Evaluation détaillée des risques sur les eaux souterraines

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Evaluation détaillée des risques sur la santé humaine

L’analyse des résultats obtenus démontre clairement que l’étendue de la gravité des problèmes environnementaux dans cette région, notamment la pollution par le chrome, affecte les eaux superficielles et souterraines et, par conséquence, la santé publique. L’évaluation des risques élaborée ici a pour objectifs de: (1) identifier les différents types de risques qui peuvent découler de la pollution; (2) quantifier ces risques; (3) définir les objectifs de réhabilitation pour mettre en conformité le site vis-à-vis de la réglementation sur l’environnement; et (4) déterminer les actions qui vont réduire le risque pour le rendre acceptable (la stratégie de réhabilitation).

Toxicité du Chrome :

Le métal lui même n’est pas toxique, mais les sels de chrome trivalent et surtout l’acide chromique et ses sels sont des poisons. Le cation Cr3+ se fixe sur l’hémoglobine et les protéines du plasma (BRGM, 2000a). L’acide chromique, les bichromates et les chromates attaquent la peau et les voies respiratoires, provoquant des ulcères, des dermatoses, de l’irritation chronique, de graves lésions telles que la perforation de la cloison nasale. Pour l’homme, la dose mortelle de bichromate de potassium, poison méthémoglobinisant, est de 0,25 à 0,30 g. Les chromates jouissent de propriétés bactéricides. Le Chrome est également très dangereux lorsqu’il apparaît sous la forme héxavalente (Cr6+), il peut provoquer le cancer des poumons chez l’homme (BRGM, 2000b ; BRGM, 2001).

Évaluation détaillée des risques du Chrome sur la santé humaine :

Elle est basée sur:
(1) La définition des concentrations d’exposition où la première phase de l’analyse détaillée des risques consiste à estimer les concentrations du chrome présent dans le site aux différents points d’exposition (la concentration employée est la concentration moyenne observée dans les terres qui est égale à 658 mg /kg);
(2) L’estimation des doses d’exposition où la dose journalière d’exposition (DJE) est la dose de substance reçue par l’organisme rapportée au poids de l’individu et au nombre de jours d’exposition. Elle a pour but de définir une quantité de polluant administrée, exprimée en mg/kg/j. Le calcul de la DJE pour les différents scénarios d’exposition se déroule toujours en appliquant les mêmes équations adaptées pour chacune des voies d’exposition. Ces équations se présentent de la manière suivante: DJE= C×Q×Fsp×De×Fe P×t
avec : DJE : Dose journalière exposée (mg/kg.j) ;
C : concentration dans le milieu d’exposition (mg/ kg).
Q : quantité ingérée (kg).
Fsp : facteur d’absorption.
De : durée d’exposition (années).
Fe : fréquence d’exposition (j / an).
P : poids de l’individu (Kg).
t : période de temps sur la quelle l’exposition est moyennée (jours).
L’équation utilisée pour le calcul de la dose journalière d’exposition due au contact dermique avec le sol est basée sur des hypothèses de fraction de peau exposée, de la fraction du sol qui adhère à la peau et des propriétés de la peau à absorber le composant chimique. La DJE pour la voie d’exposition par contact dermique est estimé par l’équation suivante : DJE = Cs x Sa x Fs x SL x 0,000001 x EF x Z / Bw x 365
avec : DJE : Dose journalière exposée(mg/kg.j) ;
Cs : Concentration du composé dans le sol (mg/kg) ;
Sa : Surface de peau (cm²) ;
Fs : Facteur d’adsorption ;
SL : Facteur climatique (sans dimension) ;
EF : Fréquence d’exposition (j/an) ;
Z : Poids du corps (kg) ;
Bw : Fraction de peau exposée.
La dose journalière acceptable (DJA) est la quant ité de substance chimique que peut ingérer un homme par jour, au cours de sa vie, sans aucun risque appréciable pour sa santé.

Schématisation des mécanismes d’écoulement et de transport :

Plusieurs pompages d’essai ont été réalisés pour identifier les caractéristiques hydrodynamiques de l’aquifère. La transmissivité varie de 106 et 103 m2.s1 . Les perméabilités oscillent autour 104 m s1 , les valeurs les plus élevées sont localisées au voisinage des oueds Meboudja et Seybouse ce qui, par conséquent, peut favoriser les interactions ouednappe. Les eaux de surface de l’oued Meboudja, véhiculant une quantité importante de polluants, peuvent s’infiltrer et souiller les eaux souterraines. L’examen des données physicochimiques montre que le processus le plus important qui régit le transport de masse dans les eaux souterraines est l’advection. La dispersion longitudinale est relativement significative par contre la dispersion transversale pourrait être négligée. La concentration en chrome a été choisie pour une étude détaillée du risque sur les ressources en eau à l’aide du modèle de transport parce que: (a) elle a montré une évolution régulière des concentrations entre 1,250,06 mg.l 1 le long du parcours de l’oued Meboudja; et (b) les concentrations en chrome dans les eaux souterraines sont uniformes et oscillent en général autour de 0.02mg l1 . Les données introduites dans le modèle peuvent être résumées comme suit :
• les rejets dans l’oued Meboudja sont pris en considération en tenant compte des concentrations mesurées en différents points de mesure dans l’oued, de l’usine jusqu’à sa confluence avec l’oued Seybouse;
• les limites du modèle correspondent approximativement aux limites du sous bassin versant de l’oued Meboudja;
• la recharge pluviale se produit verticalement à partir de la surface du sol;
• les pompages en continu effectués dans les ouvrages captant la nappe superficielle ont provoqué un appel d’eau de l’oued Meboudja en particulier dans les secteurs de SidiAmar ;
• dans certains secteurs la concentration en chrome des eaux souterraines est presque identique à celle des eaux de surface, en particulier le cas du secteur de Pont Bouchet;
• les rejets dans l’oued Meboudja ont été considérés comme une source de pollution diffuse tout au long de son parcours jusqu’à la confluence avec la Seybouse.

Modèle des écoulements souterrains:

Pour résoudre les équations de transport de masse, le modèle utilise les approximations de l’équation d’advectiondispersion (7). Il s’agit ensuite d’affecter des conditions aux limites en assignant des concentrations sur toutes les mailles de bordure du domaine discrétisé.
L’infiltration à partir de l’oued Meboudja a été simulée en assignant une recharge additionnelle au modèle. Une concentration constante a été affectée en différentes sections de l’oued Meboudja en tenant compte de la distribution géographique des concentrations obtenues dans les eaux souterraines lors des campagnes de prélèvements. Les relevés piézométriques de février 1999 ont été utilisés pour résoudre l’équation d’écoulement en régime permanent. Le champ des vitesses obtenu est utilisé pour la simulation du transport masse pour chacun des essais réalisés.
Le domaine discrétisé comporte 40 lignes et 40 colonnes de 200 m de coté sur une seule couche (nappe superficielle) couvrant un domaine de 8000 x 8000 m. La couche étudiée est contenue dans les alluvions de 10 à 15 m d’épaisseur le long de l’oued Meboudja. La recharge de la nappe est estimée à 100 mm par an. L’infiltration continue des rejets de l’oued Meboudja a été assignée en tant que recharge additionnelle dans le modèle. La première étape du modèle est la simulation des écoulements souterrains. La répartition des lignes de courant et par conséquent le champ des vitesses n’est pas affecté par la migration du polluant car la densité et la viscosité des eaux souterraines polluées est presque identique à celles des eaux non contaminées dans le secteur. L’équation d’écoulement est donc résolue indépendamment de l’équation de transport de masse. De plus, les relevés piézométriques dans le secteur indiquent que les gradients hydrauliques ne changent pas de manière significative avec le temps. On peut donc considérer que l’écoulement souterrain est en état d’équilibre et les lignes de courant ont été calculées par Visual MODFLOW (Guiger et Frantz, 1996) utilisant le Pack Slice Successive Over Relaxation (SSOR) (McDonald and Harbaugh, 1988). Le calage du modèle d’écoulement a été effectué par un simple procédé manuel d’essaierreur jusqu’à l’o btention d’une superposition correcte des données mesurées et calculées (fig. 6). Les critères employés pour juger de la fiabilité des résultats sont l’erreur moyenne, l’erreur moyenne absolue et la racine carrée de l’erreur quadratique moyenne calculée sur 10 puits d’observation. Les valeurs obtenues sont respectivement de 0,14; 3,2 et 3,6 m.

Modèle de transport de masse:

Le modèle MT3D (Zheng, 1990) a été utilisé pour la simulation de transport de masse dans la nappe (convection, dispersion et réactions chimiques). Ce modèle est en prise directe avec le logiciel MODFLOW de l’United States Geological Survey (USGS) qui prend en charge la modélisation des écoulements souterrains en différences finies. Les valeurs de dispersivité dans les directions x, y et z sont prises égales respectivement à 10, 1 et 0,1 m (Kimbrough et al. 1999; Domenico et Schwartz, 1990; Tevissen, 1993). La tendance pour que αL soit environ 10 fois plus grande que αT et 100 fois αZ est en conformité avec les concentrations observées dans le secteur. La concentration initiale en chrome assignée dans le reste du secteur est d’environ 0.02 mg.l1 . La diminution progressive des concentrations en chrome en s’éloignant de l’oued Meboudja traduit une recharge relativement constante du polluant à partir de l’oued. Ainsi, une concentration constante en chrome a été assignée aux différents noeuds de l’oued Meboudja, avec une valeur de 1.25 mg.l1 à la source (au niveau des rejets de l’usine Mittal steel) près du Sidi Amar et 0.06 mg.l1 au niveau de sa confluence avec l’oued Seybouse. Les courbes d’égales concentrations établies pour l’année 2005 (fig. 5) indiquent que les particules suivent le sens d’écoulement traduisant la prédominance du processus d’advection dans la migration du polluant.
La migration des polluants liés aux rejets dans l’oued Meboudja a pu être identifiée pour la période allant de 1999 à 2005. La propagation du chrome, pendant les 6 dernières années, s’étend sur une largeur de près de 600 m de part et d’autre de l’oued Meboudja (fig. 7). Les écarts entre les concentrations calculées et mesurées sont vraisemblablement dues aux hypothèses relatives: (1) aux pompages considérés comme uniforme sur l’ensemble des puits, et (2) à la concentration affectée à l’ensemble des nœuds de l’oued Meboudja considérée comme étant une source diffuse, ce qui est difficile à identifier compte tenu de la complexité des interactions entre l’oued et la nappe.
0.05 : Courbes d’égale concentration

Développement du modèle conceptuel et du diagramme d’exposition

Les données acquises sur la contamination des sols et des eaux superficielles et souterraines ont été utilisées pour élaborer le schéma conceptuel et pour identifier les différents scénarios d’exposition selon la terminologie utilisée pour l’évaluation des risques (USEPA, 1989 ; ASTMRBCA, 1998 ; CARACAS, 1998). La combi naison des résultats de l’étude hydrogéologique et ceux de l’analyse des données physicochimiques du sol et des eaux souterraines a permis d’obtenir le modèle hydrogéologique conceptuel de la figure 8. Cette figure récapitule l’ensemble des informations relatives à l’hydrogéologie du secteur étudié et à l’extension de la contamination des eaux. L’examen de figure 8 permet de faire les constatations suivantes : (a) la contamination par les métaux lourds du sol à proximité du complexe industriel induite par le stockage des déchets directement sur le sol; et (b) la percolation des contaminants véhiculés par les déchets lessivés par les précipitations et par les eaux de surface (source primaire d’exposition) pour atteindre le sol environnant (source secondaire d’exposition) et la nappe superficielle. Les résultats expérimentaux de ce travail mettent en évidence des interactions assez marquées entre l’oued Meboudja et la nappe.

Etude hydrogéochimique et identification de la pollution

Pour évaluer la pollution des eaux souterraines due aux rejets de la décharge, un suivi bimensuel durant une année a été réalisé pour les paramètres physiques (piézomètrie, T°, pH, et CE) et les métaux lourds. Les analyses géochimiques effectuées se rapportent aux points d’eau situés dans la plaine (environ 30 puits) et aux lixiviats provenant de la décharge. Les résultats montrent une importante charge polluante véhiculée par les lixiviats de la décharge (Fer = 1243,89 mg/l, CE = 33220 S/cm). Pour l’étude des c aractéristiques organiques (DBO5), deux prélèvements ont été effectuées : Octobre 2005 et Juin 2006.
Le traitement des résultats des analyses chimiques par différentes méthodes (diagrammes, cartographie…) a montré une dégradation qualitative importante des eaux souterraines, particulièrement dans les secteurs situés en aval de la décharge. Dans ces zones polluées, nous avons observé les valeurs suivantes : CE supérieure à 5 mS/cm ; 7.51 ; 3.26 ; 0.63 ; 25.23 et 9.43 mg/l respectivement pour le Zinc, Chrome, Plomb, Cuivre et le Fer. Ces concentrations dépassent largement les valeurs standard pour l’eau potable.

Matériels et méthodes

Les paramètres physiques; la température, le pH, et la conductivité électrique sont mesurés in situ, à l’aide d’un appareil multi paramètres de marque WTW 197i, pour la piézomètrie on mesure la cote par une sonde piézométrique.
Les métaux lourds sont dosés au laboratoire de la faculté des sciences de la terre de l’université de Badji Mokhtar Annaba, par spectrophotomètre à absorption atomique à flamme.
Les prélèvements d’eau ont été effectué dans les puits captant la nappe, dans l’oued El Ghereg, l’oued Zied et dans trois points caractérisant les eaux des lixiviats de la décharge elle même.

Interprétation des résultats :

Les caractéristiques physiques :

La température :

La température varie entre 15,1°C et 23,2°C, le maximum est observé au point P9 durant le mois d’Octobre, le minimum au point P16 durant le mois de Février. La température de l’eau des puits et des lixiviats augmente en général en passant de Février vers Octobre.

Le pH :

Les valeurs du pH varient entre 6,21 et 8,33 pour les eaux de la nappe, le pH le plus acide est mesuré au point P1 pendant le mois d’octobre alors que le pH le plus basique est mesuré au point P16 pendant le même mois. Pour le pH des lixiviats, il est trop basique ; le maximum est observé au point Lix.2 durant le mois de Juin, le minimum au point Lix.3 en Février.

La conductivité électrique (CE) :

La valeur maximale de la conductivité est enregistrée au point P19 au centre de la plaine avec 4250 S/cm (effet de la stagnation des eaux), le minimum est enregistré au point dénommé source, à l’amont de la décharge (692 S/cm). Au ni veau des points qui se trouvent dans la zone limitrophe de la décharge (P7, P2, P1, P6, P3, et P5) la CE est élevée, mais elle va diminuer progressivement en s’éloignant de la décharge.
La conductivité des lixiviats est très forte ce qui est très important pour la qualité des eaux de la nappe, car ces lixiviats sont déversée directement dans les eaux de l’oued Gouilla.
Les valeurs les plus faibles sont observées au point Lix3 avec 21600 S/cm et la plus forte valeur est enregistré au point Lix2 avec 37370 S/cm (fig.12).

Le Cadmium et sa toxicité

Le cadmium est notamment présent dans l’eau de boisson, les aliments, la fumée de cigarette. Il présente de fortes capacités à se retrouver dans les fumées et s’accumule après inhalation. La demivie biologique chez l’homme est estimée à 20 ans ; les principaux sites d’accumulation et de toxicité sont les reins et le foie. Il a été mesuré une forte relation entre les concentrations de cadmium et de zinc dans le foie, cette affinité ne se retrouvant pas dans les reins. Le cadmium s’accumule dans d’autres organes tels que la rate, le cerveau, les poumons, le muscle, le sang. La toxicité du cadmium est liée à la perturbation du métabolisme du zinc et secondairement d’autres éléments essentiels tels que le calcium, le fer et le cuivre. Le cadmium est aussi considéré comme un agent carcinogène (Waalkes, 2000).
Toxicité aiguë due au Cd : Une exposition de courte durée à de fortes concentrations de poussières ou de fumées, de composés de cadmium est responsable de troubles gastro intestinaux (nausées, vomissements, diarrhée). Ces troubles peuvent, dans les cas sévères, se compliquer d’une déshydratation grave de l’organisme. De même qu’elle peut provoquer des troubles pulmonaires graves.
Toxicité chronique due au Cd : Des expositions prolongées et à de faibles doses survenant suite à une ingestion du cadmium dans l’alimentation, le tabagisme ou l’exposition professionnelle engendrent l’accumulation du cadmium dans les reins et l’augmentation du risque de cancérogénicité des sels de cadmium.

Le Cuivre : Toxicité et norme.

En milieu professionnel peuvent produire des dermites, des troubles digestifs, des irritations pulmonaires.
Les sels de cuivre solubles sont toxiques par ingestion : Ils peuvent provoquer des intoxications graves avec vomissement et syndrome dysentérique. L’inhalation des fumées de cuivre est responsable de la « fièvre du fondeur » qui s’accompagne d’une fatigue, de douleurs diffuse et de maux de tête.
Pour l’eau destinée a la consommation humaine, l’OMS recommande, une valeur guide provisoire de 2mg/l compte tenue des incertitudes de la toxicité du cuivre pour l’homme.

Le Plomb : Toxicité et norme

Il faut noter que depuis l’antiquité le plomb étant largement utilisé pour la fabrication des tuyauteries de distribution d’eau, il en résulte de nombreuses intoxications d’origine hydrique. L’intoxication chronique, la plus fréquente a surtout une origine professionnelle, l’intoxication alimentaire étant beaucoup plus rare.
L’inhalation ou l’ingestion de particules de peinture à base d’oxydes de plomb ou de cérusite par les peintres ou les occupants de logements insalubres notamment des enfants en basâge, peut être la source de graves contaminations.
L’absorption de particules et composés chargés en plomb par voies respiratoires et cutanées est particulièrement sévère, voir irréversibles. Les intoxications touchent de nombreuses fonctions vitales. L’insolubilité de la majorité des composés du plomb limite la quantité retenue dans l’organisme à environ 10 % de la totalité ingérée. Lorsque le plomb pénètre dans le milieu sanguin, le métal est rapidement mobilisé à plus de 95 % par les érythrocytes puis distribué dans tous les organes mous. Il s’accumule ainsi dans le foie, les reins, le cerveau, le cœur et seuls 3 % environ restent dans le plasma sanguin. En l’absence de voie d’excrétion, il se dépose à raison de 90 % dans les os sous la forme de phosphates insolubles où il s’insère dans le principal constituant des tissus osseux. Le plomb constitue par ailleurs un poison du système nerveux, et peut provoquer des dommages irréversibles dans le développement de l’enfant.
L’OMS, dans ses dernières recommandations, indique comme valeur guide 0.01 mg/l, les directives du conseil des communauté européennes fixent pour les eaux superficielles destinées à la production d’eau alimentaire un niveau guide de 0.05 mg/l, et pour les eaux destinées à la consommation humaine, une concentration maximale admissible de 0.05 mg/l et précise que dans le cas de canalisation en plomb, la teneur en plomb ne devrait pas être supérieure à 0.05 mg/l dans un échantillon prélevé après écoulement.

Le Zinc : Toxicité et norme.

D’un point de vue physiologique et sans que la toxicité puisse entrer en jeu, il apparaît surtout que la quantité de zinc tolérable dans l’eau est rapidement limitée par le goût désagréable des sels de zinc (au dessus de 5 à 10 mg/l).
Pour l’eau destinée à la consommation humaine, en raison de problèmes particuliers il est susceptible d’introduire une gène pour le consommateur (goût, ..). L’OMS recommande comme une valeur limite 3 mg/l, les directives du conseil des communautés européennes indiquent un niveau guide de 0.1 mg/l à la sortie des installation de pompage et un niveau guide de 5 mg/l après 12 heures de stagnation dans la canalisation et au point de mise à la disposition du consommateur. La réglementation française fixe comme valeur limite 5 mg/l.
Dans les eaux résiduaires de traitement de surface, le zinc est habituellement accompagné de plomb et de cadmium.

Résultats de l’EDR :

L’étude détaillée des risques est basée sur les 4 étapes suivantes :
. Définition des concentrations d’exposition ; Estimation des doses d’exposition (DJE) ; Etude des effets toxicologiques ;
. Estimation des risques.
. Ces quatre points sont détaillés dans les paragraphes qui suivent.

Table des matières

Introduction générale
1. Bref rappel de la problématique
2. Objectifs du projet
PARTIE I Impacts des rejets industriels sur la qualité du milieu et sur les eaux souterraines. Cas de la région d’Annaba (Algérie) 4-23
1. Introduction
2. Aperçus géologique et hydrogéologique
3. Matériel et méthodes
4. Résultats, analyse et interprétation
4.1 Evaluation détaillée des risques sur la santé humaine
4.1.1. Toxicité du Chrome
4.1.2. Évaluation détaillée des risques du Chrome sur la santé humaine
4.1.3. Conclusion
4.2. Evaluation détaillée des risques sur les eaux souterraines
4.2.1. Modélisation des écoulements souterrains et du transport de masse
4.2.2. Schématisation des mécanismes d’écoulement et de transport
4.2.3. Modèle des écoulements souterrains
4.2.4. Modèle de transport de masse
4.3. Développement du modèle conceptuel et du diagramme d’exposition
5. Conclusion
PARTIE II Évaluation de la qualité des eaux souterraines de la plaine de Oued Zied. Influences de la décharge de Berka Zerga (Annaba, Algérie) 24-56
1. Introduction
2. Aperçu hydroclimatique, géologique et hydrogéologique
3. Etude hydrogéochimique et identification de la pollution
3.1. Matériels et méthodes
3.2. Interprétation des résultats
3.2.1. Les caractéristiques physiques
3.2.1.1. La température
3.2.1.2. Le pH
3.2.1.3. La conductivité électrique (CE)
3.2.2. Les métaux lourds
3.2.2.1. Le Plomb
3.2.2.2. Le Zinc
3.2.2.3. Le Cuivre
3.2.2.4. Le Chrome
3.2.2.5. Le Fer
3.2.3. La DBO5
3.3. Evolution temporelle de la pollution
4. Application d’une évaluation détaillée des risques. Exemple : cas de la décharge de Berka Zerga
4.1. Etablissement du schéma conceptuel du site
4.1.1. Modèle conceptuel du site
4.1.2. Polluants susceptibles de causer un risque significatif
4.1.3. Identification des Cibles Potentielles
4.2. Évaluation de l’exposition
4.3. Évaluation de la toxicité des substances
4.3.1. Le Cadmium et toxicité
4.3.2. Le Cuivre : Toxicité et norme
4.3.3 Le Plomb : Toxicité et norme
4.3.4. Le Zinc : Toxicité et norme
4.4. Résultats de l’EDR
4.4.1. Définition des concentrations d’exposition
4.4.1.1. Concentration dans le sol
4.4.1.2. Concentrations accumulées dans les légumes
4.4.1.3. Concentration dans les tissus musculaires de la vache
4.4.1.4. Concentration dans le lait de vache
4.4.2. Estimation des doses d’exposition (DJE)
4.4.2.1. DJE pour l’ingestion de sol
4.4.2.2. DJE pour l’inhalation de poussières
4.4.2.3. DJE pour contact dermique avec le sol
4.4.2.4. DJE pour l’ingestion des légumes cultivés sur les sols pollués
4.4.2.5. DJE pour l’ingestion de viande bovine
4.4.2.6. DJE pour l’ingestion de lait de vache
4.4.3. Estimation des risques
4.4.3.1. Estimation du risque non cancérigène
4.4.3.2. Estimation du risque cancérigène
5. Conclusion
PARTIE III Evaluation du risque sur la santé humaine dans la zone Mercurielle d’Azzaba 
1. Introduction
2. Présentation de la région de Azzaba
2.1. Situation géographique
2.2. Contexte géologique, hydrogéologique et hydroclimatologique
2.3. Etude et interprétation de la piézométrie
2.4. Alimentation de l’aquifère alluviale
3. Matériel et méthode
3.1. Origines de Hg et S des gisements de mercure
3.2. Gisements de mercure
3.2.1. Gisement de mercure de Ras el Ma
3.2.2. Gisement de mercure d’Ismaël
3.2.3. Gisement de mercure de Fendek
3.2.4. Gisement de mercure de Guenicha
3.2.5. Gisement de mercure de Mra Sma
3.2.6. Gisement de mercure de Koudiet Sma
3.3. Description des sources de pollution
3.3.1. Conséquences de l’exploitation des gisements mercuriels sur l’environnement……
3.3.1.1. Aperçu sur l’usine du mercure
3.3.1.2. Les rejets du complexe
3.3.2. Pollutions générées
a) Pollution hydrique
b) Pollution atmosphérique
c) Pollution des sols irrigués au voisinage du complexe
4. Résultats et discussion
4.1. Evaluation des concentrations dans les milieux d’exposition
4.1.1. Concentration dans le milieu Eau
4.1.2. Concentration dans le milieu Sol
4.1.3. Concentration dans le milieu Bryophytes
4.1.4. Concentration dans le milieu Air
4.2. Evolution des teneurs en Hg dans les sols en fonction de la distance à l’usine émettrice
4.3. Les milieux récepteurs et voies d’exposition
4.4. Les facteurs d’exposition
4.5. Estimation du risque
4.5.1 Effets du mercure sur la santé
4.5.2 Effets du mercure sur l’environnement
4.6. Caractérisation des risques sanitaires
4.6.1. Quantification des risques sanitaires pour les effets à seuil
4.6.2. Quantification des risques sanitaires pour les effets sans seuil : effets cancérogènes
5. Conclusion
Conclusion générale et recommandations
Bibliographie

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