrait avoir un effet protecteur contre le cancer.
Des rats et des souris ont été exposés pendant 2 ans au sulfate de manganèse(II) introduit dans la nourriture (doses de 60 à 715 mg/kg/j pour les rats et 160 à 2 250 mg/kg/j pour les souris). Chez les rats, il n’y a pas d’augmentation des tumeurs. En revanche, une dilatation folliculaire de la thyroïde et une hyperplasie, toutes deux significatives par rapport au groupe témoin, sont rapportées chez les souris mâles et femelles exposées à la plus forte dose.
Des souris, exposées à 500 mg/kg de manèbe par gavage 6 fois par semaine pendant 9 mois, ont présenté une augmentation de l’incidence des adénomes pulmonaires. Cependant, ces résultats n’ont pas été retrouvés chez d’autres souches de souris, et les études chez les rats n’ont pu être évaluées en raison d’un trop faible nombre de survivants.
Effets génotoxiques – Effets sur la reproduction et le développement
Diverses études épidémiologiques sur des ouvriers exposés au manganèse à des concentrations inférieures à 5 mg/m3 (n’entraînant pas forcément le manganisme) ont montré des effets sur la reproduction. Ces effets comprennent une altération de la fertilité, mesurée par un nombre de naissances plus faible chez les ouvriers exposés au manganèse par rapport à des contrôles, ainsi que des dysfonctionnements sexuels. Ces données suggèrent que l’altération des fonctions sexuelles chez l’homme pourrait être l’une des manifestations cliniques précoces du manganisme.
Dans une autre étude, l’incidence des avortements et le nombre de mort-nés sont apparus plus importants chez les femmes de travailleurs exposés au manganèse pendant 10 à 20 ans, que dans un groupe contrôle. Mais l’interprétation est difficile car l’activité professionnelle des femmes n’est pas connue.
Une étude portant sur 314 hommes exposés professionnellement pendant une durée allant jusqu’à 35 ans à une concentration moyenne de 0,145 mg/m3 de dioxyde de manganèse a mis en évidence une impuissance et un manque de désir sexuel dans le groupe exposé.
Une augmentation du temps de liquéfaction du sperme, une diminution du nombre et de la viabilité des spermatozoïdes ont également été observées chez trois groupes de travailleurs exposés au moins 1 an à des concentrations de manganèse de 0,14 à 5,5 mg/m3 sous forme de dioxyde de manganèse.
4.6 Uranium
Sources : ATSDR, Toxicological Profile, February 2013 ; OMS, Drinking Water Quality Guidelines, 2006
N°CAS : 7440-61-1
L’uranium est un métal présent dans l’environnement, sous forme de plusieurs isotopes, dont plusieurs sont radioactifs. L’uranium est d’ailleurs exploité afin de servir, une fois enrichi, de combustible pour le nucléaire.
Devenir dans l’organisme
L’absorption de l’uranium est lente mais peut se produire par toutes les voies d’exposition (inhalation, ingestion et contact cutané). Les particules d’uranium inhalées se déposent
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dans les poumons. La déposition ainsi que l’absorption de ces particules inhalées dépend de leur diamètre et de leur solubilité dans les fluides biologiques. L’absorption intestinale varie de 0,1 à 6 % en fonction de la solubilité de l’uranium.
L’uranium absorbé peut se retrouver dans tous les tissus humains. Toutefois, il est préférentiellement présent dans les os, le foie et les reins, suivant la voie d’exposition. Environ 67% de l’uranium présent dans le sang sont filtrés par les reins et éliminés dans les urines dans les 24 heures suivant l’absorption. A noter que la majorité de l’uranium (plus de 95%) entrant dans l’organisme n’est pas absorbée et est éliminée par les fèces.
L’uranium est surtout étudié pour ses effets radioactifs. Cependant, l’uranium en tant que métal possède également des effets toxicologiques. Ces effets ont été étudiés, et dépendent beaucoup de l’état de l’uranium et de sa solubilité. Il est apparu que les sels solubles étaient plus toxiques que les autres formes du métal.
Effets systémiques
La toxicité des composés de l’uranium inhalés au niveau des poumons et des organes distants varie. En effet, en général les composés de l’uranium les plus solubles sont moins toxiques au niveau des poumons et plus toxiques au niveau des organes distants du fait de leur meilleure absorption des poumons vers le sang et de leur transport vers les organes distants.
Les effets systémiques pour l’inhalation ont été étudiés chez les mineurs, qui présentent des atteintes aux poumons. Cependant ces résultats ne sont pas probants, car les mineurs étaient également dans une atmosphère riche en radon et en autres composés toxiques (fumée de cigarette, solvants, …).
D’autres études, sur les animaux, ont montré que l’accumulation dans les poumons de particules contenant de l’uranium insoluble provoquait des lésions graves aux poumons, lésions supposées d’origine mécanique ou dues à des réactions chimiques avec les tissus.
Des expositions intenses par inhalation à des aérosols contenant de l’uranium soluble montrent également des lésions aux poumons.
Chez l’animal, les reins sont le principal organe cible des effets toxiques de l’uranium, en particulier pour les composés de l’uranium les plus solubles. L’action toxique de l’uranium est liée à son accumulation dans l’épithélium des tubes rénaux qui entraîne une nécrose cellulaire et une atrophie des tubes rénaux limitant la capacité de réabsorption des tubes rénaux chez l’homme et l’animal. Les effets toxiques sur les reins chez l’animal peuvent être également observés chez l’homme à des doses d’exposition plus importantes. Cependant, des études épidémiologiques chez des travailleurs n’ont pas montré d’augmentation significative du taux d’affections rénales.
Un certain nombre d'études épidémiologiques des populations exposées à l'uranium par ingestion d’eau potable ont montré une corrélation avec de la présence de phosphatase alkaline et de -microglobuline dans les urines avec des faibles modifications de fonction tubulaire proximale.
Dans toutes les études réalisées, la part de toxicité purement chimique et radiologique n’est pas clairement définie.
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Effets cancérogènes
Bien que l’incidence de cancers du poumon soit plus élevée pour les mineurs dans les mines d’uranium, les effets cancérogènes de l’uranium pour ses effets chimiques sur l’homme n’ont pas pu être prouvés, du fait de la présence d’autres composés cancérogènes dans les milieux d’exposition (notamment radon, fumée de cigarette).
Aucune étude spécifique à l’uranium n’a été menée sur l’homme ou sur l’animal.
Effets génotoxiques – Effets sur la reproduction et le développement
Les études conduites chez les mineurs d’uranium ont montré des délétions d’ADN dans les cellules sanguines, qui ne sont pas forcément imputables aux seuls effets chimiques de l’uranium.
4.7 Zinc
Sources : INERIS, version n°2, mars 2005 ; ATSDR, Toxicological Profile, August 2005 ; OMS, Environmental Health Criteria n°221, 2001
N°CAS : 7440-66-6
Le zinc est l’un des éléments les plus ordinaires dans la croûte terrestre. Il est retrouvé dans l’air, les sols et l’eau, et est présent dans l’alimentation. Sous sa forme élémentaire (ou métallique), le zinc est un métal bleu-blanc et brillant. Le zinc en poudre est explosif et peut s’enflammer s’il est stocké dans un endroit humide.
Le zinc métallique a plusieurs utilisations dans l’industrie. Une des utilisations principales est le revêtement de l’acier et du fer, ainsi que d’autres métaux pour empêcher la rouille et la corrosion ; ce procédé s’appelle la « galvanisation ». Le zinc métallique est également mélangé à d’autres métaux pour former des alliages tels que le laiton et le bronze. Un alliage de zinc et de cuivre est utilisé pour fabriquer les pièces de monnaie aux Etats-Unis. Le zinc métallique est également utilisé pour fabriquer des batteries sèches.
Le zinc peut également être combiné à d’autres éléments, tels que le chlore, l’oxygène, et le sulfure pour former des composés du zinc. Les composés du zinc qui peuvent être rencontrés sur les sites de déchets dangereux sont le chlorure de zinc, l’oxyde de zinc, le sulfate de zinc, et le sulfite de zinc. La plupart du minerai de zinc est rencontré naturellement dans l’environnement sous la forme de sulfite de zinc. Les composés du zinc sont largement utilisés dans l’industrie. Le sulfite de zinc et l’oxyde de zinc sont utilisés dans les peintures blanches, les céramiques et d’autres produits. L’oxyde de zinc est également utilisé pour produire du caoutchouc. Les composés du zinc, tels que l’acétate de zinc, le chlorure de zinc et le sulfate de zinc, sont utilisés pour conserver le bois et pour fabriquer et teindre les tissus. Le chlorure de zinc est aussi le principal ingrédient pour la fumée des bombes fumigènes. Les composés du zinc sont utilisés par l’industrie pharmaceutique comme ingrédients dans certains produits ordinaires tels que les suppléments de vitamines, la crème solaire, les crèmes pour érythèmes, les déodorants, les préparations pour mycoses, les préparations pour l’acné et l’urticaire, et les shampoings anti-pelliculaires.
Le zinc est omniprésent dans les échantillons environnementaux et biologiques. Les concentrations dans les sédiments, les sols et l’eau douce sont fortement déterminées par les influences géologiques et anthropogéniques locales et donc varient de manière substantielle. Les concentrations ubiquitaires du zinc naturel sont généralement moins de 0,1-50 µg/L dans l’eau douce, 0,002-0,1 µg/L dans l’eau de mer, 10-300 mg/kg de poids
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sec dans les sols, jusqu’à 100 mg/kg de poids sec dans les sédiments et jusqu’à 300 ng/m3 dans l’air.
Devenir dans l’organisme
Le zinc est un métal essentiel, c’est à dire nécessaire en quantité généralement faible, à la vie d’un grand nombre d’organismes. L’exposition de la population au zinc se fait principalement par ingestion. La prise moyenne journalière de zinc par l’alimentation varie de 5,2 à 16,2 mg. L’alimentation peut contenir des teneurs en zinc allant d’environ 22 ppm (ex : légumes à feuilles) à 29 ppm (viandes, poissons, volailles). Le zinc est également présent dans l’eau potable.
La pénétration du zinc dans l'organisme se fait principalement par voie orale (via la nourriture). En milieu professionnel, l'exposition par inhalation peut être également importante. La voie cutanée reste marginale, bien que le zinc fasse partie de certaines préparations pharmaceutiques ou cosmétiques. Le taux d'absorption du zinc inhalé n'est pas connu mais dépend de la taille et de la solubilité des particules. Chez l'homme, le taux d'absorption du zinc, pris en complément alimentaire, varie de 8 à 81 % et dépend de la quantité et de la qualité de la nourriture ingérée. Des personnes non carencées en zinc absorbent environ 20 à 30 % du zinc ingéré. Ce taux est augmenté en cas de carence. Par ailleurs, la présence de protéines en facilite l'absorption. Par voie cutanée, le taux d'absorption n'est pas connu. Il dépend vraisemblablement de l'état de la peau et du solvant utilisé. Le zinc absorbé est transporté de façon active au niveau du plasma. Il est en majorité complexé à des ligands organiques tels que l'albumine ou certains acides- aminés. Sous cette forme, le zinc est facilement échangeable et peut se lier à diverses protéines tissulaires dont les métallothionéines dans le foie et les reins. Le zinc se répartit de façon non sélective dans les différents organes et tissus. Le zinc est excrété à la fois dans les urines et les fèces.
Effets systémiques
Par inhalation
L’environnement complexe rencontré par les ouvriers dans les usines de galvanisation et de tôlage a pour résultat une exposition à une variété de composés, comprenant le zinc et ses composés. Des cas occasionnels d’asthme professionnel ont été rapportés parmi les employés utilisant des fondants à soudure souples contenant du chlorure d’ammonium et du chlorure de zinc. Une relation causative avec le zinc n’a pas pu être établie. Le cas le plus suggestif était un sujet qui avait développé des symptômes de l’asthme 2,5 ans après avoir été employé dans une usine où les métaux étaient galvanisés dans du zinc chauffé.
L’inhalation d’oxyde de zinc est plus susceptible de se produire dans des situations de travail où la fonte ou la soudure de zinc sont réalisées. Des particules ultrafines d’oxyde de zinc (0,2–1,0 µm) proviennent du chauffage du zinc au-delà de son point d’ébullition dans une atmosphère oxydante. Au cours de l’inhalation, ces petites particules (moins de1 µm) atteignent les alvéoles et provoque une inflammation et des dommages des tissus dans la zone des poumons.
Une leucocytose persistant pendant environ 12 heures après dissipation de la fièvre est une des caractéristiques de la fièvre des fondeurs. De tels effets ont été observés dans un certain nombre d’études de cas sur l’exposition professionnelle et expérimentale de l’homme aux émanations d’oxyde de zinc.
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Par ingestion
L’ingestion de zinc ou de composés contenant du zinc a pour résultat une variété d’effets sur les systèmes gastro-intestinal et hématologique et des altérations du taux de lipides dans le sang chez l’homme et l’animal. De plus, des lésions ont été observées sur le foie, le pancréas et les reins des animaux. Aucune étude n’a été trouvée concernant les effets respiratoires, oculaires ou métaboliques chez l’homme ou l’animal après une exposition par ingestion au zinc. Cependant, la plupart de ces études concerne une exposition aiguë et non une exposition chronique.
Suite à une exposition à long terme à des doses plus faibles (~0,5–2 mg zinc/kg/jour) de composés du zinc, les symptômes observés ont généralement pour résultat une absorption diminuée du cuivre provenant de l’alimentation, entraînant des symptômes précliniques de carence en cuivre. La manifestation la plus notable de la diminution des taux de cuivre est l’anémie, qui se manifeste par un nombre diminué d’érythrocytes ou d’hématocrites. L’administration de zinc à forte dose a également pour résultat des diminutions du nombre et de la fonction des leucocytes. Une consommation à long terme de zinc en excès peut aussi provoquer une diminution des réserves de fer.
Des modifications des paramètres hématologiques ont été observées chez l’homme et l’animal après une exposition subchronique ou chronique au zinc ou à ses composés. L’administration à long terme (1-8 ans) de suppléments de zinc peut provoquer une anémie chez l’homme.
Par contact cutané
Dans la plupart des cas, une exposition par contact cutané au zinc ou à ses composés n’a pas provoqué d’effets toxiques notables. L’oxyde de zinc est couramment utilisé pour les applications topiques comprenant les crèmes solaires et les crèmes destinées à la cicatrisation. Cependant, l’exposition par contact cutané au chlorure de zinc, et dans une moindre mesure aux sels de zinc, peut causer une sévère irritation cutanée, caractérisée par une parakératose, une hyperkératose, des changements inflammatoires dans l’épiderme et le derme superficiel, et une acanthose de l’épithélium folliculaire.
Effets cancérogènes
Les études réalisées en milieu professionnel et correspondant à des expositions par inhalation, n'ont pas montré d'augmentation significative de l'incidence des cancers en relation avec l'exposition au zinc.
Effets génotoxiques - Effets sur la reproduction et le développement
Aucune étude n’a été trouvée concernant les effets sur la reproduction chez l’homme après une exposition par inhalation au zinc. Les femmes enceintes supplémentées en sulfate de zinc durant les six derniers mois de grossesse n'ont pas présenté de troubles de la reproduction.
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Tableau I1 : Valeurs toxicologiques de référence pour une exposition chronique par inhalation
VTR pour les effets à seuil VTR pour les effets sans seuil Composés N°CAS CAA Facteur ERUI Effets critiques Référence Effets critiques Référence µg/m 3 d'incertitude (µg/m 3 ) -1 Diminution des fonctions intellectuelles chez Arsenic 7440-38-2 1,5E-02 30 OEHHA, 11/2008 (Avis de l'INERIS, 2010) 4,3E-03 Cancer du poumon IRIS, 04/1998 (Avis de l'INERIS, 2010) des enfants de 10 ans
Baryum 7440-39-3 1,0E+00 100 - RIVM, 03/2001 (Avis de l'INERIS, 2015) -
METAUX Fer 7439-89-6 - - ATSDR, 09/2012, pour les particules Manganèse 7439-96-5 3,0E-01 100 Effets neurologiques - respirables ATSDR, 02/2013, pour les sels solubles Uranium 7440-61-1 4,0E-02 100 Effets rénaux - (particules)
Sources consultées en mai 2017
VTR : Valeur Toxicologique de Référence CAA : Concentration Admissible dans l'Air ERUI : Excès de Risque Unitaire pour l'Inhalation
Projet n°46315441 Référence BDX-RAP-16-00955 AREVA Mines - Site d'Henriette, Haute-Vienne Interprétation de l'état du site et de son environnement
Tableau I2 : Valeurs toxicologiques de référence pour une exposition chronique par ingestion
VTR pour les effets à seuil VTR pour les effets sans seuil
Composés N°CAS DJA Facteur ERUo Effets critiques Référence Effets critiques Référence mg/kg/jour d'incertitude (mg/kg/jour) -1 ATSDR, 08/2007 Hyperpigmentation, kératose et L'INERIS retient, en 2010, la valeur proposée par FoBiG 2009 (0,00045 IRIS, 04/1998 (As inorganique, pour l'alimentation) (Avis de Arsenic 7440-38-2 3,0E-04 3 1,5E+00 Cancer cutané possibles complications vasculaires mg/kg/j), toutefois, cette base de donnée n'étant pas listée par la note l'INERIS, 2011) d'information, cette valeur n'est pas retenue.
Baryum 7440-39-3 2,0E-01 300 Effets rénaux ATSDR, 08/2007 (Avis de l'INERIS, 2015) -
Fer 7439-89-6 8,0E-01 - Pas d'effets observés OMS, JECFA, 1983 et GDWQ, 2011 (PMTDI) - METAUX 1,4E-01 3 Nécroses cellulaires IRIS, 11/1995 (exposition alimentaire) (Avis de l'INERIS, 2011)
Manganèse 7439-96-5 IRIS, 11/1995 (exposition non alimentaire : eau de boisson, sol) - 4,7E-02 3 Nécroses cellulaires (Avis de l'INERIS, 2011) Il est à noter que dans le cadre d'ingestion de sol et d'eau de boisson, un facteur modifiant de 3 est conseillé par l'INERIS.
Uranium* 7440-61-1 6,0E-02 10 Effets rénaux OMS, GDWQ, 2011 -
Sources consultées en mai 2017 * Pour l'uranium, la VTR est exprimée en mg/j
VTR : Valeur Toxicologique de Référence DJA : Dose Journalière Admissible ERUo : Excès de Risque Unitaire pour la voie Orale
Projet n°46315441 Référence BDX-RAP-16-00955 AREVA Mines - Site d'Henriette, Haute-Vienne Interprétation de l'état du site et de son environnement
Tableau I3 : Valeurs toxicologiques de référence pour une exposition aiguë par ingestion
VTR - Exposition aiguë
Composés N° CAS DJA Facteur Effet critique Référence mg/kg/jour d'incertitude
Arsenic 7440-38-2 5,0E-03 10 Œdème facial et symptomes gastrointestinaux ATSDR, 08/2007
ATSDR, 08/07, valeur pour une Baryum 7440-39-3 2,0E-01 300 Effets rénaux exposition subchronique
Fer 7439-89-6 -
Manganèse 7439-96-5 -
Uranium 7440-61-1 2,0E-03 100 Toxicité lors du développement fœtal ATSDR, 02/2013
Sources consultées en mai 2017 VTR : Valeur Toxicologique de Référence DJA : Dose Journalière Admissible
Projet n°46315441 Référence BDX-RAP-16-00955 AREVA Mines - Site d'Henriette, Haute-Vienne Interprétation de l'état du site et de son environnement
Tableau I4 : Pouvoirs cancérigènes des substances
Pouvoir cancérigène
Composé CAS IRIS / EPA IARC UE Classification de 1986 Autres Classifications
Arsenic 7440-38-2 A - 1 -
Baryum 7440-39-3 - - - -
METAUX Fer 7439-89-6 - - - -
Manganèse 7439-96-5 D - - -
Uranium 7440-61-1 - - - -
Sources consultées en mai 2017 Définitions des classifications du pouvoir cancérogène d'une substance : - : Donnée non disponible Classement européen CLP (Classification, Labelling and Packaging) Catégorie C1A ou M1A ou R1A : substances dont le potentiel cancérogène, mutagène ou toxique pour la reproduction pour l’être humain est avéré. Catégorie C1B ou M1B ou R1B: substances dont le potentiel cancérogène, mutagène ou toxique pour la reproduction pour l’être humain est supposé. Catégorie C2 ou M2 ou R2 : substances dont le potentiel cancérogène, mutagène ou toxique pour la reproduction pour l’être humain est suspectée.
OMS (CIRC/IARC) Groupe 1 : l’agent (ou le mélange) est cancérogène pour l'homme, preuves suffisantes de l'effet cancérogène chez l'homme. Groupe 2A : l’agent (ou le mélange) est probablement cancérogène pour l'homme, preuves suffisantes de l'effet cancérogène chez l'animal mais preuves insuffisantes ou pas de preuve de l'effet cancérogène chez l'homme. Groupe 2B : l’agent (ou le mélange) est peut-être cancérogène pour l'homme, preuves limitées de l'effet cancérogène chez l'animal et données insuffisantes ou pas de données pour l'homme. Groupe 3 : l’agent (ou le mélange) est inclassable quant à sa cancérogénicité pour l’homme, pas de preuve d'effet cancérogène sur l'homme. Groupe 4 : l’agent (ou le mélange) n’est probablement pas cancérogène pour l’homme.
US EPA (Guidelines, 1986) Classe A : substance cancérogène pour l'homme, preuves évidentes de l'effet cancérogène de la substance, notamment établies par des études épidémiologiques. Classe B : substance probablement cancérogène pour l'homme : preuves suffisantes de l'effet cancérogène du composé chez l'animal
Projet n°46315441 Référence BDX-RAP-16-00955