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Cette étude s’inscrit dans le cadre des travaux de coordination du LCSQA relatifs au dispositif métrologique français. Elle a pour objet l’optimisation du réseau demesures fixes français grâce aux outils de géostatistique et à l’optimisationstatistique.Ce rapport présente les résultats obtenus dans le cadre de l’étude surl’optimisation du réseau de mesures de fond d’ozone. L’objectif de celle-ci a été derechercher un réseau optimisé, à partir du dispositif actuel, opérationnel au 1er mai 2012, et de taille correspondant au nombre minimal de points de mesure fixesd’ozone, imposé par la Directive 2008-50-CE concernant « la qualité de l’airambiant et un air pur pour l’Europe » et calculé d’après le zonage défini au 1erjanvier 2010.Cet exercice d’optimisation, tel qu’il est réalisé ici, consiste en la minimisationd’une fonction de coût, définie selon les besoins de l’exercice, et en la recherche de la valeur pour laquelle le minimum est atteint. La première partie de ce rapportdétaille et justifie la méthodologie employée, du choix de la fonction de coût àl’algorithme statistique utilisé pour la minimiser. La deuxième partie présente les résultats obtenus selon les paramètres choisisdans le processus d’optimisation et compare les cartes analysées des maximajournaliers estivaux d’ozone des moyennes glissantes sur 8h, basées d’une partsur le réseau opérationnel au 1er mai 2012 et d’autre part sur les réseauxoptimisés obtenus.Enfin, la dernière partie de ce rapport compare les réseaux optimisés entre eux.Cette étude fait ainsi apparaître un groupe de stations nécessaires à l’élaboration de cartographies d’ozone et un deuxième groupe de stations dont les donnéesd’ozone apportent peu à la qualité de ces cartographies.Ces résultats constituent le début du travail sur l’optimisation du réseaufrançais et démontrent l’efficacité de la méthodologie développée. Elle seraappliquée prochainement aux réseaux NO2 et PM10 et pourrait être adaptée à l’échelle régionale comme outil de recherche d’implantation de stations.

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.

Le décret du 16 juin 2010 relatif aux schémas régionaux du climat, de l’air et de l’énergie prévoit que dans les zones plus particulièrement sensibles à la dégradation de la qualité de l’air, les orientations destinées à prévenir ou réduire la pollution atmosphérique soient renforcées. Afin que ces zones soient délimitées de manière homogène sur l’ensemble de la France, une méthodologie nationale a été établie. Le LCSQA et des représentants d’AASQA (Air Rhône-Alpes, ASPA, Air Normand, Airparif) en ont assuré collectivement l’élaboration dans le cadre du groupe de travail « Zones sensibles » (2010). Deux grands types de variables définissent les zones sensibles : des critères liés à la qualité de l’air, et plus spécialement aux dépassements observés ou potentiels des valeurs limites ; des critères liés à la sensibilité propre des territoires, et plus précisément à la présence de population ou de zones naturelles protégées. De janvier 2011 à janvier 2012, conformément à la demande du ministère en charge de l’écologie et du développement durable et à la mission qui leur est confiée par l’arrêté du 21 octobre 2010 (article 10), les AASQA ont appliqué la méthodologie aux différentes régions françaises. Ce travail a été conduit en concertation avec les DREAL (DEAL, DRIEE) et avec le soutien du LCSQA. La définition des zones sensibles a fait ainsi l’objet de nombreux échanges entre les AASQA et le LCSQA qui, selon les sollicitations, a apporté son aide de la manière suivante : indications sur certains points de méthode, extraction de données par région, aide à l’utilisation des SIG; avis sur la mise en œuvre de la méthodologie, aide à l’interprétation des résultats. Le présent rapport dresse un bilan du travail effectué et des résultats obtenus. La méthodologie a reçu un accueil favorable et sa mise en œuvre n’a soulevé aucune difficulté majeure. Quelques limites ou artefacts ont été néanmoins constatés lors de l’identification des zones de dépassement et des zones habitées et de la sélection des mailles et des communes sensibles. Les AASQA en ont corrigé les effets par des ajustements fondés sur des données complémentaires et sur leur expertise. Ces limites ne mettent pas en question le principe et l’organisation de la méthodologie ni la pertinence des résultats qui en découlent. S’il est besoin, elles pourront donner lieu à une mise à jour de la méthodologie lors d’une réévaluation future des zones sensibles. Au total, 5558 communes ont été déclarées sensibles. Elles représentent un peu plus de 11% de la surface du territoire et 61% de la population. Le nombre de communes sensibles, la part de surface occupée par ces dernières et la proportion de population concernée varient notablement selon les régions (ou DOM) : entre 2 et 1519 communes sensibles, entre 0,1% et 98,9% de la surface régionale, entre 30,4% et 99,8% de la population régionale. La répartition spatiale de ces communes apparaît toutefois cohérente, sans discordance entre les régions. La densité de zones sensibles augmente dans les régions les plus touchées par des dépassements consécutifs à la pollution de fond régionale (dépassements liés aux PM10 dans le Nord-Pas-de-Calais, en Picardie, Rhône-Alpes et PACA ; au NO2 et aux PM10 en Île-de-France).

L’objectif de cette étude était d’évaluer la stabilité des échantillons particulaires de HAP (filtres) lors de leur stockage dans le système de prélèvement et de compléter ainsi l’étude effectuée en 2010.Dans ce cadre, quatre préleveurs haut débit DA-80 ont été mis en œuvre en parallèle sur le site urbain de Lyon 8eme (Air Rhône-Alpes) lors de l’été 2012 : un système de prélèvement de référence pour lequel le ramassage du filtre avait lieu à la fin de la période d’échantillonnage, un préleveur équipé d’un système de réfrigération des échantillons collectés, un système mis en œuvre dans une remorque climatisée et un système non réfrigéré. Quatre périodes de stockage des échantillons ont été évaluées allant de 5 à 20 jours consécutifs avec un suivi de la température interne des préleveurs au niveau du stockage des filtres. Les résultats obtenus ont tout d’abord permis de montrer qu’aucune contamination significative des échantillons n’a été observée pour les blancs de terrain sur de telles périodes de stockage des filtres. Malgré des difficultés techniques rencontrées au cours de cette étude (notamment liées au système de réfrigération du préleveur DA-80 réfrigéré), les résultats ont permis de montrer la stabilité des échantillons de filtres HAP pour une période de 7 jours consécutifs. Ces résultats semblent raisonnablement extrapolables au cas d’un préleveur disposé dans un local climatisé. A partir de 13 jours, les pertes en HAP dans le cas d’un préleveur DA-80 non réfrigéré deviennent conséquentes et peuvent être de l’ordre de 70 % pour le B[a]P et le B[a]A. Compte tenu des résultats obtenus lors de cette étude, le LCSQA recommande donc aux AASQA une période de stockage maximale de 7 jours consécutifs des échantillons collectés au sein des préleveurs réfrigérés ou mis en œuvre en station climatisée. Un suivi continu de la température interne du préleveur au niveau du stockage des échantillons, afin de s’assurer du bon fonctionnement du système de réfrigération des échantillons ou de climatisation de l’enceinte accueillant le préleveur, est toutefois indispensable. Enfin, dans le cas présent, les blancs de terrain doivent subir la même procédure que les échantillons et devront donc être stockés dans le préleveur pour la même durée que les filtres collectés afin de s’assurer qu’aucune contamination n’ait eu lieu.

La pollution particulaire constitue un véritable enjeu à la fois politique  sanitaire et règlementaire. Ainsi, un besoin fort est exprimé par les pouvoirs publics de se doter d’outils de compréhension des phénomènes et d’aide à la décision en accord avec la Directive 2008/50/CE et mettre en œuvre des plans de réduction des sources de matière particulaire (PM) en France. C’est pourquoi le programme CARA a été crée au sein du Laboratoire Central de Surveillance de la Qualité de l’Air (LCSQA) et que des campagnes de mesures sont menées sur le territoire pour suivre des traceurs spécifiques de certaines sources, caractériser la pollution particulaire dans des zones spécifiques telles les zones rurales, mettre au point des méthodes d’analyse et de traitement des données pour attribuer les sources et comprendre les phénomènes. En 2009, un premier rapport s’était attaché à faire l’état des lieux des différentes approches existantes pour l’attribution des sources de particules ainsi que des différentes études de source de PM menées en France au niveau national, régional et dans le domaine de la recherche. La poursuite de ce travail, entrepris chaque année, révèle la multiplicité et la diversité de ces études. En 2012, ce travail de veille s’est poursuivi et a permis de mettre en évidence les principaux éléments suivants : .Quatre études nouvelles ont été recensées : « signature PM », CHAMPROBOIS, INACS, Lanslebourg II. Il est néanmoins important de noter que cette veille ne prétend aucunement à l’exhaustivité, La plupart des études visant à caractériser les sources de PM localement se sont terminées en 2012 (Particul’Air, Particules en IDF, Vallée des Peillons, Chaudières bois en Alsace, Brumes de sable en Martinique, Lanslebourg...) ; En 2010, deux projets se destinaient à des applications épidémiologiques (« Brumes de sable » en Martinique et le site d’observation de la Meuse) et un à des études de toxicologie (PACTES en région PACA). En 2012, aucun nouveau projet ne vient renforcer les rangs des études épidémiologiques ; Alors que les études de caractérisation des sources de PM en région initiées entre 2009 et 2010 touchent à leur fin, peu sont initiées en 2012. L’on assiste plutôt à une augmentation depuis 2011 des études focalisées sur la caractérisation d’un polluant et de ses sources par le biais de campagne de terrain comme PREQUALIF qui s’intéresse au « black carbon », de mesures à la source comme NanoFluegas, projet tourné vers les nanomatériaux manufacturés, ou de la caractérisation d’une source comme PM-DRIVE, également intéressé par l’impact de la source trafic ; Plusieurs sites français (Revins, SIRTA..) ont participé à la campagne européenne intensive EMEP-ACTRIS. Cette dernière action s’inscrit dans un contexte de travail européen fort comprenant entre autre : La participation au réseau EMEP-ACTRIS comme mentionné ci-dessus ; La rédaction de guides pour l’estimation de la part des sources naturelles et de resuspension sur les concentrations en PM ; La mise en place d’un réseau de sites de mesure facilitant les échanges entre pays (ACTRIS, transnational access), La rédaction d’un protocole technique pour la mise en œuvre des modèles récepteur (Receptor Model Technical Protocol, RMTP). Les travaux européens s’organisent pour donner un cadre, harmoniser et faciliter l’ensemble des études menées par les Etats Membres afin d’identifier les sources de la pollution particulaire et mieux qualifier et quantifier les épisodes de PM en particulier ceux attribuables à des phénomènes particuliers tels le transport longue distance ou les sources naturelles. L’impulsion que l’Europe est en train de donner aux travaux relatifs à la connaissance des sources des PM devrait profiter et certainement provoquer des travaux supplémentaires au niveau national. C’est la raison pour laquelle ce travail de veille sera étendu aux travaux européens en 2013. La plupart des travaux visant à caractériser des activités locales (industrie, trafic…), des habitudes de vie (transport, chauffage…) et l’organisation même des communes sont importants dans un contexte national de mise en œuvre de plans de réduction.

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.

Dans la continuité des travaux 2011, le LCSQA a participé aux essais de comparaison multi-instruments de mesure PM à l’initiative d’ATMO-Nord-Pas de Calais dans la station de l’Ecole des Mines de Douai (EMD), sur le site d’observation de Dorignies. Cet exercice, réalisé de janvier à avril 2012, a permis de suivre l’équivalence des analyseurs automatiques avec la méthode de référence (gravimétrie). La présente note synthétise les résultats obtenus lors de cette campagne. Cette étude, réalisée sur la fraction PM10, confirme le respect du critère de 25% d’incertitude élargie au niveau de la valeur limite pour le TEOM-FDMS et le BAM 1020. En revanche, les résultats obtenus pour cette campagne à Dorignies indiquent une surestimation globale de l’ordre de 20% pour la jauge bêta MP101M-RST, qui présente une incertitude élargie au niveau de la valeur limite supérieure à 30% pour cette série de données.

  Ce document fait partie du référentiel technique national, conformément à l'arrêté du 16 avril 2021 relatif au dispositif national de surveillance de la qualité de l'air ambiant.    

En tant que Laboratoire National de Référence dans le domaine de la Qualité de l’Airnotifié par le Ministère en charge de l’environnement, le LCSQA joue un rôle actifdans les instances normatives et réglementaires nationales et européennes : - application des directives (garantie des méthodes et des données associées), - révision de normes EN existantes et élaboration de nouvelles normes par le CEN, - valorisation de la capacité d’expertise au travers de la participation aux divers workshops et groupes de travail européens et nationaux en vue de l’application de la réglementation européenne sur le territoire. Au niveau européen, les GT et Comités impliquent 12 experts membres du LCSQA Un résumé des principales décisions associées aux différents documents normatifsest donné dans le rapport. De même, au niveau national, dans le cadre du Grenelle Environnement et du 2ème Plan national Santé-Environnement, le rôle du LCSQA concernant la coordination technique du Dispositif National de Surveillance s’est vu renforcé 1 en 2011, en lien avec les AASQA qui devront être régionalisées dès 2012. L’ensemble des actions d’appui à la surveillance, à la planification et aux politiquesterritoriales est décrit sur le site du LCSQA (http://pro-lcsqa2.lcsqa.org/fr/)   1Arrêté du 29 juillet 2010 portant désignation d’un organisme chargé de la coordination technique de la surveillance de la qualité de l’air au titre du code de l’environnement

En France comme dans les autres pays européens, la majorité des dépassements de valeurs limites en PM10 sont enregistrés sur des stations de proximité automobile, suggérant une exposition maximale des populations aux abords des axes routiers urbains. Afin de caractériser au mieux cette exposition à partir de l’information ponctuelle fournie par ces stations et d’évaluer l’impact sanitaire associé, il est donc nécessaire de déterminer la représentativité spatiale des mesures de PM10 en site trafic. Une telle information peut se révéler décisive lorsqu’il s’agit d’identifier les sites les plus appropriés pour l’implantation d’une future station de proximité. L’objectif de la présente étude était de réaliser, en collaboration avec des AASQA volontaires, des campagnes de mesure de PM10afin de pouvoir apporter des recommandations méthodologiques pour l’étude de cette représentativité spatiale et d’explorer le lien entre la notion de représentativité et celle de superficies et populations exposées aux dépassements de seuils. Pour ce faire, trois campagnes de mesure ont été réalisées, deux aux abords de l’autoroute A7 sur la commune de Saint-Romain-en-Gal (en collaboration avec Air Rhône-Alpes) et une autour de la station trafic Octroi située au centre-ville de Belfort (en collaboration avec Atmo Franche-Comté). D’un point de vue métrologique, différents indicateurs optiques ont pu être testés lors des campagnes de Saint-Romain-en-Gal, indiquant un bon comportement desinstruments asséchant l’air échantillonné, avec une préférence pour les compteurs (de type Grimm en caisson environnemental) par rapport aux néphélomètres (e.g. Osiris ou ADR 1500). Néanmoins, la forte influence du fond sur les niveaux de PM10 en sites trafic suggère la nécessité d’utilisation de techniques de mesure aussi précises que possible. En outre, le recours à des prélèvements sur filtre, selon la méthode de référence en vigueur (norme NF EN 12341), lors de la campagne de Belfort a permis une meilleure interprétation des résultats via l’analyse de traceurs chimiques de sources. Il a, par exemple, été possible de déterminer, dans le surplus de concentration observé en site trafic, la part des émissions directes (à l’échappement) et la part des émissions dues aux phénomènes de remise en suspension. Afin d’évaluer la représentativité spatiale des stations de proximité (station temporaire Mobiléo au bord de l’A7, station fixe Octroi à Belfort), on s’est intéressé aux variations de concentration autour de ces sites, le long de l’axe routier d’une part et perpendiculairement à celui-ci d’autre part. Le long de l’axe, les concentrations de PM10 sont relativement homogènes : sur les périodes étudiées, les concentrations moyennes journalières mesurées en divers points s’écartent d’au plus 8 µg/m3 de la valeur mesurée sur la station Si pour la campagne de Saint-Romain en Gal, les données recueillies ne permettent pas d’interpréter ces écarts, à Belfort, les variations relatives de concentration pourraient s’expliquer par les variations relatives de trafic avec lesquelles elles sont corrélées (corrélation de 0,85). Dans la direction transversale, les mesures réalisées à distance croissante de la route indiquent une diminution assez rapide des concentrations. Les concentrations de PM10 mesurées à 50 m de l’A7 lors de la campagne automnale de Saint-Romain-en-Gal, et à environ 150 m de la station Octroi lors de la campagne de Belfort, sont proches des niveaux de fond urbain. Une détermination précise de la zone d’impact du trafic se révèle toutefois malaisée à cause de l’influence de sources de pollution parasites telles qu’une route secondaire et des plages de variation des concentrations, souvent inférieures à l’incertitude de mesure autorisée pour les PM10.L’amplitude relativement limitée de ces variations peut s’expliquer par une contribution majoritaire de la pollution de fond, comme s’accordent à le montrer l’exploitation des données de campagnes et la comparaison des données de fond et de trafic réalisée à l’échelle nationale. D’après les données de la campagne de Belfort, une station trafic peut ainsi, dans une certaine mesure, être considérée comme représentative d’une zone bien plus large que le segment de route au bord duquel elle se trouve, voire de l’ensemble de l’agglomération. En revanche, elle ne peut renseigner correctement sur le nombre de dépassements du seuil journalier en situation de fond urbain. En effet, même s’il est modéré, le surplus de pollution lié au trafic peut suffire à multiplier les dépassements. Outre l’étude de la représentativité spatiale, il paraît donc opportun de s’intéresser directement aux superficies et populations concernées par les dépassements de valeurs limites. Pour ce faire, l’utilisation de la modélisation déterministe semble préférable à une approche géostatistique, particulièrement coûteuse et complexe à mettre en œuvre pour les PM10 du fait des contraintes métrologiques (à l’inverse par exemple du NO2). Néanmoins, l’optimisation de la modélisation des émissions directes et le développement de la modélisation des émissions indirectes sont encore à réaliser, rendant nécessaire la « calibration » de ces modèles de pollution de proximité à l’aide de campagnes de mesure.