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La directive européenne 2008/50/CE du 21 mai 2008 dédiée à la qualité de l’air appelle au respect de valeurs limites ou valeurs cibles, en leur associant une exigence en terme d’incertitude maximale sur la mesure. Les associations agréées de surveillance de la qualité de l'air sont tenues de participer aux essais d'intercomparaison destinées aux organismes agréés de surveillance de la qualité de l’air mis en place dans le cadre du Laboratoire Central de Surveillance de la Qualité de l'Air (article 9 de l’arrêté du 21 octobre 2010).Dans l’objectif de vérifier le respect des exigences de la directive européenne 2008/50/CE, le LCSQA propose annuellement aux AASQA une intercomparaison de moyens mobiles pour les polluants SO2, O3, NO, NO2 et CO à différents niveaux de concentration et tout particulièrement au voisinage des seuils horaires d’information ou d’alerte pour les polluants NOx, O3, SO2, et de la valeur limite sur 8h pour le CO. Un essai d’intercomparaison de moyens de mesures mobiles a été réalisé en mars 2012 en collaboration avec ORAMIP. Il a réuni 7 participants et entités de mesures, constituant un parc de 42 analyseurs de NOx, O3, CO et SO2. Durant cette intercomparaison, le système de dopage permettant une distribution homogène des gaz sur 3 directions a été mis en oeuvre, tout en respectant des temps de résidence inférieurs à 5 secondes pour les oxydes d’azote et l’ozone.Quelques dysfonctionnements d’appareils divers ont été identifiés en cours d’exercice sur différents analyseurs, sans conséquences sur le déroulement de l’exercice.Lors de la circulation de gaz pour étalonnage en aveugle, la majorité des écarts constatés était nettement inférieure à l’incertitude tolérée sur la mesure des analyseurs (4 %). On constate que les écarts importants sont peu fréquents pour l’ensemble des polluants. Le décompte des écarts significatifs se limite, en fin de campagne pour un niveau de concentration d’étalonnage habituel, à aucun analyseur SO2, aucun analyseur d’O3, 2 analyseurs de CO, aucun analyseur en NO et 3 en NO2, sur les 42 analyseurs présents sur le site. On rappellera que cet exercice de circulation a été considérablement étoffé depuis la mise en place des exercices d’intercomparaison, ce qui conduit à des répercussions positives sur cette phase préliminaire. On rappellera que cette phase ne conduit en aucun cas à un recalage de l’ensemble des analyseurs des participants. Elle a pour seuls objectifs de vérifier la cohérence des étalons de transferts et d’expliquer a posteriori les éventuels décalages observés durant les séquences de dopage. En application de la norme NF ISO 5725-2, les intervalles de confiance de répétabilité et de reproductibilité ont été déterminés pour chaque polluant et différents niveaux. On signalera que l’application des tests statistiques de Cochran et Grubbs a conduit à l’élimination de 18 données quart-horaires pour le SO2 et 4 quart-horaires pour le NO2, sur un total de plus de 3600 mesures tous polluants confondus. L’avis d’expert n’a pas du être utilisé pour écarter certaines données du calcul statistique. Les intervalles de confiance de reproductibilité (assimilables aux incertitudes demesures) nettement inférieurs au seuil de 15 % ont été obtenus pour les polluants suivants : • CO (7,5 %) • SO2 (4,7 %) • O3 (5,2 %) • NO (6,7 %) • NO2 (7,7 %). D’une manière générale, les résultats du traitement statistique suivant la norme NF ISO 13 528 et conduisant aux z-scores sont homogènes et globalement satisfaisants pour tous les participants. Une large majorité des z-scores sont compris entre ±1. Les résultats de cette intercomparaison permettent d’évaluer la qualité de mise en oeuvre des méthodes de mesures par les AASQA. Depuis plusieurs années, les résultats obtenus en terme d’incertitude de mesure sont conformes aux exigences de la Directive Européenne et confirment dans la durée la fiabilité du système de mesure national. La faible fréquence d’évènements imprévus lors du déroulement de cet exercice a permis d’effectuer le test d’un nouveau dispositif de dopage au niveau des têtes de prélèvement, permettant d’intégrer celles-ci au calcul d’incertitude expérimental. Ce dispositif reprend le système de génération basé sur la dilution de gaz concentrés puis dilués dans un flux d’air ambiant. Le système de distribution repose sur la technique du coiffage de la tête de prélèvement par un sac en Tedlar, inerte aux polluants classiques. Ce dispositif peut autoriser le coiffage et la distribution simultanée de gaz sur un maximum de 12 têtes de prélèvements. Pour l’ensemble des polluants, on aura pu constater la bonne cohérence des mesures faites simultanément dans les sacs Tedlar soit via les têtes de prélèvements soit via des lignes individuelles, indiquant l’influence négligeable des têtes de prélèvement dans la chaîne de mesure. Dans certains cas particuliers, les écarts ont été expliqués par : • Une ligne obturée par des insectes • Un faisceau de lignes neuves non passivées • Un faisceau de lignes anciennes non nettoyées Le traitement statistique des données, identique à celui de l’exercice classique a conduit à l’élimination des mesures de SO2 d’un des participants en raison d’un décalage trop important, et de l’élimination sur avis d’expert des quart-horaires de 3 paliers de dopage d’un second participant en raison du colmatage de sa ligne de prélèvement.

Les travaux du LCSQA dans le domaine du traitement de données et de la modélisation se sont articulés en 2012 autour de quatre grands types d’application qui répondent aux attentes des AASQA et du Ministère, en matière d’évaluation de méthodologies et d’outils, et de production de données mutualisées. Il en est de même pour les travaux relatifs à l’instrumentation et l’acquisition de données. Les études menées annuellement permettent de consolider les recommandations et les cadrages techniques faisant l’objet de la mission de coordination du LCSQA. Ce rapport de synthèse est organisé autour des thématiques suivantes : Modélisation à l’échelle nationale et mise à disposition des AASQA des résultats de simulation de la chaine PREV’AIR (y compris en appui de la mise en œuvre du futur arrêté « Mesures d’urgence ») ; Cartographies d’indicateurs de la qualité de l’air (dépassements et exposition) : évaluation et définition de méthodologies de référence ; application à l’échelle nationale ; Evaluation des méthodes de modélisation aux échelles urbaine et locale et organisation d’un processus de validation des approches mises en œuvre par les AASQA par un exercice de benchmarking ; Traitement des données d’observation : qualification des données (révision de la méthode de classification des stations) et analyse des données observées à l’échelle nationale (notamment pour les PM2.5) ; Travaux d’instrumentation et d’informatique portant sur la chaîne d’acquisition et de transmission des données de qualité de l’air.

Depuis 2008, le LCSQA a vu sa mission d’appui technique élargie dans le domaine de la qualité de l’air intérieur, afin de répondre aux préoccupations croissantes des pouvoirs publics et des AASQA dans ce domaine. Les travaux du LCSQA  sur ce thème spécifique ont porté en 2012 sur : un appui méthodologique à l'évaluation de la qualité de l'air dans les environnements intérieurs ; une veille sur les travaux récents sur la qualité de l’air intérieur et les nouveaux instruments disponibles ; des revues bibliographiques sur les niveaux rencontrés pour l’acétaldéhyde et le naphtalène dans les environnements intérieurs et leurs méthodes de mesure respectives.

GUIDE PRATIQUE D'UTILISATION POUR L'ESTIMATION DE L’INCERTITUDE DE MESURE DES CONCENTRATIONS EN POLLUANTS DANS L'AIR AMBIANTPartie 2 : Estimation des incertitudes sur les mesuragesautomatiques de SO2, NO, NOx, NO2, O3 et CO réalisés sur site

Au niveau réglementaire, les directives européennes relatives à la surveillance de la qualité de l’air fixent des seuils d’incertitude sur les concentrations mesurées par les AssociationsAgréées de Surveillance de la Qualité de l’Air (AASQA) « au voisinage de la valeur limiteappropriée ». Il est donc nécessaire d’évaluer les incertitudes associées aux mesurages. Aussi, les normesdécrivant les méthodes de mesure, élaborées depuis 2005, intègrent-elles des procédures ou des exemples d'estimation de ces incertitudes. Une lecture attentive de ces normes montrequ’elles ne sont cependant pas très faciles d’application et qu‘elles peuvent être interprétées de diverses façons, ce qui peut conduire à des résultats très différents. Par conséquent, pour répondre aux exigences des directives et aider les AASQA à estimerleurs incertitudes sur la base de procédures harmonisées, le LCSQA a rédigé un guidepratique pour estimer l’incertitude sur les mesures effectuées à l’air ambiant. Ce guide eststructuré en huit parties, correspondant chacune à une technique de mesure particulière applicable à un ou plusieurs composés. Une fois finalisées, les différentes parties ont étévalidées en Commission de normalisation X43D « Air ambiant » de l’AFNOR et publiées sousforme de fascicules de documentation. Il a également été élaboré un guide de « Recommandations techniques pour la mise en oeuvre de la partie 2 du guide d'estimation des incertitudes portant sur les mesuragesautomatiques de SO2, NO, NO2, NOx, O3 et CO réalisés sur site » (novembre 2010).Dans le cadre de l’assistance aux AASQA pour le calcul des incertitudes, la mission duLCSQA en 2012 a porté sur les 2 points suivants : ·  Le développement d’une méthodologie différente de celle décrite dans la norme NF ISO 11222 - Qualité de l'air - Détermination de l’incertitude de mesure de la moyennetemporelle des mesurages de la qualité de l’air pour estimer la contribution des donnéesmanquantes dans le calcul d’incertitude associée aux moyennes horaires ; ·  La mise en équation de l’estimation des incertitudes associée aux moyennes temporellescalculées sur différents pas de temps (horaire, 8 heures, journalier, annuel).Cette étude a été menée dans le cadre d’un sous-groupe de travail du GT "Incertitude"composé d'AIRPARIF, d'AIR NORMAND, de l’ASPA et du LCSQA. Le fascicule de documentation FD X43-070-2 sera remis à jour pour la fin du premiersemestre 2013 pour intégrer les différents points abordés dans le guide de recommandationsLCSQA de novembre 2010 et l'estimation détaillée des incertitudes sur les moyennestemporelles. Par ailleurs, il a été décidé de créer la Commission de Suivi « Mesuresautomatiques NO/NOx, SO2, O3, CO, particules » et de mettre en sommeil le Groupe de Travail « Incertitudes » à la fin des travaux de 2012 (une réactivation sera possible enfonction des besoins de la CS).L’objectif général de cette nouvelle Commission de Suivi « Mesures automatiques NO/NOx,SO2, O3, CO, particules » est de s’assurer de la conformité des mesures de polluantsréglementés réalisées au moyen d’analyseurs automatiques, avec les exigences des directives européennes et des normes EN associées. (...)

Dans ce rapport nous évaluons les performances des modèles mis en oeuvre dans la plateforme de prévision et de cartographie de la qualité de l’air, PREV’AIR.Cette évaluation est réalisée à l’aide d’indicateurs statistiques classiques et des observations obtenues en temps quasi réel via la base de données nationalealimentée par les AASQA (associations de surveillance de la qualité de l’air). En 2011, les performances affichées par les modèles sont assez stables parrapports aux années antérieures. Surtout concernant CHIMERE qui fournit laprévision de référence de la plateforme et dont la version n’a pas évolué depuis 2008. Le modèle a fait preuve d’une bonne aptitude à détecter les quelquesépisodes d’ozone et s’est également comporté de façon très satisfaisante lors desépisodes de particules de l’année 2011. En post-traitement, la prévision avec adaptation statistique dont la méthode decalcul est issue des travaux réalisés en collaboration avec Airparif dans le cadre du projet CITEAIR2 (www.citeair.eu) a permis de nettement améliorer les scores de la prévision brute pour l’ozone et les particules PM10. Son apport permetnotamment d’uniformiser la qualité de la prévision sur l’ensemble de la France.Enfin, le principal changement de l’année 2011 pour PREV’AIR a été la migration de la plateforme sur une nouvelle machine de calcul dotée de 256 processeurs.Ces nouvelles ressources ont permis le développement et le passage en phase test de plusieurs filières haute résolution qui devraient devenir totalementopérationnelles au cours de l’année 2012.

Conformément aux Directives européennes sur la qualité de l’air et à leur transposition en droit français, les AASQA doivent évaluer la représentativité spatiale de leurs sites de mesure. De plus, si un dépassement de seuil réglementaire est constaté en un ou plusieurs sites, elles doivent estimer la surface et la population exposée à ce dépassement dans toute la zone de surveillance. Ces exigences nécessitent de disposer d’une information sur la distribution spatiale des concentrations, selon un pas de temps adapté à l’échelle temporelle et au seuil considérés. Différents moyens d’obtenir une telle information, qui reposent sur la modélisation et/ou le traitement de données de campagnes, sont envisageables. La présente étude est consacrée au NO2 en moyenne annuelle. Elle propose une méthodologie probabiliste fondée sur la réalisation de campagnes d’échantillonnage par tubes à diffusion passive. L’usage complémentaire de résultats de modélisation fera l’objet d’une étape ultérieure. Les calculs s’organisent en trois parties. La première fait appel aux techniques d’estimation de la géostatistique. Elle consiste à cartographier les concentrations moyennes annuelles de NO2 sur le domaine considéré. Elle constitue un préalable indispensable aux deux parties suivantes, qui peuvent être mises en œuvre indépendamment : l’estimation des zones de représentativité en concentration des stations et la délimitation des zones de dépassement de la valeur limite annuelle (40 µg/m3). L’approche a été appliquée dans son ensemble à deux cas d’étude : Montpellier et Troyes, où Air Languedoc-Roussillon et ATMO Champagne-Ardenne ont réalisé des campagnes d’échantillonnage (respectivement en 2007 et 2009). Les concentrations moyennes annuelles de NO2 ont été cartographiées sur ces deux agglomérations en se limitant d’abord à la pollution de fond puis en intégrant l’influence des émissions routières. Les critères et paramètres définissant la représentativité ont été évalués et ajustés à l’aide de tests de sensibilité. Pour Montpellier comme pour Troyes, l’estimation de la représentativité spatiale des stations de fond montre une bonne couverture du domaine de surveillance. La disposition des zones diffère toutefois selon la ville. En ce qui concerne Montpellier, les deux zones de représentativité sont disjointes et se complètent : l’une correspond au centre de l’agglomération, l’autre forme une couronne autour de ce centre. En revanche, la représentativité de la station trafic de Montpellier n’a pu être établie, faute d’une précision d’estimation suffisante aux abords de ce site. Dans le cas de Troyes, les zones de représentativité associées aux deux stations de fond sont imbriquées. Dans les deux agglomérations, de multiples points situés le long des axes ont été classés en zone de dépassement. Il serait intéressant de contrôler ces estimations par des données complémentaires de mesure. Les méthodes présentées reprennent des développements antérieurs, issus de travaux cités en introduction. Elles ont été mises au point avec le logiciel R. Si elles offrent une réponse efficace aux questions de la représentativité et des dépassements, les exemples étudiés en indiquent aussi les limites, à savoir une sensibilité au plan d’échantillonnage et à certains paramètres de calcul (écart de concentration définissant la représentativité, risques statistiques). Les zones de représentativité et de dépassement seront délimitées d’autant plus finement que la stratégie de mesure permet une estimation plus fiable des concentrations de fond et une modélisation plus précise du surcroît de concentration aux abords des routes. Qu’il s’agisse de l’échantillonnage spatial ou temporel, de nombreuses préconisations ont déjà été émises (LCSQA, GT plans d’échantillonnage) ; il est recommandé de s’y référer. Une synthèse des méthodes utilisées et des résultats obtenus, assortie d’indications et de précautions d’usage, est fournie en conclusion. Des travaux complémentaires et approfondissements – réalisés ou en cours d’étude - y sont également mentionnés : analyse de la représentativité et des zones de dépassement pour les PM10 et le benzène, utilisation de la modélisation urbaine, quantification de la population exposée. --> Accès à la note de 2011 relative à la Cartographie du NO2 à l’échelle locale, Représentativité des stations, Dépassements de seuils

Classé cancérogène possible (groupe 2B) par l’IARC, et cancérogène de catégorie 3 par l’Union européenne (UE), le naphtalène a été identifié comme composé d’intérêt en air intérieur et a fait, à ce titre, l’objet de l’établissement de valeurs-guide par l’Agence Nationale de SEcurité Sanitaire (ANSES) en 2009 et de valeurs repères d’aide à la gestion dans l’air des espaces clos, début 2012 par le Haut Conseil de Santé Publique.Ainsi, le HCSP recommande deux valeurs pour une exposition long terme : • Une valeur repère de qualité d’air intérieur de 10 μg m-3, immédiatement applicable et respectée dans tous les bâtiments, avec un délai des actions correctives fixé à un an. • Une valeur d’action rapide de 50 μg m-3. Les actions correctives mises en oeuvre viseront à abaisser le niveau de concentration de naphtalène dans les bâtiments concernés jusqu’à une concentration inférieure à 10 μg m-3. Le délai de mise en oeuvre de ces actions correctives ne devrait pas excéder trois mois. Le HCSP rappelle également que le naphtalène doit faire l’objet d’une surveillance, non seulement en raison de ses effets sanitaires, mais également en tant qu’indicateur de l’impact de sources de pollutions importantes de l’air intérieur que sont les processus de combustion, la contamination des sols…Afin de mener à bien cette surveillance, il est indispensable de se doter de moyens métrologiques adaptés aux niveaux de concentration rencontrée, aux contraintes des environnements clos, mais également à la surveillance au regard des valeurs repère long terme. Il n’existe pas de méthodes spécifiques au naphtalène. Du fait de ses propriétés physico-chimiques, deux types de méthodes sont éventuellement applicables à l’évaluation de ses concentrations dans l’air: • Les méthodes de prélèvement utilisées pour l’étude des COV impliquant l’utilisation de tubes d’adsorbants, • Les méthodes de prélèvement utilisées pour l’étude des HAP en phase gazeuse impliquant l’utilisation de résines ou de mousses. A ce jour, seules des valeurs de gestion pour une exposition long terme ont été publiées par le HCSP, supposant ainsi des méthodes de prélèvement de longue durée. Dans ce contexte, les méthodes par diffusion représentent un bon compromis compte tenu du faible encombrement qu’elles impliquent et l’absence de nuisances sonores pour la surveillance du naphtalène en air intérieur.Plusieurs tubes passifs, commerciaux ou mis au point par des laboratoires, sont disponibles. Cependant, ils ont été relativement peu éprouvés pour la mesure du naphtalène en air intérieur (très peu de données sont disponibles) et aucune validation de ces supports de prélèvement n’a été réalisée dans cette optique.L’ensemble des tubes passifs répertoriés dans le cadre de cette étude bibliographique est destiné à une désorption chimique par solvant. Aucun n’a été dimensionné pour une désorption thermique, offrant des limites de détection plus basses que la désorption chimique. Il serait intéressant de tester la faisabilité de mise en oeuvre de ce genre de tube pour la mesure du naphtalène.Ainsi, dans une perspective de surveillance du naphtalène en air intérieur et dans le cadre de la rédaction de protocoles à cette fin, il semble indispensable de prévoir des campagnes d’intercomparaison des méthodes existantes afin d’en évaluer l’incertitude de mesure et la pertinence de leur mise en oeuvre dans le cadre d’une surveillance en air intérieur.