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CONTEXTE ET OBJECTIFS Les AASQA font un usage croissant de la modélisation à l’échelle de la ville et de la rue afin de cartographier les zones exposées aux dépassements de seuils, répondre aux obligations du rapportage et évaluer des plans d’action locaux. Dans ce contexte, il est indispensable d’avoir une connaissance approfondie des possibilités et limites des modèles et de la qualité des résultats produits. Cette information est importante pour le Ministère de l’Ecologie, responsable de la mise en œuvre en France de la Directive sur la qualité de l’air (2008/50/CE) qui doit être en mesure de justifier le choix de certains outils auprès de la Commission européenne. Elle l’est aussi pour les AASQA qui doivent pouvoir démontrer aux autorités locales que leurs pratiques correspondent à l’état de l’art.

Afin d’anticiper la mise en application de la future norme Européenne sur la mesure automatique des PM qui s’appuiera sur les préconisations de la spécification technique XP CEN/TS 16450 parue en juillet 2013, le LCSQA propose depuis 2011 la vérification de l’équivalence des analyseurs automatiques par inter-comparaison avec la méthode de référence (gravimétrie, NF EN 12341) sur plusieurs sites du dispositif national. Un premier bilan a pu être tiré pour les TEOM-FDMS et les jauges beta MP101M-RST (sonde de 2m modifiée et chauffée sur 1m) pour la mesure des PM10, confirmant leur équivalence à la méthode de référence. En 2013, le LCSQA a proposé la réalisation de campagnes de suivi d’équivalence pour les analyseurs automatiques actuellement homologués ou candidats à l’homologation pour la mesure de la fraction PM2,5. La présente note rend compte des résultats de suivi d’équivalence en PM2,5 obtenus pour la campagne réalisée de mars à juillet 2013 à Venaco pour un TEOM-FDMS Thermo 1400AB+8500C, une jauge beta Environnement SA MP101M-RST équipée de sondes RST « optimisée » et une jauge beta Thermo Sharp 5030i.

Afin d’anticiper la mise en application de la future norme Européenne sur la mesure automatique des PM, le LCSQA propose depuis 2011 la vérification de l’équivalence des analyseurs automatiques par inter-comparaison avec la méthode de référence (gravimétrie, NF EN 12341) sur plusieurs sites du dispositif national. Un premier bilan a pu être tiré pour les TEOM-FDMS et MP101M-RST (sonde de 2m modifiée et chauffée sur 1m) pour la mesure des PM10, confirmant leur équivalence à la méthode de référence. En 2013, le LCSQA a proposé la réalisation de campagnes de suivi d’équivalence pour les analyseurs automatiques actuellement homologués ou candidats à l’homologation pour la mesure de la fraction PM2,5. La présente note rend compte des résultats de suivi d’équivalence en PM2,5 obtenus pour la campagne réalisée d’avril à juin 2013 à Reims (station Jean d’Aulan) pour un TEOM-FDMS Thermo 1405-F, une jauge beta Environnement SA MP101M-RST équipée de sondes RST « optimisées », un TEOM-FDMS Thermo 1400AB+8500C et une jauge beta Metone BAM1020.  

Le présent rapport dresse un bilan des mesures de PM2.5 réalisées de 2007 à 2011. Il constitue la mise à jour d’un précédent travail qui portait sur les années 2003 à 2005. Cette étude bénéficie d’un plus grand nombre de stations (114 sites de mesure des PM2.5 en 2011 contre 54 en 2005). A la différence de l’étude précédente, lesdonnées disponibles, mesurées par TEOM-FDMS, tiennent compte de la fraction semi-volatile des particules.Plusieurs aspects de la pollution liée aux PM2.5 sont examinés : la variabilité spatiale des concentrations, leur évolution moyenne au cours des années, les relations entre les concentrations de PM2.5 et les concentrations de PM10. Si la valeur limite de 25 μg/m3 fixée pour 2015 est presque partout respectée (font exception quelques stations de proximité automobile), des niveaux relativementélevés - supérieurs à la valeur cible de 20 μg/m3 - sont mesurés dans la moitié est de la France, principalement en Rhône-Alpes et dans le Nord-Pas-de-Calais. Encomplément des statistiques annuelles par station, des cartographies des concentrations moyennes annuelles de PM2.5 ont été élaborées par krigeage, encombinant les données mesurées sur les stations de fond et les simulations issues de CHIMERE. Le nombre de stations disponibles pour le krigeage permet d’assurerune qualité de cartographie satisfaisante, notamment en 2011. En moyenne sur la France, la concentration moyenne annuelle de PM2.5 est plusélevée sur les stations de proximité routière et plus faible sur les stations rurales.Localement, ces différences sont moins nettes. En comparaison de mesuresurbaines voisines (distantes de moins de 5 km), un surplus de concentration modérémais significatif est observé sur les stations de proximité. En revanche, lacomparaison de données urbaines et rurales issues de sites proches (distants demoins de 50 km) ne fait pas ressortir de signal urbain. Le petit nombre de stationspermettant une telle comparaison limite toutefois l’analyse. D’un point de vue temporel, aucune tendance significative sur la période 2007-2011 n’est mise en évidence à l’échelle de la France, et cela, quelle que soit la typologie de station. Le rapport moyen annuel PM2.5/PM10, qui est d’environ 70%, ne présente pas non plus d’évolution sensible sur cette période alors qu’en fonction du lieu et de la saison, il révèle une certaine variabilité.

La révision du guide sur la classification et l’implantation des stations et lesréflexions actuelles sur le réseau de mesure, avec le développement d’une surveillance combinant adéquatement la mesure et la modélisation, nécessitent uneconnaissance fine des sites de mesure opérationnels en France. La classification des stations de mesure constitue également un sujet d’investigation au niveaueuropéen, abordé dans le cadre du réseau AQUILA (JRC) et du forum FAIRMODE.Dans ce contexte, l’objectif de cette étude est de développer une sousclassification des stations plus détaillée, complémentaire de la typologie usuelleCette étude de classification consiste à caractériser chaque station par un ensemble de paramètres relatifs aux relations entre polluants (rapport NO/NO2 ouPM10/NO2) et à l’environnement de mesure (population, occupation du sol,topographie…), grâce à une analyse en composantes principales dont les résultatssont présentés en première partie. Ceux-ci montrent que la typologie de fond ruralpeut être divisée en deux groupes, ou « clusters », selon l’influence de l’altitude ou de l’agriculture. Les stations situées dans des environnements urbanisés sont, quantà elles, réparties dans deux autres groupes, dont l’un se distingue par une plusgrande proportion de sites de proximité routière et l’autre, une plus grande part de sites périurbains.Parallèlement à cette étude, un travail similaire a été conduit en 2012 dans uncontexte européen afin de compléter la description des stations de mesuredisponible dans la base AirBase. Fondée sur l’étude de Joly et Peuch (2012), une classification propre à chaque polluant (NO2, O3, PM10) a été établie en fonction ducomportement temporel des données de concentration, permettant de qualifier les stations d’une manière objective et comparable sur toute l’Europe. La deuxièmepartie de ce rapport compare les classifications obtenues pour les stations françaisesselon cette approche à la classification issue de l’analyse en composantesprincipales. Les résultats sont cohérents et les deux méthodologies de classification se justifient mutuellement. Les variables d’environnement et les paramètres relatifs aux relations entrepolluants n’ont pas permis de caractériser finement les stations situées en milieuurbanisé ; une seconde analyse en composantes principales a donc été réalisée surces stations en incluant des données d’émissions. Cette analyse, dont les résultatssont présentés en troisième partie, permet de distinguer trois nouveaux groupes de stations : celles qui sont influencées par le trafic routier, celles qui appartiennent à unenvironnement très urbanisé mais sont peu influencées par le trafic et des stationssituées dans un environnement urbanisé mais influencées par des émissionsparticulaires d’origine agricole.Cette étude fournit ainsi une classification supplémentaire des stations demesure composée de cinq classes, chacune associée à un type de milieu etd’influence.

Afin d’anticiper la mise en application de la future norme Européenne sur la mesure automatique des PM, le LCSQA a proposé en 2011 la vérification de l’équivalence des analyseurs automatiques par inter-comparaison avec la méthode de référence (gravimétrie, NF EN 12341) sur plusieurs sites du dispositif national. Un premier bilan a pu être tiré en 2012 sur 2 ans pour le TEOM-FDMS en PM10, confirmant son équivalence à la méthode de référence. La vérification de la jauge MP101M-RST, réalisée en 2011-2012, avait en revanche mis en évidence des problèmes de sous-estimations des PM10, en raison d’une mauvaise gestion de contrôle de température de la ligne d’échantillonnage. Une solution technique (consistant à contraindre le chauffage de la sonde RST uniquement sur 1 mètre de ligne) a alors été proposée par Environnement SA, et progressivement implantée en AASQA entre fin 2012 et mi-2013, sur décision de la CS « mesures automatiques ». La présente note rend compte des résultats de suivi d’équivalence obtenus pour deux MP101M équipées de sondes RST « optimisées » et un TEOM-FDMS lors de la campagne d’hiver 2012-2013 à Metz Borny (PM10). Les résultats obtenus par 1405-F confirment le bon comportement vis-à-vis de la méthode de référence en PM10 observé pour cet instrument lors des campagnes de 2011 et 2012. Les jauges MP101M-RST « optimisées » présentent également un bon accord à la méthode de référence. Ces derniers résultats satisfaisants confirment que l’optimisation de la sonde RST, tel que préconisée par la CS « mesures automatiques », permet d’éviter les risques de sous-estimations observés avec les anciennes configurations.

Effets sanitaires avérés, omniprésence, multiplicité de ses sources… les raisons pour lesquelles le formaldéhyde est étudié dans les environnements clos font delui un composé d’intérêt majeur pour la qualité de l’air intérieur. L’établissement de valeurs guide de qualité de l’air intérieur (VGAI) par l’AFSSET (AFSSET et al., 2007)1, le suivi des valeurs repère en air intérieur par le HautConseil de Santé Publique (HCSP et al., 2009), sa mesure lors de la campagne pilote nationale initiée en septembre 2009 à la demande du MEDDE, sa surveillance rendue obligatoire par le décret n° 2011-1728 du 2 décembre 2011 relatif à la surveillance de la qualité de l’air intérieur dans certains établissementsrecevant du public, l’étiquetage des matériaux de construction, sont autant de  manifestations de la place prépondérante que tient aujourd’hui ce polluant sur lascène des actions menées pour l’amélioration de la qualité de l’air intérieur. Ceci se traduit par l’émergence sur le marché d’un grand nombre de techniques de mesure du formaldéhyde, qu’elles soient indirectes par dérivatisation, encontinu ou de détection. Une quarantaine de méthodes a ainsi pu être recensée par cette étude soit une dizaine de plus qu’en 20082, date à laquelle le LCSQAINERISavait réalisé un premier travail bibliographique sur les méthodes existantes. Sont ainsi apparus sur le marché, de nouveaux supports de prélèvement (DSD-DNPH, ETHERA…). De nouveaux instruments ont été commercialisés (AZIMUT, ETHERA), des développements instrumentaux ont abouti (In’AIr solution) ou avancé (IRCELYON).Paradoxalement, il n’existe encore, à ce jour, que très peu de techniques de mesures commerciales disponibles et éprouvées, mettant ainsi en valeur le « challenge » métrologique et analytique que reste la mesure des concentrations en formaldéhyde dans l’air intérieur. Cette détermination est d’autant plus importante que malgré la règlementation sur les matériaux de construction3, la sensibilisation des populations de plus en plusimportante sur la qualité de l’air intérieur et l’impact des habitudes de vie et des pratiques dans l’habitat (tabagisme, aération, emploi de produits ménagers…),cette revue bibliographique des études portant sur la mesure du formaldéhyde en air intérieur conclut encore à des niveaux importants. Elle montre que 75 % des concentrations moyennes en formaldéhyde tous milieux et toutes localisations confondues (exceptée la Chine qui présente des niveaux de concentration moyens élevés > 50 μg m-3), sont comprises entre 0 et 30 μg m-3, 23 % entre 30 et 50 μg m-3 et 2 % sont supérieures à 50 μg m-3. En Europe, les niveaux moyens en formaldéhyde dans les lieux de vie et ERP sont majoritairement compris entre 20 et 30 μg m-3 alors que la valeur cible à atteindre en 2019 est de 10 μg m-3. De plus, ponctuellement, ils peuvent atteindre des valeurs supérieures à 100 μg m-3.

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.