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Le dioxyde d’azote NO2
Le dioxyde d’azote (NO2) est fréquemment associé au monoxyde d’azote (NO). Ils ont longtemps été mesurés ensemble par les réseaux de surveillance de la qualité de l’air car la mesure séparée était difficile (Fontan, 2004). La somme de ces deux polluants est désignée par les oxydes d’azote (NOx). Ils sont principalement émis sous la forme du monoxyde d’azote NO par les combustions fossiles à haute température (moteur thermique des transports, production d’énergie thermique et d’électricité, etc.). Dans l’atmosphère, au contact de l’oxygène, le NO s’oxyde en NO2 : 2NO+O2 2NO2
La figure I.1 présente les principales sources d’émission francilienne des oxydes d’azote en 2005 et révisé en 2008 à partir du cadastre des émissions réalisées par Airparif. Le trafic routier est le principal émetteur de NOx en Île‐de‐France (les moteurs diesel en rejettent deux fois plus que les moteurs à essence catalysés). Les véhicules particuliers représentent 41% des émissions, suivis des poids lourds (31%) et des bus (9%). Un cinquième des émissions de NOx sont émises par le secteur résidentiel et tertiaire. Le gaz naturel utilisé pour le chauffage résidentiel est à l’origine de la majeure partie des émissions de NOx dans ce secteur (Airparif, 2009a). Les autres secteurs ont des parts plus faibles dans les émissions des NOx (entre 1 et 7%). Ces pourcentages d’émission vont varier à une échelle plus fine (départementale ou communale) selon la présence et la proximité des sources d’émission. Pour l’inventaire des émissions révisées en 2011 sur la base de l’année 2008, environ 95% des émissions de NOx sont dues au trafic routier et au secteur résidentiel et tertiaire car les autres secteurs sont peu ou pas présents dans la capitale (Airparif, 2012b).
Bien que les NOx soient souvent étudiés ensemble, seul le NO2 est nocif pour la santé et donc considéré comme un des principaux polluants problématiques.
L’ozone O3
L’ozone troposphérique est un polluant secondaire, principal polluant photochimique (Conseil Supérieur d’Hygiène Public de France, 1996 ; Kleinman et al., 1997 ; Sillman, 1999 ; Kleinman, 2005 ; Camredon et Aumont, 2007). Aux échelles locales, régionales et globales, l’ozone se forme par oxydation photochimique à partir des oxydes d’azote NOx, des composés organiques volatiles COV et des radicaux HOx. Dans une moindre mesure, le monoxyde de carbone CO et le méthane CH4 peuvent aussi être à la source de l’O3. La formation principale de l’ozone se fait toujours en présence de NOx mais une complexité de réactions chimiques peut intervenir dans la formation de l’ozone (Camredon et Aumont, 2007). Nous présenterons ici les deux principales : avec le COV et le NOx.
L’O3 est naturellement en équilibre avec les NOx. Le NO2 est dissocié sous l’effet du rayonnement solaire hv (en dessous de 420 nm de longueur d’onde) qui donne du monoxyde d’azote NO et du oxygène O. Ce dernier réagit avec le dioxygène O2 pour former de l’ozone O3. La réaction nécessite une molécule non réactive M, pour prendre l’énergie libérée et stabiliser l’O3. NO2 + hv (λ< 420 nm) NO + O ° O°+O2+MO3+M
L’ozone O3 réagit avec le monoxyde d’azote NO, formé lors de la dissociation du dioxyde d’azote NO2, pour redonner du dioxyde d’azote : O3+NONO2+O2
C’est ce qu’on appelle la titration de l’ozone par le monoxyde d’azote NO. La titration est un terme anglais qui désigne le titrage en français mais n’a pas de réel équivalent lorsque l’on parle de la destruction de l’ozone par le monoxyde d’azote. Dans les sites urbains, près du trafic routier qui émet principalement du NO2 sous forme de NO, la destruction de l’O3 est donc plus importante que sa formation à partir du NO2 (Fontan, 2004 ; Itano et al., 2007).
A cause de cette relation entre l’O3 et les NOx, les fortes concentrations d’O3 qui peuvent être observées ne sont pas uniquement dues aux émissions de NOx. Les composés organiques volatiles non méthaniques COV jouent un rôle essentiel dans la formation de l’O3 en permettant la formation du dioxyde d’azote NO2 à partir de l’oxyde d’azote NO. Les COV, regroupant les hydrocarbures (alcanes, alcènes, alcynes aromatiques) et les composés oxygénés (aldéhydes et cétones), sont essentiellement émis par combustion, par l’évaporation des solvants lors de leur fabrication, de leur stockage ou de leur utilisation, mais aussi de façon naturelle par la végétation (isoprène et terpènes ; Airparif, 2009a). Environ 40% des émissions des COV proviennent des industries manufacturières en Île‐de‐France, 30 % d’origine tertiaire et résidentielle et 20% de sources automobiles.
Les composés organiques volatiles RH réagissent avec le radical OH pour former un radical peroxyle RO2 (1) (2) qui va réagir avec le monoxyde d’azote NO pour donner du dioxyde d’azote NO2 (3) :
RH+OHR+H2O(1)
R + O2 RO2(2)
RO2 + NO RO + NO2 (3)
Le monoxyde d’azote NO n’est alors plus disponible pour détruire l’ozone O3. L’ozone troposphérique O3 résulte donc de réactions chimiques complexes principalement à partir des oxydes d’azote, des composés organiques volatils et du radical OH.
Les particules PM10 et PM2,5
De nombreux travaux scientifiques ont été réalisés depuis une dizaine d’années sur les particules, traduisant leur complexité et entraînant une évolution des connaissances, des méthodes de mesure et des normes réglementaires (Fontan et al., 2005 ; Primequal‐Predit, 2005 ; MEDAD, 2007 ; Airparif, 2008c ; Affset, 2009). Le terme « particule » désigne un mélange solide et/ou liquide présent dans un mélange gazeux. On parle aussi d’aérosols indiquant à la fois les particules et le gaz dans lequel elles se trouvent en suspension. La pollution particulaire est beaucoup plus complexe que les polluants gazeux tels que le NO2 et l’O3 car elle ne présente pas une entité chimique bien définie mais un mélange hétérogène dont chaque élément est caractérisé par un état (solide et/ou liquide), une granulométrie, une composition chimique, une dynamique d’évolution dans l’atmosphère et une diversité de sources d’émission aussi bien naturelle que anthropique (Guégan et al., 2008).
Pendant longtemps, les particules étaient mesurées sous la forme de fumées noires (Black Smoke) qui désignent par convention des particules noirâtres, présentant des dimensions suffisamment petites pour demeurer en suspension dans l’air. Ce sont essentiellement des particules carbonées issues de la combustion qui sont recueillies sur un filtre et sont évaluées par réflectométrie (Airparif, 2008c). Actuellement, depuis la directive européenne n°1999/30/CE du 22 avril 1999 transposée dans le droit français par le décret du 15 février 2002, les particules se mesurent par la concentration en masse des PM10 et PM2,5 (Affset, 2009). PM désignant « particulate matter » en anglais, les PM10 et les PM2,5 sont des particules de diamètre aérodynamique moyen inférieur à 10 µm et 2,5 µm. Les particules ayant un diamètre entre 2,5 et 10 µm sont dites « grossières » et celles avec un diamètre inférieur à 2,5 µm sont dites « fines ». La mesure de la taille des particules n’est probablement pas l’indicateur le plus pertinent pour mesurer les particules car elle ne prend pas en compte leur composition chimique (Harrison et Yin, 2000).
Les particules « primaires »
Les particules présentes dans l’air ambiant peuvent être à la fois « primaires » et « secondaires » (Airparif, 2008c ; Guégan et al., 2008). Les particules primaires sont directement émises dans l’atmosphère par des sources naturelles (d’origine terrigène, marine ou biogénique) et par des sources anthropiques (transport routier, industrie manufacturière, résidentiel–tertiaire, agriculture, transformation d’énergie ; CITEPA ‐ SECTEN, 2011). La figure I.2 montre la répartition par secteur des sources d’émission des PM10 et PM2,5 en Île‐de‐France en 2005 et révisée en 2008. Pour les deux polluants, la contribution des phénomènes de remise en suspension et de transformation chimique n’est pas prise en compte. On s’intéresse ici uniquement aux particules primaires (Airparif, 2009a). 28% des PM10 et 23% des PM2,5 sont émis par le trafic routier, proportions moins importantes que pour les NOx. Les véhicules particuliers contribuent à 10% des émissions franciliennes de PM10. Les véhicules utilitaires légers représentent 7% des émissions, tout comme l’usure des routes, des pneus, des plaquettes freins entraînant un phénomène d’abrasion des pneus, de la route et/ou des freins qui est responsable de 7% des PM10. Dans l’inventaire de 2005 et révisé en 2008, le phénomène d’abrasion n’est pas pris en compte dans les sources d’émission des PM2,5. Cependant plusieurs études internationales montrent que l’abrasion des pneus est une source importante d’émission des particules fines (Wahlinet al., 2006 ; Quérol et al., 2007 ; Almato et al., 2010). Ces dernières années les études sur les particules fines et ultrafines se sont multipliées. Leurs sources d’émission étaient moins bien définies. L’association Airparif a publié un rapport en 2011 sur l’origine des particules dans lequel les sources d’émission des PM2,5, et entre autres celles du trafic routier, sont mieux connues (Airparif, 2011b).
Le secteur résidentiel et tertiaire est le second secteur le plus important d’émission de PM10 et PM2,5, la combustion du bois en étant le contributeur majoritaire. Cette proportion du secteur résidentiel comme une des principales sources d’émission des PM10, diminue légèrement dans Paris (Airparif, 2012b) ; car, d’après l’arrêté du 22 janvier 1997, créant une zone de protection spéciale contre les pollutions atmosphériques en Ile de France, les feux de cheminée sont très réglementés à Paris. Il existe encore quelques incertitudes sur les facteurs d’émissions de particules dans le secteur résidentiel, dues à l’absence de données précises sur les équipements et plus particulièrement le chauffage (chaudière au bois, cheminée,… ; Collet, 2009). Un quart des émissions s’explique aussi par le secteur industriel et plus particulièrement, les travaux en bâtiment, les carrières, les aciéries et la production d’engrais.
Effets sur la santé et réglementations de la pollution de l’air
L’O3, le NO2, les PM10 et PM2,5 sont des polluants actuellement problématiques en région parisienne car ils dépassent fréquemment les seuils annuels et journaliers ou horaires fixés par l’OMS, l’Union Européenne et la France. Ces dépassements peuvent entraîner un risque sanitaire pour la population.
Effets sanitaires de la pollution de l’air
La pollution atmosphérique présente des risques sanitaires pour les individus à court et à long terme. Les effets à court terme sont les manifestations cliniques, fonctionnelles ou biologiques qui apparaissent après l’exposition à la pollution atmosphérique dans des délais brefs (de quelques jours à quelques semaines). Les liens à court terme entre la pollution atmosphérique urbaine et la mortalité et la morbidité sont bien établis et quantifiés depuis plusieurs années. De nombreux programmes de recherche souvent multicentriques et des études épidémiologiques, toxicologiques, biologiques et expérimentales ont été mis en place depuis les années 90 : par exemple, les programmes européens Psas‐9 (Programme de surveillance air et santé 9 villes ; PSAS, 2008) et APHEA (Air Pollution and Health‐European Approach ; Katsouyanni et al., 1996 ; Katsouyanni et al., 1997 ; Touloumi et al., 1997), le programme américain NMMAPS (National Morbidity, Mortality and Air Pollution Study ; Samet et al., 2000) ou encore, les programmes de l’Observatoire régional de la santé d’Île‐de‐France Erpurs (Evaluation de la pollution urbaine sur la santé ; Medina et al., 1994 ; Host et al., 2008). Les études épidémiologiques ont mis en évidence une relation positive entre la mortalité et les principaux polluants atmosphériques (dioxyde d’azote, dioxyde de souffre, monoxyde de carbone, ozone et particules), particulièrement pour des causes respiratoires, cardio‐vasculaires et cardiaques (Le Tertre et al., 2002 ; Stieb et al., 2002 ; Bell et al., 2004 ; Samoli et al., 2006). De nombreuses études se sont également intéressées aux effets de la pollution de l’air sur la morbidité en mettant en relation les niveaux de polluants et les admissions hospitalières et consultations médicales pour des pathologies cardio‐vasculaires. Des liens significatifs ont été mis en évidence mais variables selon le polluant et les pathologies plus spécifiques telles que l’asthme, la broncho‐ pneumopathie chronique obstructive (BPCO), l’insuffisance cardiaque, les cardiopathies ischémiques, l’infarctus du myocarde ou les maladies cérébrovasculaires (Anderson et al., 1997 ; Atkinson et al., 2001 ; Host et al., 2008).
Actuellement, moins de travaux de recherche ont été réalisés sur les effets à long terme de la pollution de l’air, c’est‐à‐dire les effets sanitaires qui se produisent à la suite d’une exposition chronique. Il est compliqué et coûteux de mesurer les effets cumulatifs de l’exposition à la pollution atmosphérique tout au long de la vie (Kuenzli, 2006). Les premières études ont été menées par des américains à travers l’étude des « six villes » et l’étude de l’« American cancer Society » (Dockery et al., 1993 ; Pope et al., 1995). Ces travaux et les autres qui ont suivi vont tous dans le même sens et mettent en évidence des effets chroniques (respiratoires, cardio‐ vasculaires, cancers) lors de l’exposition fréquente à la pollution de l’air urbaine (cf. Extrapol n°29 et n°30). L’association de forts niveaux de pollution à court terme et de l’exposition à long terme d’un individu peut mener à un risque sanitaire aigu ou déclencher une maladie chronique dans certains cas (Eilstein, 2006 ; InVS, 2008).
Les personnes âgées, les enfants et les personnes souffrant de maladies chroniques respiratoires ou cardio‐vasculaires sont les plus touchés par les effets de la pollution de l’air (Brauer et al., 2002 ; Extrapol n°25 et 26).
Les réglementations de la pollution de l’air
Afin d’évaluer l’exposition de la population à la pollution de l’air, de la limiter et d’informer, des normes françaises et européennes et des recommandations de l’Organisation Mondiale pour la Santé (OMS) existent.
Les valeurs limites fixées par l’OMS sont plus sévères que celles fixées par l’Union Européenne et la France. Ce sont des lignes directrices pour conseiller les mesures de réduction de la pollution de l’air (OMS, 2005). Comme pour les réglementations européennes et françaises, elles sont fixées à partir des résultats des études épidémiologiques et toxicologiques à court et à long terme. Elles sont réactualisées à partir des nouveaux résultats (OMS, 1987 ; OMS, 2000 ; OMS, 2005). Les études de toxicologie sur le NO2 montrent qu’il existe un seuil au‐dessus duquel les bronches peuvent être affectées par ce polluant à court terme (200 µg/m3 pour une heure ; Brunekreef et Holgate, 2002). Aucun seuil n’a été mis en évidence pour les taux de PM10, PM2,5 et d’O3. Les risques sanitaires augmentent lors d’un accroissement des concentrations de ces polluants (Bell, 2006 ; Affset, 2009). Les limites fixées par l’OMS sont à titre indicatif et ne permettent pas une diminution totale des risques sanitaires.
La réglementation française suit globalement les directives européennes n°2008/50/CE du 14 avril 2008 et n°2004/107/CE du 15 décembre 2004. Les indices français de qualité de l’air sont définis dans le Code de l’environnement (articles R221‐1 à R221‐3 ; tab. I.1). Ils évoluent selon les réglementations européennes. Par exemple, fin 2011, le seuil d’information et de réglementation pour les PM10, premier seuil à court terme, est passé de 80 µg/m3 à 50 µg/m3 en moyenne horaire, et le seuil d’alerte, second seuil à court terme, est passé à 125 µg/m3. A court terme, les seuils réglementés sont des taux moyens horaires et journaliers au‐delà desquels une procédure d’information ou une intervention d’urgence sont déclenchées (seuil de recommandation et d’information, et seuil d’alerte) car une exposition de courte durée présente un risque pour la santé humaine de groupes particulièrement sensibles ou de toute la population. Deux seuils différents existent :
• Seuil de recommandation et d’information : niveau au‐delà duquel une exposition de courte durée présente un risque pour la santé humaine de groupes particulièrement sensibles au sein de la population et qui rend nécessaire l’émission d’informations immédiates et adéquates à destination de ces groupes et des recommandations pour réduire certaines émissions.
• Seuil d’alerte : niveau au‐delà duquel une exposition de courte durée présente un risque pour la santé de l’ensemble de la population ou de dégradation de l’environnement, justifiant des mesures d’urgence.
Les normes sur le long terme sont des niveaux annuels à atteindre ou un nombre maximum de niveaux journaliers à ne pas dépasser un certain nombre de jours afin d’assurer une protection efficace de la santé humaine et de l’environnement dans son ensemble. Plusieurs normes existent :
• Valeur cible : niveau à atteindre, dans la mesure du possible, dans un délai donné et fixé afin d’éviter, de prévenir ou de réduire les effets nocifs sur la santé humaine ou l’environnement dans son ensemble ;
• Valeur limite : niveau à atteindre dans un délai donné et à ne pas dépasser, et fixé sur la base des connaissances scientifiques afin d’éviter, de prévenir et de réduire les effets nocifs sur la santé humaine ou sur l’environnement dans son ensemble ;
• Objectif de qualité : niveau à atteindre à long terme et à maintenir, sauf lorsque cela n’est pas réalisable par des mesures proportionnées, afin d’assurer une protection efficace de la santé humaine et de l’environnement dans son ensemble.
L’exposition individuelle à la pollution de l’air
Les premières notions de l’exposition humaine à la pollution atmosphérique ont été définies dans les années 1970, à l’aide notamment d’études sur la mobilité de la population (Szalain, 1972 ; Chapin, 1974 ; Duan, 1982 ; Ott, 1984 ; Fugaš, 1986). « L’exposition est définie comme un contact entre l’homme et son environnement avec un contaminant d’une concentration spécifique durant un certain laps de temps. L’unité de mesure est la concentration par le temps » définition de l’Académie des Sciences Américaine, 1991. Elle est donc caractérisée par la concentration de polluants à laquelle une personne est soumise durant un laps de temps (Ambroise et al., 2005). Cette exposition va varier selon les polluants, l’activité et l’individu lui‐même. Ce n’est pas un seul polluant mais souvent un ensemble de polluants auquel l’individu est exposé, mais l’évaluation de cette synergie est encore très difficile à mettre en œuvre et se fait donc souvent polluant par polluant (Airparif, 2008a).
La figure II.1 proposée par Derbez et al. en 2001 représente schématiquement les étapes à considérer pour évaluer le risque sanitaire. Deux types d’exposition sont proposés : l’exposition externe, correspondant à l’exposition aux concentrations de polluants avant l’inhalation, et l’exposition interne, après l’inhalation, dans l’organisme de l’individu. L’exposition interne est différente pour chaque individu, à même dose, selon les facteurs physiopathologiques de l’individu (âge, sexe, état de la santé, fréquence pulmonaire, etc.). Elle est difficile à quantifier. Le risque sanitaire va dépendre de l’exposition interne et de l’exposition externe.
Actuellement, l’exposition externe est plus facilement mesurée par des mesures fixes ou semi‐ mobiles des concentrations de polluants à l’intérieur et/ou à l’extérieur Deux types d’information sont alors croisés : la localisation de l’individu au cours de la journée et la concentration de la pollution dans les lieux où l’individu se trouve. La variabilité de l’exposition individuelle à la pollution de l’air va donc dépendre, d’une part, de la variabilité spatiale et temporelle des concentrations des polluants et d’autre part, des activités et de leur durée. Selon ces paramètres, l’individu sera plus ou moins exposé à la pollution de l’air et susceptible d’avoir des impacts sur sa santé à court et long terme.
Les études sur la mesure de l’exposition individuelle à la pollution de l’air se sont multipliées depuis une vingtaine d’années (Limass et et al., 1993 ; Derbez et al., 2001 ; Chow et al., 2002 ;
Edwards et al., 2001 ; Ballesta et al., 2006 ; Kaur et al., 2007 ; Airparif, 2008a ; Ashmore et Dimitroulopoulou, 2009). L’idéal pour mesurer l’exposition humaine au plus près de la réalité est de réaliser une campagne de mesure à l’aide de plusieurs individus portant des capteurs tout au long de la journée, durant leurs activités intérieures et extérieures, et durant leurs trajets. Plusieurs campagnes ont ainsi été réalisées à l’aide d’échantillonneurs actifs ou passifs (Gonzalez‐Flesca et al., 2000 ; Edwards et al., 2001 ; Ambroise et al., 2005 ; Ballesta et al., 2006 ; Goodman et al., 2007 ; Kot‐Wasik et al., 2007). Les échantillonneurs actifs mesurent les concentrations de polluants avec un pas de temps de quelques secondes à plusieurs minutes. L’air peut être collecté dans des échantillonneurs passifs puis analysé ensuite en laboratoire. Les individus portant ces échantillonneurs peuvent être aléatoires ou représentatifs d’individus particuliers : par exemple, les enfants en mesurant leur exposition à l’école et dans les transports les y amenant (Ashmore et Dimitroulopoulou, 2009) ou un ensemble de travailleurs exposés à la pollution sur leur lieu de travail (Airparif, 2008b ; Cattaneo et al., 2010).
Par exemple, en 2007, une étude exploratoire a été menée en Île‐de‐France par Airparif, association appartenant au réseau des Associations, Agréées pour la Surveillance de la Qualité de l’Air (AASQA), sur l’exposition d’un échantillon de franciliens (Affset et Airparif, 2007 ; Airparif, 2008a). 150 volontaires ont porté pendant deux jours, en hiver et en été, des échantillonneurs passifs de dioxyde d’azote, de benzène et de formaldéhydes. Les résultats ont montré que les concentrations de formaldéhydes étaient plus importantes à l’intérieur. Les niveaux de dioxyde d’azote et de benzène étaient, quant à eux, plus élevés à l’extérieur et comparables à ceux mesurés par les stations de fond et de trafic appartenant au réseau de mesures automatiques de Airparif. Les taux sont plus forts lors des déplacements mais très variables suivant le type de transport utilisé, selon le temps de parcours et la densité de trafic sur les routes fréquentées.
Cette méthode demande beaucoup de matériel et peut être une contrainte pour les individus souvent volontaires (port du capteur). Les capteurs actifs sont souvent plus volumineux et plus coûteux que les capteurs passifs. Les mesures directes à l’aide de capteurs actifs se font donc généralement avec un nombre de participants beaucoup moins importants dans l’optique de caractériser la pollution de proximité. L’évaluation peut aussi être indirecte à l’aide de modèles mathématiques en croisant les concentrations de polluants dans les lieux fréquentés et le temps passé dans chacun d’eux (Jeannée et al., 2006).
Cependant, l’appréciation de l’exposition externe à la pollution de l’air de la population se limite souvent à la surveillance de la qualité de l’air extérieur à l’aide d’un réseau automatique de mesure à une échelle régionale et aux modèles de pollution de l’air (Lameloise, 2007). Les campagnes de mesure à une échelle régionale ou locale permettent d’améliorer les connaissances sur la variabilité temporelle et spatiale des concentrations des polluants et de perfectionner les modèles de pollution atmosphérique. Les mesures de la pollution de l’air dans des micro‐environnements caractérisent le mieux l’exposition à la pollution de l’air. Ces différentes mesures sont développées dans la partie suivante.
Les mesures de la pollution de l’air
La pollution de l’air se mesure à l’aide de réseaux de stations automatiques fixes pour surveiller la qualité de l’air quotidiennement, et de mesures plus ponctuelles, sous forme de campagne de mesures, pour répondre à une problématique précise.
Les réseaux de mesures
La plupart des grandes agglomérations dans le monde dispose d’un réseau de mesures automatiques permanent de concentrations de polluants atmosphériques. L’Organisation Mondiale de la Santé dispose d’une base de données issue de stations automatiques pour environ 1100 villes dans 91 pays (http://www.who.int/). Les polluants les plus fréquemment mesurés sont le dioxyde de souffre, les particules, l’ozone et le dioxyde d’azote. D’autres polluants sont aussi mesurés selon la problématique liée à l’emplacement de la station de mesures (à proximité de sources de pollution, en situation de pollution de fond…). En France, toutes les agglomérations de plus de 100 000 habitants disposent d’un réseau de stations automatiques mesurant en continu les concentrations de certains polluants primaires et secondaires, géré par les Associations Agréées de Surveillance de la Qualité de l’Air (AASQA ; http://www.atmo‐france.org/fr/).
Ces stations ont plusieurs objectifs. Au quotidien, elles permettent d’évaluer l’exposition à la pollution de l’air en mesurant en continu les niveaux de pollution, d’informer la population en couplant les mesures aux modèles de qualité de l’air et d’alerter en cas de dépassements des seuils mis en place pour limiter les risques sanitaires. A plus long terme, les données issues de ces stations permettent d’étudier les variations temporelles et spatiales de la pollution de l’air, de suivre les évolutions de la qualité de l’air, en les comparant aux objectifs de qualité de l’air, et d’analyser les effets de la pollution de l’air sur la santé.
Afin de répondre à ces objectifs, les stations sont placées selon certains critères afin qu’elles soient représentatives de sites considérés comme semblables ne se trouvant pas à proximité immédiate (ADEME, 2002). Elles sont classées selon la densité de population, le type d’espace et d’émissions autour des stations. Globalement ce classement se base sur des recommandations de l’OMS et des lignes directrices pour l’Union Européenne. En Europe, trois classifications différentes servent de base pour l’implantation des stations. Elles sont issues :
Chapitre II – Mesures et évaluation de la pollution de l’air 31
• des travaux du centre thématique sur l’air et le changement climatique (ETC‐ACC, European Topic Center on Air and Climate Change) pour l’agence européenne de l’environnement dans le cadre du projet « EUROAIRNET » (Larssen et al., 1999);
• de la décision du conseil européen 97/100/EC, nommée « Eol », sur l’échange d’informations sur la qualité de l’air au niveau européen ;
• des directives européennes relatives à la qualité de l’air (96/62/CE, 99/30/CE, 2000/69/CE et 2002/3/CE).
Ces classifications ne sont pas homogènes mais c’est surtout le nombre de classes qui diffère selon les pays. Trois grandes classes sont généralement définies au niveau mondial pour correspondre à une représentativité à différentes échelles :
• Les stations « planétaires » informent sur les évolutions à long terme de la composition de l’atmosphère. Elles doivent être représentatives d’un rayon de plus de 100 km.
• Les stations « régionales » sont représentatives de la pollution de l’air à une échelle climatologique régionale et donc des flux météorologiques arrivant d’une zone donnée.
• Les stations « locales » sont représentatives de la pollution de l’agglomération et de proximité émise par des sources anthropiques locales.
En France, différents acteurs du dispositif de mesure et surveillance de la qualité de l’air (le ministère de l’aménagement du territoire et de l’environnement, les associations agréées de surveillance de la qualité de l’air, le laboratoire central de surveillance de la qualité de l’air, la fédération ATMO et l’ADEME) ont collaboré pour rédiger un guide d’implantation des stations. Ce guide définit 7 classes de stations selon la proximité des sources d’émission (trafic, industrie) et en niveau de fond selon l’éloignement aux agglomérations (Tab. II.1 ; ADEME, 2002). En région parisienne, l’association Airparif a défini plusieurs classes de stations :
• Les stations trafic, situées à quelques mètres au maximum de la circulation routière, source principale des polluants mesurée par ces stations ;
• Les stations de fond (urbaine, périurbaine et rurale), représentatives du niveau de fond de la pollution de l’air ;
• La station d’observation située au troisième étage de la Tour Eiffel.
Les données issues de ces stations sont utilisées dans cette thèse pour caractériser les variabilités spatiale et temporelle des concentrations d’O3, de NO2, PM10 et PM2,5 (cf. partie II).
Le critère d’implantation et de classification des stations selon la densité de population et les sources d’émission est discutable. Il ne prend pas en compte le relief, par exemple, qui peut influencer la variabilité des polluants (Martin, 2008). Dans la partie II, l’étude de la variabilité spatiale des concentrations d’O3, de NO2 et de PM10 indique une distribution temporelle et des niveaux similaires pour plusieurs stations urbaines et périurbaines en région parisienne (cf. chapitre V). Les deux classes sont peu distinctes en Île‐de‐France. A l’inverse, dans une même classe, la variabilité temporelle et les niveaux des concentrations peuvent varier selon les stations. De nouvelles classifications sont proposées en prenant en compte l’occupation du sol et le site de la station, à partir des données du réseau déjà existant sur une série temporelle longue et de modèles (Flemming et al., 2005 ; Janssen et al., 2012 ; Joly et Peuch, 2012). Les stations pourraient être reclassifiées à l’aide de taux déjà mesurés et de modèles pour être plus représentatives de sites considérés comme semblables.
Le réseau de stations de mesure automatique permet de surveiller et d’évaluer l’exposition à la pollution de l’air de l’ensemble de la population d’une région. Des campagnes de mesure à l’échelle régionale et locale permettent d’améliorer les connaissances sur les variabilités des polluants, ainsi que de mieux appréhender l’exposition à la pollution de l’air de chaque individu.
Les campagnes de mesure
Les campagnes de mesure sont temporaires en un point ou une aire géographique en vue de disposer d’informations sur les concentrations d’un ou plusieurs polluants pour améliorer les connaissances sur les variabilités du polluant ou ses impacts. Les campagnes de mesure peuvent être à plusieurs échelles temporelles et spatiales différentes, avec des moyens financiers et matériels différents. Ces mesures peuvent être mobiles et/ou fixes.
Plusieurs grandes campagnes ont été réalisées ces dernières années sur les aérosols et les particules dans des métropoles. Le projet européen MEGAPOLI (Emissions, urban, regional and Global Atmospheric POLlution and climate effects, and Integrated tools for assessment and mitigation) a commencé en 2008 avec un consortium de vingt cinq équipes françaises et européennes (http://megapoli.info/). Les objectifs sont de décrire et de quantifier les impacts des mégalopoles sur la qualité de l’air et la composition chimique de la troposphère à l’aide d’une modélisation mise en œuvre pour plusieurs mégalopoles européennes (Londres, Paris, Istanbul, etc.) et internationales (Mexico, Pékin, Le Caire, etc.). Pour cela, une campagne de mesure a été faite en région parisienne été 2009 et hiver 2009/10 visant à mieux quantifier les sources primaires et secondaires de l’aérosol organique afin de servir d’exemple pour les mégalopoles situées aux latitudes tempérées. Un vaste réseau instrumental a été mis en œuvre avec des stations fixes, des stations mobiles et des avions de recherche de type SAFIRE ATR‐42 en été et SAFIRE/PIPER AZTEC en hiver. Ces mesures ont permis de récolter des informations sur la composition chimique des particules, leurs propriétés physico‐chimiques, des mesures en phase gazeuse, des variables météorologiques et des profils lidar et d’améliorer ainsi les connaissances sur les aérosols pour évaluer leurs impacts (Brands et al., 2011 ; Royer et al., 2011 ; Healy et al., 2012 ; Ringuet et al., 2012). Plusieurs grands autres projets sont lancés à des niveaux nationaux ou internationaux, tel que ClearFlo à Londres (http://www.clearflo.ac.uk/) ou Milangro à Mexico (DeCarlo et al., 2008 ; Stone et al., 2008 ; Palancar et al., 2013).
Des mesures avec des dispositifs matériels et financiers sont aussi réalisées par des associations et des laboratoires à l’aide de laboratoires mobiles (camion par exemple), de capteurs portables ou des « tubes à diffusion passive ». Par exemple, des campagnes de mesure ont été réalisées par l’équipe du département de climatologie de l’université d’Umbolt à Berlin, sur plusieurs sites à Berlin et à Karlsruhe pour mesurer la variabilité des particules et l’influence de la végétation à l’aide de stations fixes, d’un camion de mesures et de tubes à diffusion passive, analysés ensuite en laboratoire (Langner et al., 2011a ; Langner et al., 2011b). De nombreuses campagnes de ce type existent en ciblant un ou plusieurs polluants et avec des thématiques différentes.
Cette thèse s’inscrit dans la continuité de mesures itinérantes qui ont été réalisées à pied ou en vélo (Quénol et al., 2006 ; Dahech, 2007 ; Martin et Carrega, 2009 ; Glandus et al., 2011). Nicolas Martin a réalisé une campagne de mesure des taux d’ozone d’avril à septembre 2007 à Nice et ses alentours à l’aide d’un capteur portatif placé sur un vélo pour connaître la variabilité spatiale de l’ozone et ses facteurs à une échelle locale. Les autres campagnes ont mesuré les concentrations de CO et/ou de NO2 à Paris, à Sfax, à Limoges dans le but d’évaluer la pollution de proximité due au trafic routier.
La mesure de la pollution de proximité
La notion de pollution de proximité est étroitement liée à l’exposition d’un individu. Un humain est exposé à la pollution de proximité lors de ses trajets, ses activités et les lieux fréquentés. La pollution de proximité est « la pollution ambiante qui ne résulte pas majoritairement de transferts atmosphériques à longue distance et est déterminée par le voisinage des sources fixes ou mobiles » (Roussel et Charles, 2006). Afin de caractériser l’exposition individuelle à la pollution atmosphérique, de nombreuses études mesurent la pollution de proximité dans des micro environnements à l’aide de capteurs actifs ou passifs (logements, bâtiments publics, transport, etc. ; Adams et al., 2001 ; Guo et al., 2003 ; Kaur et al., 2006 ; Almeida et al., 2011).
Les campagnes de mesure dans les bâtiments publics, les écoles ou encore les logements ont mis en évidence depuis une dizaine d’années une pollution de l’air intérieur relativement importante, principalement due aux composés organiques volatiles (formaldéhydes, benzène, etc.), aux particules, aux allergènes et au monoxyde de carbone (Mosqueron et Nedellec, 2004 ; Dahech et Beltrando, 2008 ; Labre et Mandin, 2009). Les concentrations de polluants sont souvent plus élevées qu’à l’extérieur, à cause des sources d’émissions intérieures (peintures, meubles, tabac, etc.) et le manque de ventilation.
L’association Airparif a réalisé une campagne de mesures des particules PM10 et PM2,5 et du dioxyde d’azote dans le métro parisien du 1er au 15 décembre 2008 dans la station Faidherbe‐ Chaligny (Airparif, 2009c). Deux points de mesures fixes étaient situés sur le quai de la ligne 8, et deux points de mesures à l’extérieur de la station afin d’analyser les transferts de polluants entre l’intérieur et l’extérieur de la station. Les résultats ont montré que les taux de PM10 et de PM2,5 étaient en moyenne 2,5 fois supérieurs à ceux mesurés à la surface, avec des maxima durant les heures de pointe. Les niveaux mesurés correspondent aux observations des mesures réalisées par le réseau de mesures de Surveillance de la Qualité de l’Air de l’Environnement Souterrain SQUALES de la RATP qui dispose d’une station de mesures continues dans la gare d’Auber sur le RER A. Ces fortes concentrations de particules s’expliquent essentiellement par le système de freinage des métros qui produisent des particules et la remise en suspension des particules lors de la circulation du métro. Les concentrations de dioxyde d’azote dépendent quant‐à‐elles plus des niveaux mesurés à l’extérieur.
Un grand nombre de campagnes de mesure de pollution de proximité est réalisé dans différents modes de transport (à pied, à vélo, en voiture, en bus, etc. ; Gulliver et Briggs, 2007 ; Briggs et al., 2008 ; McNabola et al., 2008 ; Kaur et Nieuwenhuijsen, 2009 ; Buonanno et al., 2011). Elles caractérisent la pollution de l’air au plus près de la circulation routière dans différents micro‐ environnements, et peuvent mettre en évidence la variabilité spatiale de cette pollution à une échelle locale (Dahech et al., 2006 ; Quénol et al., 2006 ; Boarnet et al., 2011 ; Glandus et al., 2011). Contrairement aux mesures à l’intérieur de bâtiments, ces mesures sont le plus fréquemment mobiles et répétées souvent sur plusieurs trajets différents. Elles mettent en exergue des taux de polluants plus élevés à proximité des sources d’émission et donc du trafic routier.
Ces mesures de la pollution de proximité aident à la réalisation de modèles ou de systèmes d’information géographique qui servent à montrer l’exposition des individus.
L’évaluation et la modélisation de la pollution de l’air
L’exposition à la pollution de l’air d’un individu peut être indirectement évaluée à l’aide d’un modèle en croisant les concentrations estimées dans un ou plusieurs micro‐environnements et le temps passé dans chacun d’eux (Airparif, 2001 ; Jeannée et al., 2006). Les systèmes d’information géographique permettent de spatialiser les concentrations de polluants et de voir l’exposition d’un individu selon son trajet (Gulliver et Briggs, 2005 ; Vienneau et al., 2009). Des applications se développent à partir de ces modèles pour mesurer son exposition à la pollution de l’air. Airparif a, par exemple, mis en place un outil qui permet de calculer son exposition en voiture lors de son trajet domicile‐travail en Île‐de‐France à l’aide d’un questionnaire (http://www.airparif.asso.fr/divers/exposition‐en‐voiture).
La modélisation de la pollution de l’air permet d’informer la population sur son exposition à des niveaux régionaux et à proximité de sources d’émission, particulièrement le trafic routier. Le modèle Esmeralda fournit chaque jour des prévisions chiffrées et cartographiées de la pollution de fond d’ozone, de dioxyde d’azote et de particules PM10 et PM2.5 pour les régions Île‐de‐ France, Picardie, Centre, Haute et Basse‐Normandie, Champagne‐Ardenne, Nord‐Pas de Calais, Bretagne et Bourgogne. Il permet de prévoir les épisodes de pollution et de faire un bulletin quotidien de la qualité de l’air accessible au public par la presse et les médias (par exemple, sur le bulletin de la qualité de l’air de France 3). A une échelle plus fine, des modèles permettent de cartographier la pollution à proximité du trafic routier. Un modèle issu du projet européen Heaven (Healthier Environment through Abatement of Vehicle Emission and Noise) utilise les données du trafic routier d’une ville pour évaluer toutes les heures la pollution de l’air émise par ce trafic. Ces modèles permettent de prévoir la qualité de l’air pour le lendemain et d’informer la population à l’aide d’indice : l’indice français ATMO et l’indice européen Citeair. L’indice ATMO a été mis en place à l’initiative du ministère de l’Aménagement du Territoire et de l’Environnement en 1995, afin de qualifier la qualité de l’air d’une unité urbaine homogène de plus de 100 000 habitants. Cet indice est un chiffre allant de 1 (bonne qualité de l’air) à 10 (qualité médiocre ; tab. II.2). Il est déterminé à partir des stations de fond de l’agglomération, en intégrant les principaux polluants atmosphériques, traceurs des activités de transport, urbaines et industrielles (dioxyde de soufre SO2, le NO2, l’O3, les PM10). L’indice ATMO correspond au sous‐indice le plus élevé ; par exemple, si le sous‐indice ATMO de l’O3 est de niveau 7 et que les autres sont inférieurs, l’indice ATMO sera de 7. L’indice ATMO représente la qualité globale de l’air sur une agglomération et sert avant tout à informer la population.
L’indice européen Citeair est construit sur le même principe avec une échelle allant de 0 à >100, mais en utilisant en plus de l’indice de fond, un indice de trafic basé sur le NO2 et les PM10. Cet indice est donc plus complet et permet une comparaison de la qualité de l’air au niveau européen grâce au site www.airqualitynow.eu.
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Table des matières
Introduction générale
Partie I : Mesures et variabilités de l’exposition et de la perception de la pollution de l’air extérieur
Chapitre I : Les polluants, leur réglementation et leurs facteurs de variabilité
Chapitre II : Mesures et évaluation de l’exposition à la pollution de l’air
Chapitre III : La perception de la pollution de l’air extérieur
Partie II : Variabilité spatiale et temporelle de l’ozone, du dioxyde d’azote et des particules en région parisienne
Chapitre IV : Réseaux de mesures en région parisienne et approche méthodologique
Chapitre V : Contexte régional et variabilité spatio-temporelle des taux d’ozone, de dioxyde d’azote et de particules en région parisienne
Chapitre VI : Épisodes de pollution à l’ozone, au dioxyde d’azote et aux particules en région parisienne
Partie III : Variabilité de l’ozone et des particules sur les sites touristiques parisiens
Chapitre VII : Protocole de mesure des taux d’ozone et de particules fines sur les sites touristiques parisiens
Chapitre VIII : Exposition des touristes à l’ozone lors d’un épisode de pollution sur des sites touristiques parisiens
Chapitre IX : Variabilité spatiale des particules selon différents itinéraires et modes de transports touristiques à Paris
Partie IV : Perception de la pollution de l’air par les touristes à Paris
Chapitre X : Questionnaires, lieux et jours des enquêtes
Chapitre XI : Entre exposition et perception de la pollution atmosphérique par les touristes
Chapitre XII : Représentation de la qualité de l’air par les touristes à Paris
Conclusion générale et perspectives
Bibliographie
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