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Jusqu'au 1er janvier 2007, la surveillance opérationnelle des PM10 était réalisée en France par des systèmes de mesure automatique de type TEOM ou jauge Bêta. Or, comparés à la méthode de référence EN 12341, ces systèmes sous-estiment les concentrations de PM10. Il s’agit  un artefact connu, lié à la perte de composés volatils.Depuis le 1er janvier 2007, conformément à la législation européenne, la surveillance opérationnelle des PM10 est réalisée de manière à assurer l’équivalence avec la méthode de référence. Deux techniques de mesure sont utilisées en France :   le TEOM-FDMS de Thermo R&P ou  la jauge radiométrique MP101M-RST d’Environnement SA pour la mesure des PM10, le TEOM-FDMS de Thermo R&P pour la mesure des PM10 et des PM2.5. Toutes les stations de mesure de particules ne pouvant être immédiatement pourvues de tels appareils, une stratégie nationale transitoire, fondée sur le concept de site de référence, a été élaborée. Les sites de référence, équipés à la fois de l’ancien et du nouveau système de mesure, délivrent simultanément des données de PM10 non volatiles et de PM10. L’écart entre les deux variables est appelé « delta ». Sur les autres stations, la concentration de PM10 est déterminée en ajoutant à la concentration de PM10 non volatiles le delta d’un site de référence adéquatement choisi. On parle alors de mesure « ajustée ». Pour les années antérieures à 2007, aucune mesure ne permet de réaliser un tel ajustement. Une méthode de correction qui utilise la fraction volatile (nitrate d’ammonium) modélisée par le code de chimie-transport CHIMERE est en conséquence proposée. La nouveauté de ces approches implique que l’on en fasse un suivi régulier. Le présent bilan porte sur les données de particules recueillies en 2009. Il met à jour les bilans des années 2007 et 2008, dont il confirme les principales observations. Pour l’année 2009, 35 sites de référence disposant de données sur au moins 75% de l’année sont recensés. En moyenne par saison, la fraction volatile des PM10 représente, en masse, entre 26% (juillet-septembre) et 58% (janvier-mars) de la fraction non volatile, soit une moyenne de 40% sur l’année. Rapportée à la masse de PM10 totales, cette fraction volatile varie entre 21% (juillet-septembre) et 37% (janvier-mars), soit une moyenne de 29% sur l’année. La proportion de particules volatiles en hiver et au printemps est supérieure à celle des années précédentes. Elle peut être liée à des conditions météorologiques très propices à la condensation de nitrate d’ammonium et d’espèces organiques semi-volatiles en phase particulaire (hiver froid notamment). En moyenne sur les sites de référence, la prise en compte de cette fraction volatile augmente la concentration moyenne annuelle de PM10 d’environ 7 µg.m-3. L’effet sur les dépassements de valeurs limites est également sensible. Il est plus particulièrement manifeste lorsque les statistiques sont calculées sur l’ensemble des stations de mesure de PM10 . Le nombre de sites pour lesquels le seuil journalier de 50 µg.m-3 est dépassé plus de 35 fois dans l’année passe ainsi de 3 à 36. L’étude des PM2.5 est limitée par le petit nombre de stations mesurant à la fois des données de PM2.5 non volatiles et des données de PM2.5. Elle montre cependant la contribution significative de la fraction volatile aux dépassements des seuils réglementaires annuels.   En ce qui concerne la cohérence spatiale des deltas utilisés dans l’ajustement des concentrations, cette étude met en évidence : un ensemble relativement homogène, qui s’étend sur les régions Picardie, Ile-de-France, Normandie, Bretagne, Pays de Loire, Centre ; une zone très hétérogène : le pourtour méditerranéen ; Le reste de la France se laisse moins aisément caractériser, avec des similarités entre stations et des différences plus ou moins prononcées entre d’autres. Si les données suggèrent une influence possible de la typologie sur la fraction volatile, le petit nombre de stations de référence autres qu’urbaines (une station rurale et une station de trafic) ne permet pas de l’établir de façon certaine. Pour ce qui est des données antérieures au 1er janvier 2007, la méthode de correction conçue à l’aide du modèle CHIMERE consiste à ajouter deux termes à la concentration non volatile mesurée : le premier est le nitrate d’ammonium simulé par CHIMERE, le second est une fonction linéaire de la concentration non volatile. Les prélèvements et analyses chimiques effectués à l’occasion du programme CARA et la comparaison de CHIMERE avec ces données expérimentales ont en effet montré que le nitrate d’ammonium modélisé ne représentait pas nécessairement l’intégralité de la composante volatile. La méthode a été évaluée lors des travaux LCSQA de 2009. Les coefficients régionaux utilisés dans le second terme correctif sont ici mis à jour, afin de tenir compte de l’ensemble des  données de delta disponibles sur les sites de référence (années 2007 à 2009).Outre les développements destinés à un meilleur suivi des concentrations de particules, les méthodes de recherche de contributions de sources suscitent un intérêt croissant dans l’étude de la pollution particulaire. Elles ont pour objet d’identifier la part représentée par chaque type de source dans les concentrations observées. Elles favorisent une meilleure compréhension des phénomènes de pollution et peuvent être utiles à l’élaboration de plans d’action. Les approches sont variées. L’état des lieux proposé en seconde partie du rapport est consacré aux méthodes fondées sur la modélisation. Parmi celles-ci, on distingue les méthodes qui développent une approche mécanistique, plus complètes mais coûteuses, de celles qui procèdent par analyse de sensibilité, plus simples à mettre en oeuvre mais plus restreintes dans leur application. Comme aucune méthode ne prévaut actuellement, les études consistent souvent en la comparaison des résultats de plusieurs d’entre elles, et certaines s'accompagnent d'une analyse d'incertitude. L'INERIS s'engage de plus en plus dans cette problématique, à l’occasion d'études d'impact, comme l’analyse de la contribution transfrontalière aux dépassements de seuils, et par le développement d'une version du modèle CHIMERE orientée sur la recherche de sources (approche mécanistique).  

D’importants épisodes de pollution particulaire ont impacté la métropole (en particulier le grand quart Nord-Est de la France et le bassin Rhône-Alpin) au cours du mois de mars 2015.   La présente note synthétise les résultats de caractérisation physico-chimique obtenus en temps quasi-réel au cours de cette période, notamment à l’aide des instruments de type AE33 et ACSM récemment implantés sur quelques sites du dispositif national de surveillance.   La pollution particulaire de la période étudiée ici (du 5 au 24 mars 2013) était surtout constituée des particules fines (prédominance des PM2.5 au sein des PM10). La deuxième semaine du mois de mars était caractérisée par des concentrations relativement élevées à très élevées (> 80 μg/m3, en particulier en Lorraine) et par la prédominance des aérosols carbonés (carbone suie et matière organique) principalement issus des émissions locales de sources de combustion (dont chauffage au bois et transport routier).   Ces émissions locales sont restées importantes au cours de la troisième semaine de mars, période correspondant à la survenue d’épisodes de pollution très importants (en particulier entre le 18 et le 21 mars). A ces émissions s’est rajouté le nitrate d’ammonium (composé secondaire formé à partir du NH3 agricole et des NOx du transport routier) devenant majoritaire.   Les éléments disponibles ici ne permettent pas de conclure de manière quantitative sur la contribution des phénomènes d’import et de « production locale ».   Si des phénomènes d’advection ont pu être mis en évidence entre l’amont et l’aval de l’agglomération parisienne et à plus large échelle spatiale, il semble nécessaire de pouvoir réaliser une meilleure estimation des mécanismes de formation locale de nitrate d’ammonium à l’aide de modèles de chimie-transport ainsi que grâce à l’implantation d’instruments de mesure sur quelques sites stratégiques supplémentaires.

Lors de ce travail 23 hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP), 27 hydrocarbures aromatiques polycycliques oxygénés (OHAP) et 32 hydrocarbures aromatiques polycycliques nitrés (NHAP) ont été mesurés simultanément sur la phase gazeuse et la phase particulaire atmosphérique (PM10) pendant une année entière (échantillonnage tous les 3 jours) à Grenoble, sur le site urbain des Frênes. Le travail présenté est le premier d’envergure au niveau français et européen sur l’étude des NHAP et OHAP dans l’air ambiant et n’a pas d’équivalent au niveau international. Les résultats obtenus ont montré que les concentrations moyennes totales (phase gazeuse + particulaire) des HAP (23HAP) et des HAP oxygénés (27OHAP) étaient du même ordre de grandeur et d’environ une dizaine de ng.m-3 tandis que celles HAP nitrés (32NHAP) étaient 50 à 100 fois moins importantes et de l’ordre de la centaine de pg.m-3. De façon générale, les concentrations des HAP, OHAP et NHAP sont de 5 à 7 plus élevées en période « froide » (octobre à mars) par rapport à la période dite « chaude » (avril à septembre). Cette variabilité peut être expliquée par l’augmentation des émissions primaires de ces composés en hiver due aux activités de chauffage. Elle peut également être expliquée par les conditions climatiques avec en hiver une stagnation des polluants entrainant leur accumulation due la formation fréquente de couches d’inversion et en été, une baisse des concentrations de ces composés due à la forte activité photochimique entrainant leur dégradation dans l’atmosphère. L’étude la partition gaz/particule des NHAP et OHAP a montré que les composés les plus lourds sont principalement associés à la phase particulaire (masse moléculaire > 225 g.mol-1) alors que les composés les plus légers sont majoritairement présents en phase gazeuse (masse moléculaire L’origine primaire ou secondaire des NHAP dans l’atmosphère a été appréhendée à l’aide de l’étude du rapport 2-NFlt/1-NP. Les résultats ont montré que Grenoble semble un cas particulier car en hiver, la stagnation des polluants (inversions thermiques) favorise certainement les processus chimiques entrainant la formation secondaire des NHAP (et probablement OHAP) alors que les études précédentes disponibles dans la littérature ont montré que la formation secondaire des NHAP est prépondérante en période estivale. L’évaluation de l’impact des HAP, NHAP et OHAP sur la santé a été réalisée en étudiant l’excès de risque cancérigène induit par leur présence dans l’atmosphère. Les HAP représentent la plus grande part du risque total cancérigène mais la contribution des OHAP et NHAP peut représenter jusqu’à 24 % alors que le nombre de composés utilisés dans ce calcul (1 OHAP et 10 NHAP) est 2 fois moins important par rapport aux HAP parents (21 HAP) et que les concentrations des NHAP sont environ 100 fois moins importantes. L’évaluation de risque présentée ici était certainement minimisée car l’aspect mutagène n’a pas été considéré alors que les OHAP et NHAP sont des composés mutagènes bien plus puissants que leurs HAP parents. Plus particulièrement, l’année 2013 a été marquée par des pics de particules pendant le mois février-mars et décembre. Ces périodes correspondent aux concentrations maximales annuelles des HAP, OHAP (décembre) et NHAP (février-mars et décembre). Les concentrations des OHAP (Σ27OHAP) étant même supérieures à celles des HAP (Σ23HAP) lors du pic de décembre. Lors de ce pic, l’impact sanitaire des particules est probablement accentué par la présence des HAP et de leurs dérivés de par leurs caractères toxiques, cancérigènes et mutagènes. Lors de ces évènements, l’accumulation des polluants a probablement favorisé les processus chimiques et la formation secondaire de composés tels que les OHAP et les NHAP. Enfin, les résultats obtenus ont permis de montrer que les périodes de fin d’hiver et début du printemps semblent être celles les plus propices à la formation secondaire de NHAP et OHAP et certainement de l’AOS issus des HAP en lien avec les conditions photo-oxydantes favorables (pics de PM explicités par la forte proportion de nitrate d’ammonium, composé secondaire inorganique), des émissions primaires de HAP parents toujours importantes (chauffage résidentiel) et une dispersion des polluants limitée.

Ce rapport présente une étude orientée recherche de sources effectuée avec le modèle de chimie-transport Chimere sur un épisode particulier de pollution particulaire, survenu en janvier 2009. Il s’inscrit dans le contexte plus large de la modélisation orientée recherche de sources, dont le développement à l’INERIS a pour but d’accompagner la mise en place des politiques de réduction d’émission. Il existe plusieurs méthodes pour évaluer la contribution des différentes sources connues à la pollution particulaire. L’analyse chimique de prélèvements sur filtre et leur analyse statistique ultérieure par Chemical Mass Balance en est une, dont on compare, dans ce rapport, les résultats ([20, 24]) aux simulations Chimere effectuées. La façon dont on choisit de modéliser les sources pour ces simulations est de type mécanistique ([1]) par opposition à une approche d’analyse de sensibilité : les sources d’intérêts (chauffage au bois et trafic routier) sont particularisées au moyen de traceurs passifs, ce qui permet de suivre de manière explicite leur contributions à un même polluant, tel le carbone suie. Les émissions du chauffage au bois bénéficient par ailleurs des données de l’Inventaire National Spatialisé. Néanmoins, l’analyse de sensibilité n’est pas sans intérêt si elle prend en compte les effets non linéaires des modèles de chimie-transport. C’est ce que l’on présente aussi dans ce rapport en évaluant la sensibilité du modèle à ses différents paramètres, dont les émissions et champs météorologiques, au moyen de simulations Monte Carlo. En définitive, nous rejoignons les conclusions de [20, 24] selon lesquelles l’épisode de pollution survenu à Rouen et Lyon en janvier 2009 est essentiellement le fait de conditions météorologiques propices à l’accumulation de particules, dont la présence s’explique largement par les émissions du chauffage au bois et du trafic. Les difficultés de Chimere à reproduire cet évènement semblent principalement le fait d’une mauvaise représentation des paramètres météorologiques. L’amélioration des inventaires d’émission et du modèle Chimere lui-même, notamment son modèle d’aérosols, ne sont bien évidemment pas à exclure. En effet, la pollution enregistrée lors de ces évènements est majoritairement de nature organique, fraction de la pollution qui reste un sujet de recherche ouvert tant à cause des incertitudes sur les émissions directes de composés semivolatiles, actuellement non prises en compte dans les inventaires, que par la faculté des modèles à modéliser leur vieillissement dans l’atmosphère.

Un modèle récepteur de type Positive Matrix Factorization (PMF) pour l’estimation des sources de HAP dans l’air ambiant a été mis en œuvre. L’étude a été réalisée en utilisant les données issues de la surveillance réglementaire des HAP en France. Les données (> 5 ans) proviennent de 3 régions (Ile de France, Rhône-Alpes et Nord-Pas-de-Calais) et comprennent 11 sites de mesures : 3 trafics, 1 industriel et 7 urbains. L’analyse des profils chimiques HAP a montré qu’il n’y avait pas de différences significatives entre les typologies de sites. Seul le site de type industriel présentait une signature plus spécifique. La réalisation d’une étude des sources d’émission des HAP, basée uniquement sur les profils chimiques, semble très difficile. Le modèle récepteur PMF a été appliqué sur les données HAP en faisant varier le nombre de facteurs (sources) de 3 à 5. Les résultats ont montré la difficulté d’utiliser en l’état le logiciel sur des sites influencés par 1 ou 2 sources (i.e. site industriel, nombre de facteur minimum limité à 3). Afin d’obtenir des facteurs interprétables, la nécessité absolue de disposer de mesures de HAP, aussi bien en phase gazeuse que particulaire, a été mise en évidence. Les PMF effectuées sur les sites d’AIRPARIF et Air Rhône-Alpes ont permis de faire ressortir 5 facteurs distincts sur les sites urbains et 4 facteurs sur les sites trafics. Six sources potentielles de HAP ont été identifiées : « pétrole imbrulé », « véhiculaire », « diesel + essence », « résidentiel 1 », « résidentiel 2 » et « industriel ». La source « pétrole imbrulé » a été identifiée comme source prépondérante sur les sites urbains (> 40 %) suivie des sources véhiculaire et résidentielle (20 - 30%). L’étude des facteurs obtenus pour les sites trafics révèle une différenciation des sources plus difficile avec un nombre si limité de HAP (13 HAP). Les émissions du secteur routier (sources « véhiculaire » + « diesel + essence » + , dans une moindre mesure, « pétrole imbrulé ») semblent avoir une influence majeure (> 90 %) sur les concentrations en BaP (seul HAP réglementé) sur l’ensemble des sites urbains d’Ile de France. Une différence significative entres les sites urbains de la région Ile de France et de la région Rhône-Alpes a également été mise en avant avec des concentrations en BaP qui semblent être également liées aux émissions dues au secteur résidentiel (40 - 50 %) à Grenoble et Saint-Etienne. L’amélioration de la qualité de la base de données et la mesure (phase gazeuse + particulaire) de HAP plus caractéristiques de certaines sources permettraient d’évaluer la fiabilité des conclusions suggérées par cette étude exploratoire.

Depuis 2011, le LCSQA s’est attaché à la mise en oeuvre d’outils statistiques, de type Positive Matrix Factorization, pour l’étude des principales sources de PM. La présente étude, réalisée en collaboration avec Atmo-Nord-Pas-de-Calais, le LCSQA/INERIS, le LCSQA/EMD, le LGGE et le LCME, revêt un double objectif. Le premier est d’apporter une description aussi fine que possible des principales origines (par secteur d’activité, par secteur géographique, primaire vs. secondaire) des PM10 sur un site urbain de fond situé au coeur de la région Nord-Pas-de-Calais, soumise chaque année à des cas de dépassements du seuil journalier en PM10. Ce premier travail a donné lieu à la rédaction d’un article scientifique disponible en ligne. Une interprétation complémentaire, permettant de focaliser sur les épisodes de pollution, est proposée dans le présent rapport. Le deuxième objectif est d’ordre méthodologique. Il vise à déterminer les avantages et inconvénients d’une stratégie différente, constituant à densifier le nombre de traceurs organiques (notamment HAP, alcanes et hopanes) sur une série de filtres moins dense (1 jour sur 6 pendant 1 an), pour un coût constant (environ 35k€ en ne comptant que les frais de consommables et d’analyses). Les tests de sensibilité effectués sur ce deuxième jeu de données ne se sont pas révélés satisfaisants, la faiblesse de la série temporelle (60 jours) ne permettant pas d’obtenir une bonne stabilité des résultats. En revanche, l’intégration de ces traceurs organiques pour l’ensemble de la série temporelle permet de consolider et d’affiner les résultats obtenus avec l’approche « PMF classique ». Les épisodes de pollution particulaire sont dominés par le nitrate d’ammonium (en fin d’hiver - début de printemps), ainsi que le sulfate d’ammonium et la combustion de biomasse (principalement entre Novembre et Février pour ces deux derniers facteurs). Si les émissions primaires du trafic automobile semblent représenter au maximum 10% des concentrations moyennes annuelles, l’influence de ce secteur sur la formation de nitrate d’ammonium est mise en exergue par la présence de traceurs métalliques caractéristiques des émissions véhiculaires au sein du facteur secondaire semi-volatile. L’impact direct du transport maritime et des activités côtières est difficilement quantifiable en raison du mélange de ses émissions avec des embruns marins, mais il peut également être estimé à 5-10% des PM10 en moyenne annuelle. L’influence de ses sources sur les niveaux relativement élevés de sulfate (en association avec l’ammonium ou avec les sels marins) reste à affiner. L’utilisation de traceurs organiques spécifiques (dont HAP soufrés), sur toute la série temporelle, permet l’identification d’une source de combustion de charbon (non identifiée avec les uniques traceurs métalliques). Cette dernière joue néanmoins un rôle mineur sur les niveaux de PM10, par comparaison aux émissions de combustion de biomasse. Une originalité de cette étude repose sur l’estimation de la contribution des particules biogéniques (débris végétaux, mousses, lichens, …). Cette famille de sources semble contribuer à hauteur de 25% des PM10, en été. Néanmoins, la contribution de l’ensemble des particules naturelles (dont sels de mer et poussières terrigènes également) est avant tout significative pour les concentrations en PM10 les plus faibles.

Les particules de combustions contiennent une fraction « graphitisée », formée de trop peux d’hétéroatomes (tels que O, H, N, …) pour pouvoir être considérée comme organique. Cette fraction, appelée ici carbone suie, peut être séparée de la matière organique particulaire à l’aide de sa résistance thermique (puis analysé à plus haute température). Sa concentration peut également être estimée à l’aide de ces propriétés optiques. En effet le carbone suie constitue la principale espèce particulaire absorbant le rayonnement lumineux dans l’atmosphère. Cette double caractéristique physique lui confère une dualité conceptuelle inextricable : carbone élémentaire vs. black carbon. Le carbone élémentaire - EC - représente la partie réfractaire (jusqu’à 600-800 °C selon le taux d’oxygène) de l’aérosol carboné émis par combustion, alors que le black carbon - BC - représente la fraction (la plus) absorbante de ces émissions. Si, en première approche, ils peuvent être considérés comme alter ego, l’inhomogénéité des méthodes de mesures entraine un biais, plus ou moins important, entre ces deux sousespèces. D’une part, le degré de résistance thermique du carbone suie n’est pas proportionnel à son degré de capacité absorbante. D’autre part, la mesure du carbone élémentaire dépend fortement du protocole thermique (ou thermo-optique) utilisé tandis que la mesure du black carbon dépend fortement des hypothèses utilisées pour convertir une mesure d’absorbance en concentration massique ainsi que de possibles interférences avec d’autres espèces absorbantes (en fonction de la longueur d’onde utilisée). Bien que des documents normatifs soient en cours d’élaboration par le CEN, Il n’existe pas de méthode normalisée à ce jour pour la mesure de EC ni pour celle de BC. Par ailleurs, les hypothèses de conversion de l’absorption en concentration sont généralement basée sur des mesures d’EC, d’où de récentes propositions de faire plutôt référence à des mesures optiques d’Equivalent Black Carbon (EBC). La mesure du black carbon (équivalent) est plus automatisée, moins onéreuse et plus robuste que celle du carbone élémentaire. Il est à noter que ce type de mesure est réalisé depuis de nombreuses années dans les AASQA sous la forme de l’indice de Fumées Noires, qui utilise le même principe de mesure (absorbance). Cet indicateur est très largement utilisé par la communauté scientifique de la santé. Néanmoins, la mesure thermo-optique (de EC) permet également d’estimer la part de la fraction organique des PM.

Outre leurs propriétés physiques, les impacts sanitaires et environnementaux des particules sont fortement liés à leur composition chimique. Les méthodologies classiquement utilisées pour la caractérisation chimique des particules (prélèvements sur filtre) se prêtent mal à l’étude approfondie des particules submicroniques, en raison notamment des faibles concentrations massiques mises en jeu au regard des incertitudes de mesure inhérentes à l’analyse différée. En revanche, ces dernières années ont vu l’émergence de techniques permettant l’étude en temps réel des principales espèces chimiques constituant l’aérosol anthropique, primaire et/ou secondaire (carbone suie, matière organique, sulfate, nitrate, ammonium, …). Ces techniques s’avèrent particulièrement intéressantes pour l’étude de la composition chimique des particules submicroniques : sensibilité analytique élevée, résolution temporelle fine, complémentarité de ces techniques entre elles et avec les analyseurs de type SMPS permettant une caractérisation quasi-exhaustive des propriétés physico-chimiques des particules (ultra-)fines. En France, ces techniques restent à l’heure actuelle mises en œuvre par des équipes de recherche, mais pourraient constituer rapidement des outils pertinents pour la surveillance en routine des espèces chimiques majeures et la détermination des principales sources anthropiques.

La présente étude, réalisée en partenariat avec Air Normand et le Laboratoire des Sciences du Climat et de l’Environnement (LSCE), a été initiée en 2010, avec pour principal objectif l’élaboration d’une base de données détaillée permettant la réalisation d’exercices de comparaisons mesures/modèles sur le long terme au niveau d’un site de fond urbain du territoire national. Elle est basée sur la caractérisation chimique d’échantillons journaliers de PM2.5 et PM10 prélevés en continu sur la station Petit Quevilly de l’agglomération Rouennaise. Un premier rapport d’étape, relatif aux résultats obtenus pour la période comprise entre avril et septembre 2010, est disponible sur le site web du LCSQA[1]. L’analyse de cette période estivale, peu propice au développement d’épisodes de pollution particulaires, a permis de confirmer la tendance des modèles prévisionnistes opérationnels (dans le cas présent : modèle CHIMERE utilisé au sein du système PREV’AIR, www.prevair.org) à la sous-estimation de la fraction organique, partiellement compensée par la surestimation globale des espèces inorganiques secondaires au sein des particules fines. Cette première analyse semblait également indiquer une surestimation de la fraction grossière par le modèle au niveau du site étudié. La présente note vise à présenter la base de données disponible à la fin de l’année 2012. En accord avec Air Normand, les prélèvements d’échantillons journaliers se poursuivront a minima jusqu’au printemps 2013. Néanmoins, en raison du coût et du caractère chronophage de l’analyse différée systématique de filtres journaliers ainsi que de la survenue de problèmes techniques sur les chaînes analytiques au dernier trimestre 2011 et premier trimestre 2012, seuls les filtres prélevés jusqu’au mois octobre 2011 ont pu être analysés à ce jour. Par ailleurs, la base de données correspondante n’ayant été validée qu’au cours de l’été 2012, il n’est pas possible de présenter ici des résultats de comparaisons mesures/modèles supplémentaires par rapport à ceux réalisés précédemment[1]. En revanche, l’analyse de quelques traceurs organiques et métalliques non-envisagés initialement a d’ores et déjà permis d’appliquer un modèle statistique (de type PMF, pour « Positive Matrix Factorization ») visant à identifier et quantifier les principales sources responsables des niveaux de concentrations de PM10 enregistrés entre octobre 2010 et octobre 2011. [1]Caractérisation chimique des particules: comparaison modèle/mesure (B. Bessagnet, F. Meleux, O. Favez et L. Chiappini). Ref. INERIS: DRC-10-111579-01718A.