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Impacts du trafic aérien sur la qualité de l'air locale et régionale en lien avec les ..... Centre des Examens de l'Enfant de la Sécurité Sociale de Paris ..... le trafic routier contribue de manière appréciable à la mortalité par cancer du poumon en ...... Pollution automobile et acceptabilité sociale des mesures de régulation des ...


un extrait du document

ie prenante du troisième Programme de recherche et d'innovation dans les transports terrestres (PREDIT 3).

ENJEUX ET OBJECTIFS DU PROGRAMME
La dégradation de la qualité de l’air en zone urbaine ou hors agglomération est à la fois due aux sources locales fixes (activités, dispositifs de chauffage) ou mobiles (circulation automobile) mais aussi à la pollution transportée à longue distance. Pour mieux asseoir les politiques d’amélioration de la qualité de l’air dans ces différentes zones, le renforcement des connaissances scientifiques doit tenir compte des évolutions du contexte réglementaire, économique et social qui se traduit notamment par l’évolution de la structure des émissions, l’évolution des émissions des installations classées, l’évolution des carburants et des motorisations, l’évolution des parcs automobiles et routiers, l'évolution des pratiques agricoles, la modification des sources énergétiques, l’évolution du coût de l’énergie, la diversification des types d’énergie, l’apparition ou la disparition de substances nocives, la découverte de nouveaux impacts sur la santé, le bien-être ou l’environnement, l’évolution de la «représentation» de la pollution par la population, l’apparition de nouvelles questions.

Ainsi, les enjeux scientifiques du programme PRIMEQUAL 2 se posent à deux niveaux pour orienter les décisions politiques :
régional et national concernant la santé publique, les ressources, le transport, l’énergie, l’aménagement du territoire et les pratiques agricoles ;
international pour assurer le développement d’une expertise française dans les négociations entre pays.
La mise en œuvre de la loi sur l’Air et l’Utilisation Rationnelle de l’Energie nécessite, d’une part, de continuer à développer des outils pour la mesure de la qualité de l’air, sa cartographie et sa prévision et, d’autre part, d’évaluer les effets sur la santé ou le bien-être et sur les écosystèmes.
Dans une démarche internationale coordonnée, la convention sur la pollution atmosphérique transfrontalière, dite convention de Genève signée en 1979 et ses protocoles en constante évolution, définit, à partir du coût de réduction des émissions de polluants et des objectifs environnementaux en matière d’acidification, d’eutrophisation, de pollution photochimique et d’impact sur la santé, les niveaux d’émissions nationaux que les états signataires s’engagent à respecter. Dans ces enceintes, les états peuvent présenter des recherches effectuées sur ces différentes thématiques, proposer de nouvelles orientations étayées sur des bases scientifiques pertinentes. Ceci implique nécessairement que le programme favorise la mise en œuvre des coopérations entre les laboratoires français et étrangers.
L’union européenne utilise également ces travaux pour l’élaboration des stratégies européennes de réduction des émissions de polluants dans l’air (AUTO-OIL, CAFE).
Pour répondre à ces enjeux, les principales extensions des recherches à soutenir dans cette nouvelle phase du programme sont (i) la prise en compte des échelles régionales et continentales (niveau européen notamment), (ii) celle de la pollution à l’intérieur des locaux à l’exclusion des ambiances professionnelles à caractère spécifique (industrielles…) et (iii) le renforcement des connaissances sur les impacts sur les écosystèmes agricoles et forestiers et sur les matériaux du patrimoine bâti (notamment patrimoine culturel et historique).
PRIMEQUAL 2 a pour objectif de soutenir des recherches finalisées. Les recherches menées plus amont sont effectuées dans le cadre du PNCA (Programme National de Chimie Atmosphérique), du PATOM (Programme Atmosphère et Océan à Moyenne échelle) et du PNEDC (Programme National d’Etude du Climat), programmes pilotés par le CNRS/INSU Elles ne seront donc pas considérées ici. En revanche, des contacts étroits seront noués avec ces programmes afin d’assurer une bonne complémentarité, voire l'émergence de projets communs.
Les liens avec les autres groupes du PREDIT seront recherchés sur les thématiques transversales (monétarisation des coûts, modèles de trafic,...).


PRESENTATION DE L'APPEL A PROPOSITIONS DE RECHERCHE
Le présent programme est articulé autour de trois axes. Le premier concerne l’exposition aux polluants atmosphériques et ses déterminants, le deuxième vise à mieux connaître les effets de la pollution sur la santé, les écosystèmes, le bâti et plus largement sur les individus, la société humaine et son environnement et le troisième a pour objectif de contribuer à la mise en place et à l’évaluation des politiques publiques.
Les projets de recherche attendus sur l’ensemble de ces axes sont de deux sortes :
des projets thématiques renforçant les connaissances sur un point précis ;
des projets transversaux nécessitant une approche coordonnée inter et/ou pluridisciplinaires permettant d’aborder les aspects systémiques de la pollution atmosphérique.

AXE 1 : Les déterminants des expositions : mesure, calcul et modélisation des émissions, concentrations et expositions
Les connaissances concernant les niveaux de contamination rencontrés dans l’environnement doivent être précisées. Mieux caractériser la nature des polluants et le niveau d’exposition des populations, des écosystèmes et des matériaux est une nécessité pour qualifier les dangers et quantifier les risques. Ainsi, les projets s’attacheront, si possible, à montrer leurs coordination et implication dans les problématiques développées dans les deux autres axes de l’appel à proposition.
Pour cet axe, l'ozone, les composés organiques volatiles et les particules fines sont les polluants prioritaires. Un intérêt particulier sera porté à la composition des particules (métaux notamment) ainsi qu'aux précurseurs de ces polluants (particules primaires, oxydes d'azote...). Les projets pourront également s'attacher à caractériser d'autres polluants comme les pesticides et les contaminants biologiques."

1.1. Caractérisation de la pollution ou de l’exposition à une échelle microlocale ou régionale
L’objectif est de disposer d’une meilleure caractérisation spatiale et temporelle de la contamination atmosphérique depuis l’échelle micro-locale jusqu’à l’échelle continentale afin d’apprécier les concentrations de polluants qui entrent en contact avec les matériaux, les écosystèmes et les populations. Ainsi, des projets scientifiques sont plus particulièrement attendus sur les points suivants :
Emissions et métrologie des polluants
Amélioration de la connaissance des émissions industrielles, et des transports terrestres (notamment particules à l’échappement, mise en suspension de particules, évaporation de COV) et aériens. Amélioration de la connaissance des émissions des écosystèmes naturels, agricoles ou forestiers, plus particulièrement pour des composés tels que l’ammoniac, les pesticides, les COV biogéniques ainsi que les NOx en zone rurale.
Développement et mise au point de méthodes de saisie de données :
Méthodes innovantes de prélèvement et d’analyse des polluants atmosphériques ;
Amélioration des performances d'appareils tels que les LIDAR, DOAS ou ceux fondés sur des diodes laser.... ;
Développement de méthodes d'utilisation de capteurs satellitaires actuels permettant de détecter des constituants atmosphériques signatures de la pollution (aérosols urbains, ozone troposphérique, oxyde de carbone, oxyde d'azote...) ;
Développement de techniques de mesures (actives ou passives) fiables et acceptables des polluants de l’air dans les microenvironnements, notamment intérieurs (sensibilité élevée, faible niveau sonore, faible encombrement). La priorité sera donnée aux polluants dont l’effet sur la santé est avéré. Cela intègre l’intercomparaison d’équipements de prélèvement disponibles.
Meilleure caractérisation physico-chimique des particules fines en suspension, afin notamment de permettre une identification de leur origine.
Modélisation inverse des émissions de polluants dans l’air à partir des concentrations mesurées dans l’air ambiant et de la météorologie (mesures en continu, tubes à diffusion,...).
La réactivité physico-chimique et le transport des polluants
Etude de la réactivité atmosphérique (phase gazeuse et multiphasique) des polluants prioritaires, visant à déterminer leur persistance et à identifier leurs principaux produits de dégradation dans des conditions simulant le milieu atmosphérique, intérieur ou extérieur.
Développement de modèles physico-chimiques mettant en jeu les phases gazeuse, liquide et solide de l’aérosol atmosphérique et leurs nombreuses interactions (formation d'aérosols secondaires à partir d'espèces gazeuses, impact des aérosols sur les cycles chimiques et les taux de photolyse...).
Examen des conséquences des incertitudes liées aux modèles utilisés (statistique, déterministe,...) et/ou aux données d’entrées (émissions, données météorologiques,...) sur les simulations.
Analyse des processus ou évaluation de modèles de physico-chimie et de transport ou de certains de leurs modules à partir de mesures ou de campagnes de mesures. La priorité sera néanmoins donnée à l’exploitation des campagnes déjà effectuées. L'exploitation de la campagne ESCOMPTE fera l'objet d'un projet fédérateur élaboré ultérieurement.
Intégration d’échelles, depuis l’échelle locale jusqu’à l’échelle continentale : la qualité de l'air et la nature et la quantité des dépôts secs étant influencées à la fois par les émissions locales et par le transport à longue distance. L'échelle urbaine nécessite un traitement spécifique tenant compte du bâti.
Développement des techniques de traitement des données, d’assimilation de données ou de systèmes d’information géographiques permettant d’établir des cartographies de la pollution de l’air plus représentatives que les simples interpolations et extrapolations et préciser ainsi les sources géographiques des pollutions, par exemple celles d’origine agricole.
Impacts du trafic aérien sur la qualité de l’air locale et régionale en lien avec les caractéristiques des inventaires d’émissions qu’il serait nécessaire de mettre en œuvre.
Indicateurs et indices d’exposition ou de pollution
Utilisation optimisée des données issues des réseaux de surveillance de la qualité de l’air à des fins d’évaluation de l’exposition des personnes, des matériaux et des écosystèmes, notamment dans les microenvironnements extérieurs tels que des rues canyons... ; l’étude des relations entre les données issues de la surveillance de la qualité de l’air et les expositions mesurées sur différentes échelles de populations et de temps (court ou long terme).
Analyse des données issues des réseaux de surveillance de la qualité de l’air pour construction d’indicateurs d’exposition prenant en compte l’hétérogénéité du territoire (sources d’émission, configurations urbaines, bâti…).
Exploration d'indicateurs alternatifs aux méthodes actuelles de mesure temporelles en proposant d'autres pas de temps pertinents notamment pour appréhender les effets survenant à long terme.
Mise au point et utilisation des végétaux et bio-indicateurs sentinelles (mousses, lichens, capteurs à cellules humaines...), permettant de mieux évaluer la qualité de l’air et d’appréhender les effets survenant à long terme sur l’environnement, notamment pour les retombées de polluants (composés acides, poussières, métaux, POP, pesticides,..).
Recherche de paramètres accessibles, voire quantifiables, pour caractériser la gêne ou la perte de bien-être de la population tels que la perte de visibilité, la perte de luminosité, les odeurs (jury de nez,..), les retombées de poussières et les salissures.

1.2. Caractérisation des microenvironnements
Pour disposer de relations doses-effets encore plus fiables, un préalable est d’acquérir une meilleure connaissance de l’exposition individuelle. A cette fin, il est nécessaire, d’une part, de prendre en compte les bilans espace/temps/activité et d’autre part de caractériser les niveaux de pollution rencontrés dans les différents micro-environnements extérieurs (rues canyon,...), intermédiaires (halls de gare, transports,..) et intérieurs (logement, travail,..). Cet axe permet également d’approcher plus finement les concentrations de polluants entrant en contact avec les matériaux du bâti. Ainsi, des projets scientifiques sont plus particulièrement attendus sur les points suivants :
Identification et quantification des sources d’émission liées aux occupants et à leurs activités ainsi qu’au bâtiment et à leur aménagement.
Etablissement des relations entre pollution extérieure et pollution intérieure pour différents types de lieux de vie (domiciles privés et lieux publics fermés, musées, églises, bibliothèques, archives...) et habitacles (véhicules individuels, camions, transports collectifs...). Le rôle des habitudes de ventilation, des systèmes de ventilation et de climatisation dans ces relations pourra être exploré.
Compréhension des mouvements d'air à l'échelle micro-locale en relation avec la prise en compte notamment des hétérogénéités spatiales intérieures, de la réactivité des polluants, des phénomènes de sorption afin de contribuer à la simulation de l'exposition humaine dans différents environnements.

1.3 Caractérisation de l’exposition individuelle
L’objectif est d’accroître les connaissances sur les niveaux d’exposition individuelle afin d’envisager des études épidémiologiques ou d’évaluation du risque plus précises. Ainsi, des projets scientifiques sont plus particulièrement attendus sur les points suivants :
Amélioration des dispositifs portatifs individuels. Des méthodes d’inter-comparaison entre capteurs fixes et mobiles doivent être mises au point sur des bases solides.
Mesure simultanée de l’exposition à plusieurs polluants afin de pouvoir ensuite mieux appréhender les interactions en termes de conséquence sanitaire.
Exposition individuelle de segments identifiés de la population tels que les enfants, les asthmatiques, les insuffisants cardiovasculaires, les femmes enceintes,...
Recherche de marqueurs biologiques traduisant une exposition aux polluants atmosphériques.
Développement de méthodes de reconstruction des expositions passées : les effets survenant après des temps de latence prolongés nécessitent d’avoir accès à cette information.
Développement d'outils et de méthodes pour mieux apprécier l'exposition cutanée aux polluants atmosphériques


AXE 2 : Les effets de la pollution atmosphérique et ses dommages sur la santé, les écosystèmes et le bâti
L’évaluation des impacts de la pollution atmosphérique doit naturellement s’intéresser à plusieurs dimensions, selon la nature des cibles et les échelles de temps et d’espace considérées. Sans prétendre englober artificiellement en un seul projet l’ensemble de ces facettes, des propositions visant à éclairer les relations entre les écosystèmes, les hommes et les environnements bâtis sont attendues.

2.1. Impact sur la santé humaine
Les projets relatifs à la santé s’intéresseront particulièrement aux effets d’expositions prolongées, même modestes, à des polluants spécifiques ou à des indicateurs de mélanges complexes partageant des sources communes. Si les approches épidémiologiques sont tout à fait pertinentes pour étudier les conséquences d’expositions chroniques, elles ne suffisent pas et doivent être confrontées à des approches cliniques et expérimentales in vitro ou in vivo, plus à même d’identifier les mécanismes causals. Dans ce contexte d’expositions prolongées ou répétées, une approche intégrée de l’exposition à la pollution atmosphérique est nécessaire afin de mieux caractériser les risques. Pour mettre en œuvre cette approche, les milieux intérieurs (travail, logement,...), extérieurs (espaces complètement ouverts) et intermédiaires (moyens de transport, halls de gare,...) seront également examinés.
D’une manière générale, les recherches à promouvoir sont destinées à produire des connaissances utiles à l’évaluation des risques liés à la pollution atmosphérique. Deux grands axes sont à cet égard particulièrement pertinents : la construction de fonctions dose-réponse pour certains polluants ou indicateurs de pollution, et l’identification de populations «sensibles», que ce soit du fait de facteurs personnels (âge, état de santé ou immunitaire,…) ou du fait d’interactions avec d’autres facteurs d’exposition concomitants.
Ainsi, plusieurs questions scientifiques sont à élucider en priorité :
Analyse des effets sanitaires et biologiques des particules fines et ultrafines, si possible en fonction de leur composition (HAP, métaux toxiques,...). Une attention particulière sera portée aux effluents des moteurs de nouvelle technologie et aux émissions industrielles sans négliger les autres sources.
Travaux concernant le rôle de la pollution atmosphérique sur le développement de maladies allergiques de l’arbre respiratoire, et sur les relations entre pollution atmosphérique chimique et bio-allergènes induisant des états allergiques rémanents ; travaux sur les effets des polluants sur d'autres appareils, en particulier, l'appareil cardiovasculaire et l'appareil reproducteur.
Effets in vivo et/ou in vitro des polluants et des mélanges de polluants en fonction de pathologies associées, comme les broncho-pneumopathies chroniques obstructives, les infections… L'utilisation de modèles animaux pertinents pourrait se révéler très utile pour réaliser ces études.
Etudes des effets biologiques et des risques à court ou à long terme (notamment cancers) liés à la présence de polluants (contaminants chimiques, allergènes, contaminants biologiques,...) et des risques liés à l’exposition simultanée à plusieurs polluants à l’intérieur ou à l’extérieur (polysensibilité aux substances chimiques,...) ; les effets des composés organiques volatils méconnus et des biocides seront particulièrement étudiés.
Mieux appréhender les relations doses-effets, conforter et faciliter la généralisation de résultats déjà acquis ; à cette fin, des approches méthodologiques originales en matière d’évaluation des risques pour la santé ou pour la ré-analyse par de nouvelles méthodes statistiques des résultats des grandes enquêtes épidémiologiques, sont bienvenues.

2.2. Impact sur les écosystèmes
L’impact de la pollution atmosphérique sur les écosystèmes dépend des quantités de polluants absorbées par les plantes et de la réaction des différences espèces. Les recherches proposées pourront donc concerner à la fois les mécanismes d’absorption, les effets sur le métabolisme des plantes et le fonctionnement des écosystèmes à différentes échelles.
Mécanismes et voies d’absorption des polluants par les plantes ; quels en sont les déterminants et les facteurs limitants (physiques, chimiques ou biologiques) ?
Modalités d’impact des principaux polluants (O3, NO2, NH, particules) sur les plantes, de l’échelle cellulaire à celle de la plante entière. Impact des polluants atmosphériques sur le fonctionnement des plantes à court (heure) et moyen terme (année) : photosynthèse, respiration, fonctionnement stomatique, consommation en eau, rendement, …
Impact de la pollution atmosphérique sur le fonctionnement des écosystèmes naturels, forestiers et urbains à long terme (modification du milieu, évolution de la composition floristique, …) ; détermination de charges critiques.
Interactions possibles entre l’impact de la pollution atmosphérique et d’autres pressions environnementales.
Recherche des effets synergiques ou antagonistes des mélanges de polluants.

2.3 Impact sur les matériaux du patrimoine bâti
L'implication de la communauté scientifique française dans ce domaine de recherche devrait être notablement augmentée et structurée, à la mesure des enjeux économiques (entretien, conservation, restauration des bâtiments, tourisme de masse) et de la qualité du cadre de vie des citoyens.
Les travaux attendus pour évaluer l’impact de la pollution atmosphérique sur les matériaux du patrimoine bâti, y compris le patrimoine culturel et historique, sont :
identification et étude des mécanismes d'action des polluants gazeux et particulaires, secs et humides (pluies), qui sont actifs sur les matériaux (pierre, ciments, bétons, enduits, verre et vitraux, peintures et fresques, métaux, polymères...) ;
établissement des fonctions dose-réponse et des seuils et charges critiques ou acceptables, par des expériences de simulation en site réel et/ou en chambre climatique ;
développement de cartographies des risques à différentes échelles pertinentes (continentale, nationale, régionale, urbaine).

2.4 Impact économique
Lors de l’élaboration des politiques de réduction des émissions, la prise en compte des critères de coûts impliqués par une action et des bénéfices que l’on peut en retirer est importante pour évaluer l’impact d’une décision. Cette information est d’autant plus souhaitée que le coût marginal assumé pour éviter une unité de polluant peut être élevé. Cependant, les incertitudes concernant l’estimation des dommages liés à la pollution restent importantes. La quantification des bénéfices susceptibles d’être obtenus repose sur l’appréciation que peuvent en porter les bénéficiaires. Un effort de recherche pour améliorer la détermination de ces paramètres est donc nécessaire pour éclairer la décision, en contribuant au trois sujets suivants :
Externalités et coûts de la dépollution
Evaluation des coûts externes, dans toutes leurs dimensions notamment pertes économiques, coût de dépollution et de remédiation, de la pollution de l'air (intérieure et extérieure), si possible en fonction de la source.
Développement de la modélisation des relations complexes entre effets physiques et économiques, et de bases de données opérationnelles afin de mieux apprécier les coûts liés à l'exposition des personnes aux polluants atmosphériques et notamment les particules fines, à la dégradation des matériaux sensibles des bâtiments exposés à différents gaz, aux dommages aux cultures agricoles ainsi qu'aux forêts par les composés photochimiques, ou encore les coûts de la contribution au réchauffement climatique.
Evaluation des coûts des dommages sur le patrimoine architectural historique.
Détermination des coûts des mesures qui permettent de réduire l'incidence négative de la pollution de l'air sur l'environnement ou la santé humaine.
Amélioration de la prise en compte de différents horizons temporels et du recours à l'actualisation.
Analyse coûts-bénéfices
Développement d'analyses comparant les coûts de dépollution aux coûts des dommages évités : il s'agit de pouvoir recourir à des méthodes d'optimalisation afin d'améliorer l'efficacité de l'usage des ressources mises en œuvre.
Internalisation et "Principe du Pollueur-Payeur"
Recherche de voies possibles pour l'internalisation des coûts des dommages liés à la pollution atmosphérique (meilleure tarification des énergies, du transport, etc...dans le but d'aboutir à un meilleur prix "vérité") ;
Etude des politiques fiscales environnementales menées dans différents domaines (qualité des eaux, déchets,...) en France et à l’étranger applicables au domaine de la qualité de l’air et débouchant sur une tarification plus juste ou incitative ainsi que sur le développement d'instruments de marché (permis, etc) ;
Estimation de l'impact indirect de l'internalisation des coûts externes et des coûts de dépollution en termes d'effets sur la compétitivité, les activités économiques ainsi que sur l'équité sociale.
Certaines actions pourront faire l’objet de partenariats avec d’autres branches du PREDIT (bruit,...)


Axe 3 : Outils d'évaluations des politiques publiques
Cet axe a en particulier pour objectif d'encourager les approches socio-économiques de la pollution atmosphérique afin notamment de renforcer et compléter les axes 1 et 2. Il convient ainsi d'encourager des recherches complémentaires à l'évaluation du risque lié à la pollution de l'air en insistant sur la perception de ce risque, son acceptabilité au niveau individuel mais aussi sur une dimension plus collective et politique de cette question.

3-1 Evaluation des comportements individuel et collectif
Les textes législatifs et les discours publics s'appuient sur des principes qui rencontrent globalement l'adhésion des citoyens mais ces principes ne se traduisent pas par des modifications de comportement. Il est donc nécessaire de mieux comprendre les mécanismes de perception ou de représentation de la pollution atmosphérique pour apprécier la part de différents facteurs (économique, sanitaire,…). Lorsque cela est possible, les approches étudiées pourraient utilement être mises en relation avec des mesures de pollution objectives. Aussi des travaux sont particulièrement attendus sur les points suivants :
Perception d’une ambiance polluée : en milieu clos (habitat, lieu de travail), en milieu ouvert et/ou dans divers types d’environnements urbains, tels que, par exemple, le bâti horizontal ou vertical, la salubrité de l’habitat ou encore en fonction des conditions atmosphériques, etc. La pollution est-elle identifiée à une exposition à des polluants précis (tabagisme passif) ou intégrée dans la notion globalisante de confort ? Est-elle identifiée à des facteurs olfactifs, visuels ?
Place des risques sanitaires pour soi ou pour les autres (enfants notamment) dans les représentations de la pollution atmosphérique. On tiendra compte du type d’effet (court terme, long terme), d’habitat (individuel / immeuble / lieu de travail / lieu collectif), d’environnement (urbain / rural).
Développement d’outils innovants pour la reconstitution de bilan espace / temps / activités selon les âges, les pays, les différents lieux de résidences…, tant pour mener des études d’exposition que pour dégager des enseignements psycho-sociologiques notamment sur la mobilité des personnes en croisant les données recueillies avec d’autres outils comme les enquêtes ménages en lien avec le PREDIT.
Perception de la pollution atmosphérique en fonction de l’échelle locale régionale ou internationale.
Recensement des déterminants de la relation pollution atmosphérique / sensation de bien-être / gêne (odeurs, retombées de poussières, salissures, noircissement des bâtiments, effets supposés ou réels sur la santé, effets supposés ou réels sur l’environnement,...).
Consentement à payer des citoyens pour moins de pollution atmosphérique en fonction des caractéristiques socio-économiques des ménages.
Place de la responsabilité individuelle et collective : cette analyse devrait faire intervenir les attributions des causes de la pollution atmosphérique et des responsabilités supposées. Il serait souhaitable que de telles approches puissent aboutir à une modélisation intégrant les connaissances et l’information disponible, les caractéristiques environnementales, l’attri-bution causale, la responsabilité, la nocivité perçue, et les comportements palliatifs individuels ou collectifs souhaitables.
Modification volontaire ou obligée du comportement face à un risque supposé ou réel et l’acceptabilité qui en résulte. Cette approche pourrait également permettre une modélisation des réactions possibles à une augmentation de la pollution atmosphérique.

3-2 Approches systémiques
Evaluation des systèmes de production ou de services (systèmes de transport, énergétique, habitat) par une analyse de type cycle de vie mais en termes d'émissions et, si possible, d'impacts. Ces approches doivent s'intégrer dans la dimension prospective conférée à cet appel à propositions de recherche de manière à encourager des prospectives globales permettant d'éviter des effets pervers ou des transferts de pollution.

3-3 Evaluation de l'information et de l'éducation des personnes à l'environnement
En matière de risque environnemental, les "affaires" récentes ont montré combien, en dernier ressort, l'opinion publique a un poids important lors de la prise de décision. Savoirs "profanes" et savoirs scientifiques doivent s'entrecroiser. Dans cette perspective, il convient de distinguer les outils d'information (diffusion des données sur la qualité de l’air, ses effets sur la santé et l’environnement) et les outils de communication qui doivent s'interroger sur les mécanismes de la diffusion large d'une culture de la pollution atmosphérique. Ainsi des travaux sont plus particulièrement attendus sur les points suivants :
Peur et responsabilité utilisées comme "levier" de médiatisation de la question de la pollution atmosphérique et de sensibilisation de l'opinion. Les messages s'appuyant sur la peur concernent-ils surtout le court terme et les alertes ou bien voit-on émerger des peurs millénaristes liées aux effets de la pollution atmosphérique à long terme ou aux pollutions de manières générales ? Quels sont les messages qui peuvent s'appuyer sur la responsabilité des individus à long terme ?
L’adaptation de l’information et de l’éducation en fonction des différents types de population.
Pertinence des indicateurs de pollutions dans un processus de prise de conscience et d’information / éducation de la population à la pollution atmosphérique, à partir des exemples français et étrangers.

3-4 Evaluation des dispositifs de gestion
L’objectif poursuivi est de proposer des outils pour évaluer la mise en place et l’acceptation des dispositifs de planification mis en œuvre, notamment dans le cadre de la Loi sur l'air et l'utilisation rationnelle de l'énergie (Plans régionaux pour la qualité de l'air, Plans de déplacements urbains). En effet, il est encore trop tôt pour que l’évaluation porte sur les résultats acquis grâce à ces dispositifs. Des approches comparées régionales et internationales seraient les bienvenues. Ainsi des travaux sont particulièrement attendus sur les points suivants :
Mise en perspective historique des politiques mises en œuvre pour la gestion des risques sanitaires liés à la qualité de l’air : contamination chimique (ex : plomb, intoxications au monoxyde de carbone), microbiologique (ex : légionelle) ou physique (ex : radon, amiante).
Etude des déterminants météorologiques, démographiques, socio-économiques des émissions sur le long terme, ainsi que des expositions ;
Analyse du rôle des acteurs dans les commissions ad hoc mises en place. Notamment, la place occupée par l’expertise scientifique sur les impacts sanitaires et environnementaux mais aussi la place accordée aux "savoirs profanes" et aux associations ;
Traduction juridique et problèmes soulevés par le recours au principe de précaution dans le domaine de la qualité de l'air.
Bases juridiques permettant de cibler les responsabilités individuelles ou collectives en matière de pollution atmosphérique. Les bases juridiques des outils de planification instaurés (compatibilité, cohérence, aspects réglementaires…) devront aussi être examinées.


MODALITES DE REPONSE ET SELECTION DES PROJETS

Deux types de projets de recherche peuvent être soumis :
Des propositions de recherche complètes
Elles devront présenter un état des connaissances détaillé sur le sujet proposé, acquis par les travaux antérieurs menés tant en France qu'à l'étranger ; elles devront clairement mettre en évidence les connaissances nouvelles qu'elles visent à acquérir et l'aspect innovant espéré.
Une grande attention sera portée aux aspects méthodologiques. Chaque proposition mentionnera les protocoles mis en place et les expérimentations projetées ainsi que les types de résultats escomptés.
Les instances du programme souhaitent favoriser des recherches à caractère transversal nécessitant notamment des collaborations entre disciplines et entre laboratoires. Elles s’attacheront à ce qu’une partie des financements leur soit dévolue.
Ces projets ne devront pas excéder une durée de 24 mois (pour des recherches plus longues, un découpage pourra être envisagé).
Des propositions sur les modes de valorisation des résultats de la recherche sont particulièrement attendues.

Des projets de définition
Il s'agit de propositions de protocoles visant à aider les chercheurs à développer de nouveaux champs d'investigations. Ces projets de définition (d'une durée de quelques mois et d'un montant inférieur à 15 keuros) ont pour but d'encourager les chercheurs à aborder des thèmes encore peu explorés et à soutenir un travail préparatoire (montage, définition,...) à l'élaboration de projets complets susceptibles d'être proposés pour financement en réponse à un prochain appel à propositions de recherche. Il peut s'agir, par exemple, d'études de faisabilité, de validation de modèles expérimentaux, de mise au point de procédures de collaboration, etc...

Les propositions seront analysées par les deux instances du programme :
le Conseil scientifique examinera et évaluera leur qualité scientifique et leur caractère structurant et innovant, en fonction de leur adéquation aux termes de l'appel à propositions de recherche ;
le Comité d'orientation sélectionnera les projets en fonction de l'expertise du CS et des priorités de recherche établies.

Un dossier de réponse à l'appel à propositions de recherche doit comprendre :
La proposition de recherche détaillée (recto-verso, sans couverture cartonnée ou plastique) présentée selon la fiche jointe
Les pièces administrative et financière seront transmises aux proposants retenus dès acceptation de leur projet. Elles devront être renvoyées à l'organisme financeur dans un délai de 4 à 6 semaines.
Ces dossiers doivent parvenir en 30 exemplaires avant le 28 septembre 2001 à
Tamara Ménard
INERIS
9 rue de Rocroy
75010 PARIS
et une version électronique à :  HYPERLINK "mailto:pascale.ebner@environnement.gouv.fr" pascale.ebner@environnement.gouv.fr

Organisation du programme PRIMEQUAL 2 (2001-2005)
Le Comité d'orientation rassemble les représentants des directions concernées du ministère et de ses établissements publics, d'autres ministères et organismes impliqués ainsi que des utilisateurs des produits de la recherche. Il a pour mission de définir les orientations du programme, de déterminer les projets prioritaires à partir de la sélection réalisée par le Conseil scientifique et de mettre en place les actions d'animation, d'évaluation et de valorisation du programme.
Le Conseil scientifique, composé d'experts des différentes disciplines concernées, est présidé par Alain Weill, directeur de recherche au CNRS. Il a pour mission de formaliser les orientations en termes scientifiques pour aboutir à un appel à propositions de recherche, d'expertiser les projets proposés ainsi que les rapports finaux et de proposer des actions d'animation, d'évaluation et de valorisation du programme.
Le programme prévoit un budget annuel pour le soutien à des recherches, soit sur la base d'un appel à propositions de recherche ouvert, soit sur la base d'un appel à propositions de recherche restreint, soit encore sous la forme de projets fédérateurs.

APR PRIMEQUAL 2

MODELE DE PRESENTATION D'UN PROJET DE RECHERCHE –

A - RECAPITULATIF DU PROJET
(2 pages sur papier à en-tête du pétitionnaire, rappeler en titre "réponse à l'APR PRIMEQUAL 2 ")

Titre du projet :
Mots-clés (5 à 10)
Thème(s) de l'APR concerné(s)
Résumé du projet de recherche et résultats attendus en terme de gestion (15 lignes environ)

Responsable scientifique : Nom, Prénom, Titre, Fonction, Organisme, Adresse, Tél., Fax, mél.
Organisme gestionnaire des crédits
Organismes partenaires
Budget prévisionnel total (TTC en euro)

Participation demandée à PRIMEQUAL 2 (TTC en euro)
Cofinancements assurés et/ou prévus (TTC en euro)
Durée (24 mois maximum)

B - DESCRIPTIF DU PROJET (15 pages maximum)
Justifications du projet de recherche
Situation actuelle du sujet
Etude bibliographique commentée
Articulation avec les programmes régionaux, nationaux et européens

Plan de recherche détaillé
Objectif général, résultats attendus et aspects innovants
Sites et cas retenus
Programme de travail : hypothèses, méthodes, outils et protocoles envisagés, calendrier prévisionnel
Composition et responsabilité de chaque partenaire (leur signature est souhaitée)
Expérience et moyens des équipes dans le domaine considéré (publications, réalisations)

Valorisation envisagée : résultats et produits attendus pour la gestion, transferts aux utilisateurs, généralisation...

C - ANNEXE ADMINISTRATIVE ET ANNEXE FINANCIERE
Etant propres à chaque organisme financeur, elles seront transmises aux proposants retenus dès acceptation de leur projet et devront être renvoyées dans un délai de 4 à 6 semaines.







Relations entre la pollution atmosphérique
et la santé


Synthèse de trois projets présentée par Isabella ANNESI-MAESANO


Relations entre facteurs environnementaux, santé respiratoire et statut atopique : mise en place du suivi d’une cohorte de nouveaux-nés (I. Momas) 
Impacts des facteurs environnementaux extérieurs et des facteurs de susceptibilité individuelle dans la survenue d’affections cardio-respiratoires graves motivant une admission en réanimation (C. Delafosse)
Relations entre les COVs atmosphériques et les imprégnations humaines (J.M. Haguenoer)

ET

Projet GENOTOX’ER (D. Zmirou)



RELATIONS ENTRE FACTEURS ENVIRONNEMENTAUX,
SANTE RESPIRATOIRE ET STATUT ATOPIQUE :
MISE EN PLACE D’UNE COHORTE DE NOUVEAU-NES FRANCILIENS

Responsable scientifique : Isabelle Momas
Faculté des sciences pharmaceutiques et biologiques
Laboratoire d’Hygiène et de Santé Publique
4, avenue de l’Observatoire - 75270 Paris cedex 06
mél : isabelle.momas@pharmacie.univ-paris5.fr

Partenaires :
Service d’Etudes, de Recherche et de Documentation, Direction de l’Action Sociale, de l’Enfance, de la Santé
Laboratoire d’Hygiène de la Ville de Paris
Réseau francilien de surveillance de qualité de l’air (AIRPARIF)
Réseau National de Surveillance Aérobiologique (RNSA)
Groupe de Recherche et d’Observation des Grippes (GROG)
Centre de l’Asthme de l’hôpital d’enfants Armand Trousseau
Centre des Examens de l’Enfant de la Sécurité Sociale de Paris


L’étiologie des pathologies allergiques respiratoires, maladies multifactorielles dont la prévalence augmente, notamment chez les enfants, reste mal connue. L’étude de leurs relations avec l’exposition aux aérocontaminants a fait l’objet de nombreux travaux épidémiologiques, la plupart du temps transversaux ou de type cas-témoins qui ne permettent pas de distinguer si les facteurs interviennent dans la genèse de ces pathologies ou dans le déclenchement de leurs exacerbations. Afin de pallier ces inconvénients, plusieurs équipes européennes ou américaines ont entrepris le suivi prospectif de cohortes de nouveau-nés mais celles-ci ne reflètent pas les conditions environnementales et les modes de vie en France.
Dans ce contexte, nous nous proposons d’évaluer dans une population de nouveau-nés franciliens suivis pendant 6 ans, l’incidence de la symptomatologie respiratoire et atopique et de déterminer les relations entre la santé respiratoire et le statut atopique de ces enfants et les facteurs comportementaux et environnementaux des milieux intérieurs et extérieurs où ils vivent.
Cette étude de cohorte prospective repose sur la surveillance médicale de 2 à 3000 nouveau-nés, selon un calendrier fixé et sur le recueil régulier de données relatives aux modes de vie et aux expositions environnementales de ces sujets, tant en milieu extérieur qu’à l’intérieur des locaux. L’évaluation de l’exposition aux pollutions atmosphériques extérieures s’appuie sur les données fournies par le réseau de surveillance de la qualité de l’air AIRPARIF et sur le recours à la modélisation, tandis que celle relative aux pollutions intérieures se fait uniquement par auto-questionnaire, ce qui pourrait entraîner une imprécision dans l’estimation des expositions aux multiples contaminants chimiques ou biologiques de l’environnement domestique. Mais des mesurages ne sont pas envisageables à l’échelle de l’ensemble de la cohorte.
L’étude environnementale proposée en complément associe précisément des questionnaires et des mesurages environnementaux répétés pour caractériser l’environnement domestique d’un échantillon aléatoire de 150 nouveau-nés issus de la cohorte, au cours de leur première année de vie. Il s’agit d’abord de documenter les niveaux des principaux polluants intérieurs, au domicile et d’étudier la variabilité de ces niveaux au cours de l’année, puis d’identifier les principaux déterminants des concentrations environnementales mesurées et enfin, d’essayer de modéliser ces concentrations environnementales à partir des données du questionnaire. Les modèles statistiques ainsi élaborés pourraient être appliqués à l’ensemble des sujets de la cohorte, de façon à quantifier le risque de survenue d’une symptomatologie respiratoire et atopique, en fonction du niveau d’exposition aux polluants considérés au cours de la première année de vie, fournissant ainsi des relations de type « doses-réponses » qui ne sont pas actuellement disponibles dans la littérature.
Cette étude devrait permettre de mieux comprendre le rôle des facteurs environnementaux extérieurs et intérieurs dans la genèse des maladies respiratoires, au cours des premières années de vie, années pendant lesquelles l’enfant est le plus vulnérable, ce qui est le préalable indispensable à la mise en place de stratégies efficaces de prévention.

ETUDE DE L’IMPACT DES FACTEURS ENVIRONNEMENTAUX EXTERIEURS
ET DES FACTEURS DE SUSCEPTIBILITE INDIVIDUELLE
DANS LA SURVENUE D’AFFECTIONS CARDIO-RESPIRATOIRES GRAVES
MOTIVANT UNE ADMISSION EN REANIMATION

Responsable scientifique : Christian Delafosse
Réanimation médicale, hôpital Eaubonne-Montmorency
28 rue du Docteur Roux
95502 EAUBONNE

Responsable des travaux statistiques : Claire Ségala
18 bis rue du Calvaire
56 310 Melrand
mél : c.segala@sepia-sante.com

Partenaires
Service de pneumologie et réanimation du groupe hospitalier Pitié Salpétrière (JP Derenne et T. Similowski)
CUB-Réa, Hôpital Ambroise Paré (P. Aegerter)
INSERM U408 Epidémiologie (F. Neukirch,


Cette étude sur les liens à court terme entre facteurs environnementaux et admissions en réanimation, utilise les données de la base CUB-Réa (incluant 26 services de Réanimation de Paris et petite couronne) entre début 1996 et fin 2000.
Les admissions en réanimation pour affections respiratoires ont une moyenne journalière proche de 9, dont près de la moitié pour Insuffisance Respiratoire Aiguë sur Insuffisance Respiratoire Chronique « IRAIRC », suivi par les admissions pour Insuffisance Respiratoire Aiguë sur Poumon Antérieurement Sain « IRAPAS », et pour Asthme Aigu Grave. Les 3 autres affections retenues (pneumothorax, syndrome de détresse respiratoire aiguë et pneumopathies bactériennes et virales) ont un effectif journalier inférieur à 1 et n’ont pas pu être analysés spécifiquement. Les admissions pour affections cardio-circulatoires regroupant 6 diagnostics n’ont malheureusement qu’un effectif journalier moyen autour de 1 et il n’a pas été possible d’analyser les relations entre ce type d’admissions et les facteurs environnementaux. Rappelons que les admissions pour affections cardiaques se font préférentiellement dans des unités spécialisées en soins cardiologiques, qui ne sont pas incluses dans la base CUB-Réa. Des informations individuelles étaient disponibles dans les fichiers de la base CUB-Réa, tel que l’âge, le sexe et des scores de morbidité basés sur des données biologiques et physiologiques mesurées à l’admission. Malheureusement, les données biologiques et physiologiques (tels que pouls, tension, gaz du sang) permettant de calculer ces scores de morbidité n’étaient pas disponibles dans la base. L’ensemble des admissions pour l’ensemble des établissements concernés par l’étude ont été examinés en détail dans ce travail, il apparaît que les variations des nombres d’admissions d’une année sur l’autre sont limitées, ce qui signe la validité de la base.
Les données environnementales utilisées dans les analyses sont également décrites en détail dans ce rapport : les polluants (fumées noires et PM10, dioxyde de souffre, dioxyde d’azote et ozone), les épidémies de grippe, les variables météorologiques et les pollens. Les données météorologiques utilisées ont été de deux types : les moyennes journalières comme pour les autres facteurs environnementaux et 4 données ponctuelles par 24 heures pour 7 des variables. La classification synoptique du temps, suivant la méthodologie développée par Kalkstein (références) a permis de définir 9 classes de temps, classes de jours durant lesquels les conditions météorologiques sont homogènes (certaines anti-cycloniques, d’autres dépressionnaires). Un deuxième travail méthodologique (basé sur une analyse en composante principale) sur les moyennes journalières des facteurs météorologiques a été effectué, afin de, dans la mesure où les facteurs météorologiques sont très liés entre eux, déterminer les facteurs les plus susceptibles d’influer sur les admissions de façon indépendante, à savoir la température minimale, l’humidité relative, la force du vent, la pression barométrique et les précipitations.
L’analyse statistique des relations entre les facteurs environnementaux et les admissions en réanimation a été faite sur la base de deux modèles principaux, le modèle cas-croisés d’une part et le modèle GAM d’autre part. Les modèles GAM (Generalized Additive Model) sont les modèles les plus utilisés depuis le milieu des années 90s pour évaluer les relations à court terme entre les polluants et des données journalières d’hospitalisations, en tenant compte des tendances temporelles à long, moyen et court terme et des variables météorologiques avec introduction de liaisons non paramétriques entre les variables. Cette approche est complexe et a fait l’object de critiques récentes. Nous avons donc été amené à réaliser des analyses de sensibilité pour la série des admissions pour « Affections Respiratoires » (la seule ayant un effectif journalier suffisant). Les modèles ont d’abord été construits avec la procédure par défault de S-Plus (avec des fonctions loess). Le changement du paramètre de convergence et du nombre d’itérations, comme cela a été suggéré n’apporte pas avec ces données, de modifications dans les résultats obtenus. Ensuite, les modèles ont été refaits avec le logiciel R (avec des fonctions p-spline), et les résultats obtenus confirment l’existence du risque lié à la pollution, mais témoignent aussi d’une certaine surestimation des risques relatifs et d’une sous-estimation de la variance dans la procédure par défault de S-Plus. La méthode alternative utilisée, les modèles cas-croisés, qui consiste en une régression logistique conditionnelle sous SAS, avec les cas comparés à eux-même, a été proposée ces dernières années et plusieurs articles ont confirmé les résultats similaires obtenus avec les deux méthodes.
En ce qui concerne les relations entre polluants et admissions pour « affections respiratoires », les résultats sont relativement similaires avec les deux approches (GAM et cas-croisés) : les excès de risque d’admissions pour « Affections Respiratoires » sont de l’ordre de 1% pour une augmentation d’un interquartile d’un des polluants étudié. Si l’on compare plus précisément les résultats obtenus entre les GAM avec S-Plus, les GAM avec R et les modèles cas-croisés, on remarque que les estimations obtenues avec les modèles cas-croisés conduisent à des estimations conservatrices comme celles obtenues avec le logiciel R, ce qui confirme l’intérêt de ce type de modélisation. Avec les modèles cas-croisés, nous avons également cherché à étudier les relations entre les polluants et les admissions en réanimation pour des diagnostics particuliers d’affections respiratoires, les «Insuffisances Respiratoires Aiguës sur Insuffisance Respiratoire Chronique », les « Insuffisances Respiratoires Aiguës sur Poumon Antérieurement Sain » et l’« Asthme ». Les résultats pour « IRAIRC » sont très proches des résultats pour « affections respiratoires », ce qui est attendu dans la mesure où les « IRAIRC » représentent près de 50 % des « affections respiratoires ». En revanche, les modèles n’ajustent pas bien les données en ce qui concerne les autres diagnostics, et aucun polluant n’est trouvé lié au seuil de 5% aux admissions pour « IRAPAS » et « Asthme ». Les OR sont le plus souvent supérieurs à 1, mais les effectifs réduits peuvent expliquer le mauvais ajustement des modèles et l’absence de signification statistique.
Les modèles cas-croisés ont également permis l’étude des facteurs de susceptibilité individuelle dans des analyses stratifiées. Pour les admissions pour « affections respiratoires », nous confirmons la plus grande susceptibilité des personnes les plus âgées aux effets de la pollution, avec une augmentation des admissions allant de 3% par exemple pour une augmentation de 10 mðg/m3 du NO2, alors qu il n y a pas de relations significatives admissions  polluants chez les moins de 65 ans. En ce qui concerne les deux échelles de morbidité (échelle de Knauss et de Mc Cabe), il apparaît que la relation entre les admissions et les polluants diffère selon l’espérance de vie à l’admission en réanimation, et que les personnes les plus fragiles (espérance de vie limitée) sont les plus sensibles à l’effet délétère des polluants. En revanche, il n’apparaît pas que l’effet des polluants diffère selon l’état fonctionnel des patients, à l’exception de l’ozone qui n’est lié significativement aux admissions que chez les personnes avec un état fonctionnel normal (peut-être parce que ces personnes ont passé du temps à l’extérieur des locaux, ce qui n’est pas le cas des personnes avec un état fonctionnel altéré).
Un des objectifs de ce travail était d’identifier à coté des polluants, les autres facteurs les plus liés aux admissions en réanimation. Il apparaît que des facteurs temporels influent sur les admissions, outre la très forte saisonalité avec le moins d’admissions en été, on constate également moins d’admissions les week-ends (avec un maximum d’admissions les lundis et mardis) et les jours fériés. La grippe est très fortement liée aux admissions pour cause respiratoire, avec un excès d’admissions de 1,5 à 1,9% pour une augmentation de 1000 cas de grippe (la linéarité de cette relation ayant pu être confirmée dans les modèles GAM). Par ailleurs, la grippe est le seul facteur significativement lié aux admissions pour asthme aigu grave, avec un excès d’admissions de 1,5 à 5% pour une augmentation de 1000 cas de grippe. En revanche, la relation avec les pollens apparaît extrèmement faible et le plus souvent non significative.
En ce qui concerne les liaisons avec les facteurs météorologiques, les modèles GAM ont permis d’étudier en détail la forme des relations entre ces variables et les admissions pour « affections respiratoires ». Dans un premier temps, nous avons introduit les seuls facteurs température et humidité. L’interaction température-humidité est significative et le graphe montre un effet protecteur des temps chauds et secs. Ensuite, parmi les 5 variables météorologiques en moyennes journalières sélectionnées, seules 3 sont significativement liées aux admissions pour « Affections Respiratoires » : le nombre d’admissions s’accroit lors des baisses de pression, lorsque le vent forcit, lorsque les températures baissent, mais également dans une moindre mesure quand elles augmentent. Nous avons de plus montré que les relations entre admissions et pression atmosphérique d’une part et force du vent d’autre part sont linéaires avec une augmentation du risque d’admission de 2% pour une baisse de 10 hPa et autour de 6 à 8% pour une augmentation du vent de 10 m/s.
Les modèles cas-croisés ne permettent pas aussi facilement d’explorer la forme des relations, quand les 5 variables issues de l’ACP sont introduites, seules des relations significatives entre les admissions pour cause respiratoire et la force du vent d’une part et les températures les plus chaudes d’autre part sont mises en évidence.
L’introduction dans les modèles GAM et également dans les modèles cas-croisés des classes de temps, montre un nombre accru d’admissions les jours de classe 2 (temps dépressionnaire hivernal) et de classe 4 (temps extrèmement venté, frais et humide, survenant de façon brutale sur 1 à 2 jours, en égales proportions en automne, hiver et printemps et jamais en été) et un nombre significativement moindre d’admissions les jours de classe 9 (temps anticyclonique estival). L’effet nocif des jours de classe 2 a tendance à disparaître avec l’ajustement sur les polluants, tandis que l’effet nocif des jours de classe 4 persiste indépendamment de la pollution atmosphérique.
Nous avons également cherché à mettre en relation les « orages » avec les admissions respiratoires. On constate une augmentation de 10% des admissions pour « affections respiratoires » les jours d’orage (relation à la limite de la signification).
L’ensemble de ce travail confirme à coté du rôle des polluants, le rôle important de la grippe et des facteurs météorologiques sur les variations d’admissions en réanimation au cours de l’année.
RELATIONS ENTRE LES COVs ATMOSPHÉRIQUES
ET LES IMPRÉGNATIONS HUMAINES

Responsable scientifique : Jean-Marie Haguenoer
Université de Lille 2
EA 2640 : Toxiques et Cancérogènes Professionnels et Environnementaux
Laboratoire Universitaire de Médecine du Travail,
Faculté de Médecine, 1 place de Verdun, 59045 Lille Cedex, France
et
Fabrice Cazier : Centre Commun de Mesures
Université du Littoral Côte d’Opale,
MREI, 145 avenue Maurice Schumann, 59140 Dunkerque
Mél : cazier@univ-littoral.fr


Les composés organiques volatils (COV) ont été jusqu’alors insuffisamment pris en compte, puisque leurs teneurs ne sont appréciées que par la mesure des hydrocarbures totaux ou plus rarement par celle du benzène.
Dans le cadre d’études épidémiologiques, il importe donc de développer des études étiologiques qui prennent en considération les COVs dans les régions qui sont les plus émettrices. Pour réaliser une étude des corrélations entre les niveaux d’exposition atmosphérique et les niveaux d’imprégnation biologique des populations pour tenter de mettre en évidence les effets précoces sur la santé, les deux étapes suivantes sont à prendre en considération :
- la relation entre les doses externes de COVs et les doses internes de ces mêmes COVs
- la relation entre les doses internes et les effets précoces.
Les profils environnementaux de COVs sont très variables et dépendent des sources d’émission qui peuvent êtres classées en sources industrielles, sources urbaines (pollution d’origine automobile) et sources domestiques tout en prenant en compte les facteurs importants d’exposition comme le tabagisme (passif ou actif).
Les profils biologiques varient quant à eux en fonction de l’exposition des individus à ces sources, mais aussi en fonction des caractéristiques de métabolisation des différents COVs et notamment de leur demi-vie biologique qui est très variable
La première étape de l’étude consiste en un screening des COVs atmosphériques dans des situations particulières d’exposition qui permettra de faire les corrélations avec les profils biologiques sanguins et urinaires en tenant compte du budget espace temps sur 24 heures d’exposition.
Dans cette phase la contribution du Centre Commun de Mesure consiste en la réalisation et la mise au point d’un dispositif de prélèvement et d’analyse des COVs atmosphériques sur un budget espace temps réparti comme suit :
au travail (8 heures)
en milieu urbain notamment pendant les transports (variable)
au domicile (10 - 12 heures)
afin de suivre l’exposition personnelle.
Alors que la seconde étape mise en œuvre par le laboratoire de Médecine du Travail de Lille consiste en l’étude des relations entre l’imprégnation des populations et l’évolution des biomarqueurs d’exposition. Pour cela une phase de mise au point et de validation pour les prélèvements et les analyses des COV sanguins et urinaires a été réalisée.

I - Modes de prélèvement et d’analyse
I a- Les COVs Atmosphériques
La technique de prélèvement retenue, permettant d’intégrer des temps d’échantillonnage allant de 1 à 12 heures, est celle utilisant des canisters. Le prélèvement est constant sur un intervalle de temps d’1h30 à 2h30 pour des débits de 40 ml/min et sur un intervalle de temps de 8 à 10h pour des débits de 10 ml/min Ce qui correspond au temps passé dans les transports, au travail et à son domicile.
L’échantillonnage d’air terminé, le canister est relié à un pré-concentrateur « on-line » pour le transfert et le piégeage des COV, l’analyse et l’identification des polluants étant réalisées par chromatographie en phase gazeuse. Deux chaînes analytiques A (Turbomatrix – GC/FID) et B (GC /MS) permettent respectivement d’identifier et de quantifier les composés organiques volatils de C 2 à C 6 (saturés, et/ou insaturés). et de C 6 à C 12,( saturés, insaturés et aromatiques).
Après analyse, les canisters sont nettoyés pour être ré-utilisés. Pour réaliser cette étape, nous disposons d’un système de nettoyage alternant l’atmosphère d’azote humidifié et le vide poussé.
Des prélèvements « online » en continu sont également effectués sur site, en parallèle des prélèvements canisters.

I b- Les COVs dans le sang et l’urine
La collecte du sang par ponction dans la veine s’effectuera dans un tube Vacutainers® décontaminé et la collecte d’urine dans des tubes de polyéthylène contaminés, avant et après la prise de poste et le matin suivant. Les échantillons prélevés étant stockés à 4°C jusqu’à l’analyse.
La technique d’Extraction en Micro Phase Solide (SPME) pour quantifier les COVs primaires dans le sang et dans l’urine est la technique retenue. La sensibilité de la méthode SPME est plus grande que celle d’autres méthodes tel que l’analyse en headspace et donc plus adaptée pour réaliser la comparaison de populations "professionnellement exposées" avec des populations "non-exposées" où les niveaux très bas de COVs seront détectables. Des conditions d’analyse de chromatographie gazeuse à détection par spectrométrie de masse, permettant de réaliser des analyses en SPME ont été établies.
Pour l’analyse des métabolites des COVs nous proposons d’utiliser la chromatographie liquide haute performance (HPLC) et les méthodes développées au Laboratoire de Toxicologie, Université de Lille 2. Les techniques mises au point utilisent la technique HPLC avec détection UV pour mesurer les acides méthyl hippuriques, mandéliques et phenylglyoxiliques dans l’urine comme biomarqueurs d’exposition à l’éthylbenzène, au xylène, au styrène et aux dichlorobenzènes. Cette technique est également utilisée pour détecter l’acide trans, trans - muconique dans l’urine comme biomarqueur d’exposition du benzène, les conditions instrumentales sont données dans le tableau ci-dessous. Les conditions d’analyse étant cités ci-dessous.

II - Echantillonnage et analyse
II a- Les COVs Atmosphériques
Une campagne de pré-mesures des COVs (composés organiques volatils) en zone industrielle, en zone urbaine et dans des locaux de type cafétéria fréquentés par le public à été réalisée entre mai 2004 et novembre 2004. Les prélèvements d’atmosphère sont effectués à l’aide de canisters préréglés pour une durée d’échantillonnage allant de 2 à 8 heures.
En parallèle, pendant la durée d’échantillonnage sur site, des mesures semi continues de BTEX sont réalisées à l’aide d’un analyseur VOC 71M, afin de connaître la variation de concentration des différentes espèces au cours du temps et de déterminer, si à un instant « t », nous avons été en présence d’un pic de pollution, information ayant son importance dans le cadre de l’étude d’impact sur la santé, car le prélèvement cnister donne une valeur moyenne de concentration. Nous nous sommes également intéressés aux données météo pour les prélèvements en extérieur

Etude qualitative et quantitative
Les divers prélèvements réalisés au cours de cette campagne montrent la diversité des molécules détectés spécifiques ou non d’un secteur d’activité ou d’une atmosphère d’ambiance intérieure tel que des alcènes (C2 à C5), des alcanes (C2 à C6), des aromatiques (BTEX, naphtalène), des composés halogénés, des phénols, des phtalates, des composés soufrés et des terpènes. Certaines de ces molécules chimiques identifiées et émises par les industries sélectionnées sont susceptibles d’être considérées comme des traceurs spécifiques de la source considérée.

TraceursIndustriesPhénolCokerieButadiène + légersPetrochimieDiméthylsulfideRaffinerie
En ambiance intérieure et en ambiance de transport
Les résultats quantitatifs dans les exemples cités ci-dessous ne sont donnés que pour les BTEX. Une quantification des autres espèces émises et caractérisées dans les différents échantillons d’air analysés sera réalisée ultérieurement lors de l’exposition réelle des personnes.

Composés identifiésEn atmosphère
intérieure : (µg/m3)En ambiance
de transport : (µg/m3)Date échantillonnage14/04/04du 24/07/03Benzène75,3Toluène445,4Ethylbenzène0,614,4m,p-Xylènes231,9o-Xylène0,513,6
En zone industrielle
Résultats quantitatifs en BTEX sur site industriel* et à proximité de sites industriels
Composés Pétrochimie
(chargement train)Pétrochimie
(chargement bateau)RaffinerieCokerieDate200228- 29/09/0403/05/0425/05/04TechniquesCanister GC/FIDCanister
GC/MSCanister
GC/MSOnline
GC/MSAnalyseur
VOC 71Monline BrükerAnalyseur
VOC 71MButadiène45,5 µg/m3Non quantifiéBenzène3,1ppb3,6 µg/m3perçage0,76 µg/m3Toluène2,2910ppb6,8ppb7,51,2 µg/m31Ethylbenzène0,162,51,852,51,20,3m,p-Xylènes0,8560,64,51,20,7o-Xylène0,132,60,5** à 20°C µg/m3 = Masse moléculaire / 24 X [ concentration en ppb]
Les prélèvements sont réalisés en situations réelles. Les taux en BTEX déterminés à partir des différentes techniques de prélèvement et d’analyse sont indicatifs de la teneur en polluants dans l’environnement. Les émissions les plus élevées sont détectées à proximité de la raffinerie de pétrole.

II b- Les COVs dans le sang et l’urine
Des protocoles ont été établis pour l'analyse des COVs dans le sang et l'urine, et la validation des méthodes instrumentales est en cours. Au niveau de la phase 2 de l’étude concernant « les relations entre l’imprégnation des populations et l’évolution de marqueurs précoces biochimiques et physiologiques de toxicité » aucun résultat à ce jour n’est disponible pour des problèmes d’ordre technique (contamination des tubes de prélèvement, mauvais fonctionnement du GC/MS etc…). Il reste à réaliser l’ensemble des prélèvements dans les trois usines présélectionnées pour l’étude afin de mieux appréhender les relations doses-effets.

DISTRIBUTION DE L'EXPOSITION DE LA POPULATION URBAINE
À DES POLLUANTS PARTICULAIRES GÉNOTOXIQUES,
ET ÉVALUATION DU RISQUE CANCÉROGÈNE
- GENOTOX'ER -
Responsables scientifiques : Eléna Nerrière et Denis Zmirou-Navier
Faculté de Médecine B.P. 184 - 9, avenue de la Forêt de Haye 54505 Vandœuvre-Lès-Nancy Cedex mél : u420@nancy.inserm.fr

Partenaires :
Laboratoire de Santé Publique de l’université Paris V
Laboratoire de Santé Publique de l’université de Rouen
INERIS, InVS, ADERA, CENBG, LHVP
ASCOPARG, AIRPARIF, AIRNORMAND, ASPA
Département des sciences de l’environnement de l’Ecole de Santé Publique de l’Université de Harvard


Le projet Genotox’ER avait pour objet de décrire l’exposition de populations urbaines françaises aux particules atmosphériques et au benzène, dans le but de procéder à une évaluation du risque du cancer. Plusieurs études épidémiologiques récentes suggèrent en effet que le risque de cancer est accru pour les personnes résidant dans des zones géographiques affectées par la pollution atmosphérique, notamment du fait des particules inhalées. Le travail a été conduit dans 4 agglomérations urbaines françaises (Grenoble, Paris, Rouen et Strasbourg), auprès de 60 à 90 adultes et enfants par site. Il a permis de caractériser l’exposition de personnes volontaires à certains métaux et composés organiques cancérigènes présents dans l'air sous forme particulaire (PM2.5 ou PM10), ou gazeuse (benzène), selon les caractères des activités et lieux de vie des personnes (sites industriels, zones fortement marquées par le trafic automobile proche, situations de "fond urbain"). Une analyse de la génotoxicité des particules atmosphériques prélevées a aussi été effectuée en fonction des caractéristiques des lieux de leur collecte et de leur composition chimique.
Les niveaux d’exposition aux particules PM2.5 ou PM10 ne montrent pas une forte hétérogénéité spatiale au sein des 4 agglomérations urbaines (par exemple, les ratios des concentrations des PM2.5 mesurées en masse, entre les secteurs de proximité au trafic et le ‘fond urbain’, sont de l’ordre de 0.9), alors que les contrastes sont plus nets pour le NO2 (de l’ordre de 2). Mais, au total, les niveaux d’exposition sont très variables selon la ville, le secteur urbain et la saison, pour les enfants comme pour les adultes avec, par exemple, des valeurs les plus basses des PM2.5 observées chez l’enfant en été en zone de fond urbain en périphérie parisienne (16.7 [écart-type 4.3] µg/m3), et les valeurs les plus élevées observées à Strasbourg (75,7 [18.4] µg/m3). Ce travail confirme que la mesure pondérale des particules ne donne pas une mesure optimale des émissions liées au trafic automobile, l’indice des fumées noires (mesuré sur PM2.5 ou PM10 ou toute autre fraction granulométrique pertinente) étant mieux associé au trafic. Pour apprécier l’exposition de la population aux émissions du trafic automobile, il importe donc de maintenir la couverture d’un réseau d’appareils de mesure des fumées noires sur le territoire, avec spécification granulométrique. Il ressort également que l’utilisation des données de surveillance de la qualité de l’air, qui approchent de façon significative l’exposition chroniques des populations urbaines, dans le cadre d’études épidémiologiques ou de travaux d’évaluation du risque en relation avec des expositions au long cours, présente certaines limites liées notamment à la difficulté de faire correspondre une exposition individuelle localisée avec un niveau ambiant local (variabilité de la répartition spatiale de la pollution extérieure) et à la contribution des sources intérieures d’exposition. Il n’existe pas, en l’état actuel, de clé unique pour estimer l’exposition de groupes de sujets à partir des immissions mesurées par les capteurs fixes, tant sont variables les relations entre expositions et immissions selon les villes, les secteurs urbains, les saisons et les polluants. Cette transposition doit alors s’effectuer au cas par cas, être fondée sur une classification commune des sites de mesure, une bonne connaissance locale des réseaux et de la distribution des populations concernées.
Pour la première fois en France, ce travail fournit des données relatives au potentiel génotoxique des extraits organiques issus des poussières prélevées lors de la mesure de l’exposition personnelle de volontaires. Les filtres captant les PM2.5 apparaissent chargés de substances organiques génotoxiques puisqu’ils répondent significativement plus au test des comètes que les filtres témoins. C’est en secteur urbain de proximité que la réponse y est la plus forte, et singulièrement en hiver ; les contrastes en été sont moins nets. Cette réponse génotoxique résulte de la charge organique globale, sans que l’on puisse à l’heure actuelle l’imputer spécifiquement à tel constituant, ce qui devrait faire l’objet de nouveaux travaux. Les HAP cangérogènes les plus représentés montrent néanmoins une forte corrélation statistique, ce qui peut permettre de cibler les HAP à surveiller en priorité.
Dans le but d’estimer l’exposition non plus des sujets volontaires, mais de vastes populations urbaines, les données issues des campagnes de mesure des expositions personnelles ont, dans un premier temps, servi à alimenter un modèle statistique de régression. Dans un second temps, une approche par Système d’Information Géographique (SIG) a été appliquée pour extrapoler ces estimations moyennes à l’ensemble des populations urbaines dans trois des agglomérations d’étude (de 241 012 à 5 753 650 habitants de plus de 30 ans). Le nombre total de cas de cancer du poumon attribuable à l’exposition chronique aux particules fines (PM2.5) a été estimé au sein de la population adulte en utilisant les valeurs du Risque Relatif issues de la cohorte américaine CSP II. Deux “niveaux d’exposition sans risque” (B) ont été arbitrairement fixés : l’un à 4.5 µg/m3 et l’autre à 9 µg/m3. Le nombre moyen annuel de cas de cancer varie, selon la ville, de 16 à 404 pour B=4.5 µg/m3, et de 12 à 303 pour B=9 µg/m3. La répartition des cas attribuables aux particules atmosphériques entre les secteurs urbains dépend des niveaux d’exposition ainsi que de la distribution géographique des populations dans les différentes agglomérations ; la proportion atteint 60 % en Ile de France pour le secteur de proximité.
En conclusion, le projet Genotox’ER apporte des informations riches pour apprécier l’exposition de populations urbaines aux particules en suspension et à certains de leurs constituants, et révèle une hétérogénéité marquée, mais variable selon l’indicateur considéré, entre agglomérations et au sein du territoire urbain. Ces informations peuvent être utiles pour actualiser les conditions de la surveillance de la qualité de l’air et l’utilisation des données qui en résultent du point de vue de l’évaluation du risque sanitaire. Elles montrent aussi que l’impact sanitaire de l’exposition chronique à la pollution atmosphérique en site urbain, dans un pays développé, mérite encore des efforts pour maîtriser les sources d’émissions de toxiques et pour réduire l’exposition des populations. Même si son impact est beaucoup plus faible que celui de la consommation de tabac, le trafic routier contribue de manière appréciable à la mortalité par cancer du poumon en France.







Caractérisation de la pollution
à l’intérieur des locaux


Synthèse de deux projets présentée par Séverine KIRCHNER


Echantillonnage passif des éthers de glycol dans l’air intérieur (H. Plaisance)
Ozone et environnement intérieur (F. Maupetit)
ECHANTILLONNAGE PASSIF DES ETHERS DE GLYCOL DANS L’AIR INTERIEUR

Responsable scientifique : Hervé Plaisance
Ecole des Mines de Douai - Département Chimie-Environnement
941 rue Charles Bourseul
BP 838 – 59508 Douai
Mél :  HYPERLINK "mailto:plaisance@ensm-douai.fr" plaisance@ensm-douai.fr
Partenaires : Anne PENNEQUIN-CARDINAL, Thierry LEONARDIS et Nadine LOCOGE


Ces travaux de recherche avaient pour objectifs, d’une part, de mettre au point et de valider une méthode d’échantillonnage passif pour mesurer 8 éthers de glycol dans l’air intérieur: le 2-méthoxyéthanol (MG), le 1-méthoxy-2-propanol (MPG), le 2-éthoxyéthanol (EG), l’acétate de 2-méthoxyéthyle (AMG), l’acétate de 1-méthoxy-2-propanol (AMPG), l’acétate de 2-éthoxyéthyle (AEG), le 2-butoxyéthanol (BG) et l’acétate de 2-butoxyéthyle (ABG), et d’autre part, d’appliquer cette méthode pour examiner la présence et les niveaux de concentration de ces espèces dans des logements du Nord-Pas de Calais. 4 de ces composés (le MG, l’AMG, l’EG et l’AEG) font l’objet d’une réglementation sévère depuis les années 90 pour limiter leur présence dans les produits de grande consommation, en raison de leurs effets toxiques avérés sur la reproduction et sur le développement. Les conséquences sanitaires de l’utilisation actuelle et passée de ces composés dans le cadre domestique sont encore méconnues, car très peu de données existent dans la littérature sur les teneurs de ces substances et sur leur degré de rémanence dans les espaces intérieurs.
La méthode retenue dans cette étude est basée sur un prélèvement à l’aide d’un tube à diffusion Radiello et une analyse en chromatographie en phase gazeuse avec au préalable une thermodésorption de l’échantillon. Comme support de piégeage, deux adsorbants (le Carbograph 4 et le Carbograph 5) compatibles avec la thermodésorption ont été testés. La quantification a été assurée par un détecteur à ionisation de flamme. La détection par spectrométrie de masse a également été utilisée pour identifier les éthers de glycol visés dans les échantillons prélevés dans les logements.
Le programme d’évaluation, réalisée selon la norme européenne CEN 13528-2 (2003), comprenait l’estimation des paramètres métrologiques de la méthode d’échantillonnage passif pour chacun des composés, à savoir l’étalonnage, l’efficacité de désorption, la valeur des blancs, la limite de détection et le débit d’échantillonnage, la définition des conditions de conservation des échantillons avant et après l’exposition et l’influence des facteurs environnementaux (température, niveau de concentration, humidité relative) sur le débit d’échantillonnage. Ceci a nécessité la réalisation d’essais en chambre d’exposition pour tester l’échantillonneur sous différentes conditions environnementales. Le dispositif expérimental utilisé pour ces essais a été préalablement adapté au cas spécifique des éthers de glycol.
( Des efficacités de désorption proches de 100% ont été trouvées pour les éthers de glycol, à l’exception du BG et de l’ABG où les valeurs sont inférieures à 85%. Ces composés semblent être partiellement retenus (condensation ou adsorption) dans le système analytique. Pour tous les composés, des droites d’étalonnage ont pu être établies et validées en vue de leur application pour la détermination des masses d’éthers de glycol échantillonnées par le tube Radiello.
( Les débits d’échantillonnage des 8 éthers de glycol pour le tube Radiello exposé 7 jours et équipé des deux types de cartouches (le Carbograph 4 et le Carbograph 5) ont été déterminées en chambre d’exposition dans des conditions dites « standard », proches de celles rencontrées en moyenne dans les environnements intérieurs (une température de 20°C, une humidité relative de 40%, une vitesse d’air inférieure à 0,1m/s et des teneurs comprises entre 5 et 20µg/m3). Les débits d’échantillonnage obtenus vont de 7 à 30 cm3/min selon les composés avec des valeurs assez comparables entre les deux adsorbants, à l’exception du débit d’échantillonnage du MG qui est plus élevé pour le Carbograph 5 et à l’inverse ceux de l’AMPG, du BG et de l’ABG qui ont des valeurs faibles pour ce même adsorbant. Une décroissance logique des débits d’échantillonnage est constatée, des composés les plus légers vers les composés les plus lourds (seul le débit d’échantillonnage du MG ne respecte pas cette tendance). Les débits d’échantillonnage déterminés pour le Carbograph 4 lors de nos essais sont assez proches de ceux déterminés par le constructeur (FSM), à l’exception des valeurs du MG, du BG et de l’ABG où les écarts dépassent 30%.
( Les limites de détection pour une durée d’exposition de 7 jours ont été estimées à des valeurs inférieures ou égales à 0,06 µg/m3 pour l’ensemble des composés. L’analyse de cartouches conditionnées et non exposées ne révèle pas de masses quantifiables d’éthers de glycol (valeurs des blancs nulles). Des tests en laboratoire ont montré que les cartouches pouvaient être conservées pendant 21 jours avant l’exposition et 21 jours après l’exposition.
( Les essais en chambre d’exposition ont également révélé que les débits d’échantillonnage du capteur pour les éthers de glycol sont fortement influencés par les facteurs environnementaux (température, humidité relative et niveaux de concentration). Les variations de débits d’échantillonnage induites par ces facteurs sont particulièrement élevées pour le MG, le BG et l’ABG, moyennes pour l’AMPG, l’AEG et plus modérées pour le MPG, l’EG et l’AMG (inférieures à 20% en moyenne pour les trois derniers composés). L’emploi du Carbograh 4 comme adsorbant semble légèrement limité ces variations de débits d’échantilonnage.
( Les incertitudes de mesure associées aux variantes du tube (Radiello Carbograph 4 et Radiello Carbogragh 5) ont ensuite été estimées à partir de l’application de la loi de propagation des variances sur la base des résultats obtenus dans ce programme d’évaluation. Ces estimations prennent en compte les incertitudes-types de différents paramètres métrologiques de la méthode (débit d’échantillonnage, efficacité de désorption, durée d’exposition et masse du composé échantillonnée). La composante majoritaire de l’incertitude de mesure pour les 8 composés est l’influence des facteurs environnementaux sur le débit d’échantillonnage (contribution >80%). On obtient des incertitudes de mesure élargies nettement plus faibles pour le Radiello doté de la cartouche Carbograph 4 que pour le même tube muni de la cartouche Carbograph 5. Pour le MPG, l’EG et l’AMG, les incertitudes de mesure se situent entre 35 et 40 %. Les mesures pour ces trois composés peuvent être considéré comme des données quantitatives. Avec des incertitudes comprises entre 50 et 60% pour l’AMPG et l’AEG, le tube fournit des données que l’on peut qualifier de semi-quantitatives. Enfin, pour le MG, le BG et l’ABG, les incertitudes avoisinent ou dépassent 100%, les mesures peuvent donc être considérées comme des données de nature qualitative. Les principaux résultats de l’évaluation du tube Radiello Carbograph 4 pour une durée d’exposition de 7 jours sont regroupés dans le tableau 1.
Tableau 1. Paramètres d’évaluation du tube Radiello Carbograph 4 pour une durée d’exposition de 7 jours.
ComposéLimite de détection (µg/m3)Débit d’échantillonnage
moyenne ( écart type (cm3/min)
n = 10Efficacité de désorption (%)

n = 7Répétabilité analytique
Coefficient de variation (%) n = 6Incertitude élargie U(C)
(%)
MG0,039,0 ( 2,9104,6 ( 5,32,0 > 100MPG0,01229,4 ( 4,295,9 ( 5,71,736EG0,01427,2 ( 4,095,7 ( 3,83,239AMG0,00325,8 ( 2,591,7 ( 4,52,535AMPG0,00419,8 ( 2,991,7 ( 7,63,959AEG0,00722,4 ( 2,090,2 ( 9,22,153BG0,0413,0 ( 2,580,2 ( 12,13,591ABG0,0410,5 ( 1,172,5 ( 10,52,0 > 100
Des mesures des huit éthers de glycol à l’aide du tube Radiello Carbograph 4 ont ensuite été réalisées dans 58 logements de la régoin Nord-Pas de Calais (cf. tableau 2). Seuls quatre des huit éthers de glycol visés (le MPG, l’AMPG, le BG et l’EG) ont été détectés dans cette campagne de mesures. Le MPG, espèce dérivée du propylène glycol, est l’éther de glycol le plus présent, détecté dans plus des 2/3 des habitations enquêtées. Les niveaux de concentration en MPG restent néanmoins assez faibles (4,5 µg/m3 en moyenne) avec seulement 4 valeurs qui dépassent les 10 µg/m3. L’AMPG est présents dans 19 % des logements avec des concentrations faibles inférieures à 5 µg/m3. Parmi les espèces dérivées de l’éthylène glycol (série E), seul le BG a un taux de présence significatif de 19 %. L’EG est, quant à lui, retrouvé à l’état de traces dans quelques logements (n = 4).
Tableau 2. Teneurs (en µg/m3) des 8 éthers de glycol mesurées dans 58 logements du Nord-Pas de Calais.
% DétectionLimite de détectionMoyenne arithmétiqueEcart-typeMoyenne géométriqueMédianeMaxMG00,03_____MPG710,024,56,71,91,828,1EG7
(4 valeurs)0,021,20,90,51,02,6AMG00,003_____AMPG190,0042,01,41,51,54,5AEG00,007_____BG190,043,5*3,5*2,1*1,7*11,7*ABG00,04_____* : données fournies à titre d’indication qui d’après l’estimation des incertitudes ne présente pas un caractère quantitatif.
L’exploitation des questionnaires de l’enquête regroupant des informations sur l’habitat et sur les pratiques de vie ont révélé que les teneurs d’éthers de glycol les plus élevées étaient retrouvées principalement dans des appartements où le revêtement au sol était majoritairement du linoléum (matériau plastique) et où les occupants avaient déclarés avoir nettoyé le sol de la pièce pendant la période du prélèvement. Les produits de nettoyage ajoutés à l’eau pour l’entretien de ces surfaces au sol semblent donc être incriminés. Leur usage apparaît comme une source d’éthers de glycol non négligeable dans les logements. Les espèces dérivées de l’éthylène glycol (le MG, l’EG et le BG), observées il y a quelques années à des niveaux élevés dans les logements, semblent avoir aujourd’hui quasiment disparu au profit d’autres espèces dérivées du propylène glycol (le MPG principalement). Cette évolution de nature des espèces présentes dans les habitations est sans doute liée au remplacement dans les produits à usage domestique des quatre éthers de glycol réglementés par d’autres composés et en partie par le MPG.
OZONE ET ENVIRONNEMENT INTÉRIEUR

Responsable scientifique : François Maupetit
Centre Scientifique et Technique du Bâtiment (CSTB)
84 avenue Jean Jaurès, Champs-sur-Marne, BP 02,
77421 Marne-la-Vallée cedex 2
mél : f.maupetit@cstb.fr


La qualité de l’air intérieur et son impact sanitaire potentiel, devient un sujet d’étude incontournable. En effet, en terme d’exposition de la population à de nombreux polluants, les environnements intérieurs apparaissent comme des milieux à étudier de façon spécifique.
L’ozone est rarement considéré comme polluant de l’air intérieur car, en l’absence de sources intérieures spécifiques, sa concentration est nettement inférieure à celle de l’ozone extérieur. Cependant, cette diminution d’ozone à l’intérieur des locaux résulte de réactions entre l’ozone et les espèces chimiques présentes mais également entre l’ozone et les surfaces intérieures. Ces réactions conduisent à la formation des composés irritants qui dégradent l’air intérieur et sont susceptibles d’avoir un impact sur la santé des occupants.
L’objectif de ce travail de recherche consiste à mettre au point un banc d’exposition à l’ozone des produits de construction en s’inspirant des techniques de chambres d’essai d’émission, à étudier les phénomènes d’élimination de l’ozone au contact de différents produits et de modification des émissions chimiques de ces produits en cas d’exposition à l’ozone (Figure 1).

Figure 1 : Photographie du banc d’exposition à l’ozone des produits de construction

Douze séries d’expériences ont été réalisées sur différents produits de construction (quatre moquettes, un revêtement de sol PVC et un linoléum, deux papiers peint, une peinture, un carreau de plâtre, un lambris en pin brut et une dalle de plafond) exposés ou non à l’ozone pendant plusieurs jours.
Ces expériences montrent clairement l’élimination de l’ozone au contact des différents produits testés avec des abattements compris entre 7 et 75 % des concentrations d’entrée en ozone (Figure 2). Ainsi, l’ozone est moins réactive sur la peinture et le revêtement de sol en linoléum alors qu’elle est particulièrement réactive sur le lambris en pin brut, le carreau de plâtre, les papiers peints et les moquettes.
Figure 2 : Concentrations moyennes d’ozone mesurées pour les produits de construction testés


Par ailleurs, ces premières expériences ont également mis en évidence une modification des émissions chimiques des produits de construction exposés à l’ozone.
Les modifications des émissions primaires ont été montrées pour la moquette envers textile, le linoléum et la dalle de plafond. Dans ces trois cas, nous avons constaté des diminutions des concentrations de certains composés présentant tous des doubles liaisons carbone-carbone insaturées, suggérant une réaction de l’ozone sur ces liaisons.
D’autre part, des émissions secondaires ont été mises en évidence pour la plupart des douze produits testés. Les sous-produits réactionnels identifiés sont principalement des aldéhydes et notamment l’hexanal, l’heptanal, l’octanal, le décanal, le formaldéhyde et l’acétaldéhyde.
L’exemple de la dalle de plafond est illustré sur les figures suivantes. On constate une diminution des concentrations en styrène (Figure 3) et une augmentation des concentrations en benzaldéhyde (Figure 4) en cas d’exposition à l’ozone de ce produit.

Figure 3 : Concentrations (µg.m-3) en styrène de la dalle de plafond non exposée à l’ozone (référence) et exposée à l’ozone (ozone)


Figure 4 : Concentrations (µg.m-3) en benzaldéhyde de la dalle de plafond non exposée à l’ozone (référence) et exposée à l’ozone (ozone)


Ces observations en accord avec la littérature suggèrent que le banc conçu dans le cadre de ce travail de recherche est un outil pertinent pour étudier les mécanismes réactionnels de l’ozone sur les produits de construction et, d’une manière plus générale, pour caractériser l’impact potentiel de l’ozone sur la qualité de l’air intérieur.












Caractérisation et réactivité
des composés atmosphériques


Synthèse de cinq projets présentée par Wahid MELLOUKI


Etude de la composition chimique des brouillards urbains et des transferts atmosphériques (M. Millet)
Détermination des mécanismes d’oxydation des hydrocarbures aromatiques polycycliques adsorbés sur des aérosols de nature atmosphérique (E. Villenave)
Etude de la contribution de l’aérosol organique en tant que source d’acide nitreux (C. George)
Etude en laboratoire de la dégradation photochimique de polluants organiques persistants et mesure de leur constante e Henry (S. Le Calvé)
Métaux à l’échappement des véhicules : quantité-origine (X. Montagne)



ETUDE DE LA COMPOSITION CHIMIQUE DES BROUILLARDS URBAINS
ET DES TRANSFERTS ATMOSPHERIQUES

Responsable scientifique : Maurice Millet
Laboratoire de Physico-chimie de l’Atmosphère
Université Louis Pasteur- Centre de Géochimie de la Surface
1 rue Blessig
67084 STRASBOURG Cédex
mél : millet@illite.u-strasbg.fr

Partenaires
Chambre d’Agriculture du Bas-Rhin
ASPA
UIPP


Si jusqu’à présent, une surveillance de polluants primaires (SO2, NOx) et secondaires (O3) sont effectués en routine par les réseaux de surveillance de la qualité de l’air, peu de données, bien qu’une documentation commence à voir le jour, sont disponibles en France sur la contamination du milieu urbain par des polluants organiques persistants tels que les pesticides, les Hydrocarbures Polycycliques Aromatiques ou les phénols.
Bien qu’a priori à des concentrations faibles par rapports aux polluants dits classiques tels que l’ozone, il semble toutefois utile d’appréhender les niveaux et la variabilité de la contamination en ces polluants dans les zones urbaines, en général denses en population. En effet, l’exposition de cette dernière à ces substances en faibles concentrations peut à long terme impliquer des effets sanitaires néfastes.
Dans le cadre de l’Appel à Proposition de Recherche, PRIMEQUAL-2, le laboratoire de Physico-Chimie de l’Université Louis Pasteur de Strasbourg et du CNRS (UMR 7517) s’est proposé d’étudier les transferts de pesticides des zones d’application vers les zones urbaines via les processus de transports à l’échelle locale et régionale ainsi que les dépôts de ces substances en zone urbaine en comparaison avec ceux en zone rurale.
A cette étude sur les pesticides s’ajoute une étude de la contamination de l’atmosphère en zone urbaine, dans un premier temps, par les phénols et nitrophenols. Ce type d’étude n’a encore jamais été conduites en France et elle a été initiée en 2000 au laboratoire grâce au soutien du PNCA (Programme National de Chimie Atmosphérique) et de la Zone Atelier de Recherche du CNRS (Programme Vie, Environnement et Sociétés) intitulée : "La nappe du Fossé Rhénan".
Après un inventaire des pesticides couramment utilisés en Région Alsace, il a dans un tout premier temps fallu développer des méthodes analytiques robustes et sensibles pour détecter les pesticides, phénols et nitrophénols dans les échantillons atmosphériques. Ces méthodes devaient permettre d’analyser les polluants étudiés à la fois dans la fraction particulaire et gazeuse mais également dans la fraction liquide (eaux de pluies).
Ces méthodes ont donc été développées en tenant compte de ces différents milieux et pour les pesticides, une méthode par GC-MSMS a été validée (Scheyer et al., 2005) en deux « runs distincts » l’un pour les échantillons directement analysables en GC et l’autre pour les molécules nécessitant une étape de dérivatisation avant analyse (utilisation du PFBBr). A partir de cette méthode, une procédure d’extraction par Micro-Extraction en Phase Solide (SPME) associée à la méthode GC-MSMS précédemment citée a été mise en œuvre avec succès pour l’analyse des eaux de pluies.
Ces méthodes ont pu ainsi ensuite être appliquées à l’analyse des échantillons de terrain collectés entre 2002 et 2003.
Pour ce qui concerne les phénols et nitrophénols, une méthode d’analyse par CLHP (Chromatographie Liquide Haute Performance) a tout d’abord été testée. Il s’est avéré que cette méthode ne donnait pas la résolution ni la sensibilité requise pour l’analyse des échantillons atmosphériques. Il a donc été décidé, après de très nombreux essais et manipulations, de recourir à la GC-MS. Cette méthode permettant d’accéder avec plus de facilité à la résolution et à la sensibilité requise. Néanmoins, cette modification des objectifs analytiques de départ a considérablement retardé le déroulement du projet de recherche sur les phénols et nitrophénols. Cela explique le retard dans la remise du rapport sur cette partie du projet. Néanmoins, une méthode d’analyse par GC-MS après dérivatisation avec un agent sylilant (MtBSTFA) a pu être développée. Cette méthode, outre sa sensibilité, permet d’obtenir une sûreté dans l’identification des molécules analysées car l’agent de sylilation produit des ions de masse M-57, caractéristique de chaque molécule (Morville et al., 2004). A partir de cette méthode, une technique d’extraction des phénols dans les eaux de pluies à l’aide de la SPME après dérivatisation dans l’injecteur du GC a pu être développée.
Des campagnes de mesures des eaux de pluies, à raison de un prélèvement par semaine, ont été effectués entre 2002 et 2003 simultanément sur deux sites, un urbain (Strasbourg) et un rural (Erstein). Les résultats de ces campagnes, en ce qui concerne les pesticides, ont montré une très forte variabilité des concentrations en pesticides analysés et cette variabilité est corrélée avec les applications de pesticides sur les cultures. En effet, de très fortes concentrations (1 à 10 µg.L-1) ont été observées dans les eaux de pluies pendant les périodes d’application alors que les concentrations chutaient très rapidement après les applications pour revenir au niveau très faibles mesurés avant les épandages. Les concentrations mesurées dans les eaux de pluies sont également fonction des quantités appliquées. En effet, les molécules détectées en plus fortes concentrations sont celles dont la quantité appliquée est la plus élevée.
Les mesures d’air effectuées afin de mettre en évidence les processus de transports aux échelles locales et régionales de pesticides ont été menées à l’aide de préleveurs grand volume sur trois sites situés sur un transect sud-ouest, caractéristique des vents dominants de la plaine d’Alsace. Trois site ont ainsi été équipées : un site proche des cultures (Geispolsheim), un en ville (Strasbourg) et un autre en zone rurale (Gambsheim). Les résultats des analyses suite aux campagnes effectuées pendant les périodes d’application ont montré que les concentrations atmosphériques en pesticides analysés correspondants aux applications augmentent de manière très significative pendant les applications pour redescendre à des niveaux très fables immédiatement après. C’est globalement le me^me comportement que celui observé dans les eaux de pluies. Il a également été observé que les concentrations les plus élevées sont celles mesurées en zones rurales (Geispolsheim) sauf pour certaines molécules comme le diuron d’usage urbain. Dans ce dernier cas, c’est les concentrations en zones urbaines qui sont les plus élevées. On peut ainsi voir un effet saisonnier mais également une influence géographique sur les niveaux de contamination en pesticides, contrairement à ce que l’on peut observer pour les Hydrocarbures Polycycliques Aromatiques par exemple.
Avec la méthodologie utilisée, il n’a pas été possible de mettre en évidence un déplacement des pesticides des zones d’application vers les zones non cibles. Une autre méthodologie est a réfléchir même si la difficulté majeure est le temps de pompage d’air nécessaire pour obtenir des concentrations détectables dans les échantillons.
Enfin, en ce qui concerne les pesticides, des prélèvements simultanés d’air ont été effectués pendant les périodes d’application en zone urbaines dans le but de comparer l’efficacité des adsorbants communément usités à collecter la phase gazeuse. Pour cela, trois adsorbants ont été testés : la mousse polyuréthane, la résine XAD-2 et la résine XAD-4. Les résultats des analyses ont montré que c’est la résine XAD-2 qui est l’adsorbant le plus performant pour échantillonner les pesticides couramment utilisés actuellement. La mousse de polyuréthane ne donne pas les meilleurs résultats même si elle reste l’adsorbant de référence pour les POPs.
La deuxième partie du projet était consacrée aux phénols et nitrophénols dans l’atmosphère. Après validation de la méthode d’analyse, des mesures sur le terrain à l’ide de préleveurs grand volume ont été effectuées simultanément sur deux sites (urbain-rural ; urbain-suburbain ; suburbain-rural) pendant trois tranches horaires de la journée (06:00-10:00 ; 11:30-15:30 ; 17:30-21:30) afin de mettre en évidence les variations spatio-temporelles de niveaux de concentrations en phénols et nitrophénols. A l’issue de ces campagnes qui se sont déroulées en automne, au printemps et en hiver entre 200 et 2004, il a été montré que les niveaux de concentrations en phénols et crésols sont les plus élevées et que le pentachlorophénol a été détecté dans tous les échantillons a de faibles concentrations, traduisant le caractère persistant de ce composé. Les plus fortes concentrations ont été observée en zones urbaines le matin avec une certaine baisse l’après midi. Il n’a pas pu être observé de façon flagrante dans les échantillons collectés une augmentation de composés d’origine photochimique tels que certains nitrophénols en relation avec l’ensoleillement.
Néanmoins, comme très peu de données récentes existent dans la littérature, il a été relativement difficile d’interpréter les résultats obtenus avec ceux existants dans d’autres études. Les interprétations qui sont faites sont relativement spéculatives mais elles reflètent les résultats obtenus et les connaissances sur ces composés.
En ce qui concerne les eaux de pluies, des analyses, après la validation de la méthode d’extraction ont pu être effectuées sur les mêmes échantillons que ceux utilisés pour les mesures de pesticides. Des phénols et nitrophénols ont pu être détectés dans les échantillons à des niveaux de concentrations comparables à ceux qui ont été récemment mesurés dans la littérature.
Dans le projet de recherche, il a été spécifiquement mentionnée qu’une attention sera portée aux brouillards. Hors, il apparaît à l’issue de ce projet qu’aucun résultat n’est donné ni discuté. La raison est simple, aucun événement de brouillard suffisamment dense n’a pu être collecté afin de pouvoir y mener des analyses. Il serait souhaitable de pouvoir repenser une nouvelle stratégie de collecte des échantillons de brouillards en zones de montagnes ou rurales où des évènements de brouillards plus denses et plus fréquents se produisent. Néanmoins, ils se situeront en zones peu polluées et leur utilisation comme indicateur indirect de la qualité de l’air ne sera pas envisageable.
DÉtermination des mÉcanismes d’oxydation
des hydrocarbures aromatiques polycycliques
adsorbÉs sur des aÉrosols de nature atmosphérique

Responsable scientifique : Eric Villenave
Laboratoire de Physico-Chimie Moléculaire
Université Bordeaux I
33405 Talence cedex
mél :  HYPERLINK "mailto:e.villenave@lpcm.u-bordeaux1.fr" e.villenave@lpcm.u-bordeaux1.fr

Ce projet est la continuité d'une étude débutée en 1999-2000 (suite au premier appel d'offre PRIMEQUAL-PREDIT) sur la réactivité des hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) adsorbés sur des particules atmosphériques. Il est issu d'une collaboration entre deux Laboratoires (le LPCM, CNRS UMR 5803 et le LPTC, CNRS 5472) au sein d'un Institut Fédératif (le CRCM, CNRS IFR 1981) de l'Université Bordeaux I.
Les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) sont des composés chimiques très étudiés en raison de leur important pouvoir cancérigène. Ils sont émis dans l’atmosphère principalement lors de processus de combustion incomplète, et 90 % d’entre eux sont d’origine anthropique. Leurs pressions de vapeur saturante étant faibles, ils sont distribués entre la phase gazeuse et la phase particulaire ; et les composés de 5 noyaux aromatiques ou plus se trouvent majoritairement sous forme adsorbée à des particules solides atmosphériques. La réactivité des HAP vis-à-vis des oxydants atmosphériques a déjà été étudiée en phase gazeuse, pour les composés de pression de vapeur saturante les plus élevées, mais les données cinétiques et mécanistiques concernant leur réactivité à l’interface gaz/solide, ou réactivité « hétérogène », sont peu nombreuses. Plusieurs questions se posent donc au sujet du devenir des HAP particulaires dans l’atmosphère ? Au cours de quels processus peuvent ils être dégradés ? A quelles vitesses ? Quels sont leurs produits de dégradation ? Les sources de particules dans l’atmosphère étant très diverses (érosion, combustion, condensation), les propriétés physico-chimiques de l’aérosol atmosphérique étant d’une très grande diversité, la dégradation des HAP est-elle influencée par la nature chimique et les propriétés granulométriques des particules sur lesquelles ils sont adsorbés ?
La première partie du projet concernant l'étude de la réactivité des HAP en phase particulaire en laboratoire à l'aide du réacteur à écoulement a amené beaucoup de résultats originaux. Pour atteindre les objectifs de ces travaux et mieux comprendre les processus d’oxydation des HAP associés à des particules, nous avons choisi une double approche consistant à déterminer les vitesses de réaction de dégradation des HAP et les produits d’oxydation formés lors de ces réactions. Les réactions d’un mélange de HAP-particulaires avec les radicaux NO, NO2 et OH, et avec l’ozone O3, ont été étudiées dans l’obscurité. Notons que pour étudier les réactions avec l’ozone, un second type de réacteur (cette fois de type pseudo-statique) a été développé.
Devant la complexité des particules naturelles, il a d’abord été choisi d’étudier deux modèles simplifiés de HAP-particulaire, consistant :
1) en un mélange de HAP adsorbés sur des particules de graphite, ces dernières étant retenues pour leur simplicité, mais aussi du fait de la structure partiellement graphitique des particules atmosphériques carbonées,
2) en un mélange de HAP adsorbés sur des particules de silice, choisies pour mimer la structure de particules minérales. De plus, il a été décidé d’étudier la réactivité des HAP adsorbés sur différents types de particules de silice (taille, porosité, surface spécifique différentes) de façon à regarder l’influence des caractéristiques physico-chimiques du support.
Tous les protocoles analytiques de préparation, d’extraction, de mesure et de quantification des HAP-particulaires ont été validés à l’aide de particules certifiées fournies par le NIST, dont les concentrations en HAP sont parfaitement déterminées. Pour réaliser cette étude, treize HAP ont été choisis (des tri-aromatiques aux hexa-aromatiques). Cette large sélection de molécules permet à la fois de représenter la diversité des HAP présents sur les particules atmosphériques et de tester l'influence de la structure de la molécule sur sa réactivité.
La deuxième partie concernant la caractérisation des HAP et de leurs produits d’oxydation dans l’air ambiant n’a pas pu se faire avec le Réseau Aquitain de Surveillance de la Qualité de l’Air (AIRAQ), faute de moyens humains et financiers. Face à cette situation, nous avons entrepris depuis une collaboration avec l’INERIS pour caractériser tout d’abord chimiquement les HAP oxygénés en phase gazeuse et en phase particulaire, pour différents sites extérieurs.

Réactivité des HAP adsorbés sur des particules carbonées (graphite et diesel)
Les HAP qui présentent les réactivités les plus importantes avec NO2 sont l’anthracène et le benzo(a)pyrène. Si on compare l’ensemble des mesures cinétiques obtenues (Cf. détail dans le rapport), la réactivité de NO2 avec les HAP adsorbés sur le graphite semble similaire pour la plupart des HAP : le benzo(k)fluoranthène apparaît néanmoins le moins réactif avec une constante de vitesse environ 4 fois inférieure à celle du pérylène. Si l’on compare ces résultats avec ceux obtenus ultérieurement dans ce travail dans les mêmes conditions pour des particules diesel (NIST SRM 1650a), la dégradation des HAP par NO2 est globalement moins importante et moins rapide que dans le cas du modèle graphitique, même si les constantes de vitesse restent du même ordre de grandeur. Par contre, les tendances de réactivité semblent respectées, les composés les plus réactifs avec NO2 à la surface du graphite le restant dans le cas du SRM 1650a.
Dans le cas des réactions avec le radical OH, l’ensemble des constantes de vitesse se situe dans une gamme de valeurs assez resserrée, qui ne permet pas de séparer significativement la réactivité de chaque HAP compte tenu des incertitudes expérimentales. Par contre, les réactions avec OH sont environ 5 ordres de grandeur plus rapides que celles avec NO2. La comparaison avec le même type de mesures effectuées dans ce travail pour des particules diesel permet de montrer que les HAP associés aux particules de graphite présentent une réactivité 20 à 30 fois plus élevée. La nature des particules carbonées étudiées semblerait donc conférer une stabilité plus ou moins importante vis à vis de l’oxydation par le radical OH. La différence de réactivité est encore plus marquée (2 à 3 ordres de grandeur) lorsque l’on compare les constantes de vitesse mesurées pour les particules diesel avec celle rapportées en phase gazeuse pour l’oxydation par OH des HAP. Ceci confirme l’effet inhibiteur de la surface, déjà présent dans le cas du graphite. Cette étude cinétique a permis de mettre en évidence la réactivité des HAP associés à deux types de particules carbonées et avec trois radicaux (NO, NO2 et OH) (la réaction avec NO étant indiscernable de la désorption dans nos conditions expérimentales).
L’identification des produits d’oxydation - par NO2 et OH - des HAP adsorbés sur des particules a été entreprise pour deux isomères, le phénanthrène et l’anthracène, adsorbés chacun individuellement sur des particules de graphite, dans le but d’identifier d’éventuelles différences de mécanismes liées aux configurations des molécules.
Seuls deux produits sont formés par la réaction de l’anthracène-particulaire avec NO2 : il s’agit du 9-nitroanthracène et de la 9,10 anthraquinone. En présence du radical OH, d’autres composés ont été identifiés, même si nous n’avons pu cette fois les quantifier de façon absolue faute d’étalons disponibles. L’ensemble des produits identifiés est détaillé dans le rapport ci-joint. Pour construire un mécanisme d’oxydation rendant compte de la formation de tous les produits observés, nous avons décomposé chaque étape correspondant à la formation de chaque isomère de chaque composé identifié, en s’inspirant la plupart du temps des mécanismes rapportés précédemment pour des études en phase gazeuse. Le même type d’étude a été entrepris sur des particules de graphite enrobées de phénanthrène. Les isomères 1-, 3-, et 9-nitro-phénanthrène ont été identifiés suite à l’exposition du phénanthrène-particulaire à NO2. En présence de OH, des familles de produits d’oxydation similaires à celles rencontrées dans le cas de l’anthracène ont également été mises en évidence.
A partir des produits identifiés, des mécanismes d’oxydation par NO2 et OH des anthracène- et phénanthrène-particulaires ont pu être proposés. Ils mettent en jeu une succession d’addition de radicaux OH et de molécules de NO2 suivies du départ de molécules d’eau ou de HONO. Ceci laisse présager que l’oxydation des HAP associés à des particules carbonées pourrait être une voie de formation hétérogène de HONO dans l’atmosphère et donc une source potentielle de radicaux OH. Par ailleurs, la présence de la majorité des familles de produits identifiées ici a également été mise en évidence dans des particules atmosphériques réelles, ce qui conforte l’intérêt de l’utilisation de notre modèle de particules.

Réactivité des HAP adsorbés sur des particules minérales (silice)
Une étude a tout d’abord été nécessaire pour développer, optimiser et valider les protocoles d’extraction et d’analyse des HAP adsorbés sur des particules de silice. Ensuite, deux études cinétiques ont été réalisées pour les réactions de 13 HAP particulaires avec deux oxydants troposphériques : NO2 et O3. Plusieurs types de particules ont alors été utilisés. Finalement, les produits de réaction du phénanthrène et de l’anthracène avec l’ozone ont été étudiés, c’est à dire identifiés puis quantifiés en fonction du temps de réaction avec l’ozone.
Les mesures cinétiques de la réaction avec le dioxyde d’azote ont été réalisées pour 3 concentrations différentes de NO2. Ceci nous a permis de proposer des constantes de vitesse homogènes à des constantes de second ordre pour les réactions étudiées, variant de 3 ( 10-20 à 1 ( 10-16 cm3 molecule-1 s-1 à température ambiante, entre le HAP le moins réactif (le fluoranthène), et le plus réactif (le benzo(a)pyrène). Notons comme il est détaillé dans le rapport ci-joint que ce sont à peu près les mêmes HAP qui sont les plus réactifs quelque soit le support particulaire.
Dans le cas de l’ozone, les constantes de vitesse sont similaires pour les HAP les moins réactifs, quelque soit la nature des particules, alors que pour les HAP les plus réactifs, on note qu’elles sont plus élevées dans le cas des particules de silice que dans le cas de particules de graphite. L’influence de différents paramètres liés aux propriétés des particules de silice a été testée sur la réactivité des 13 mêmes HAP, toujours vis-à-vis de l’ozone. Les constantes cinétiques ont été mesurées pour deux types de silice dont la taille des pores (200 Å), et la taille des particules (5 ou 40 Å) diffèrent de la silice de référence (5 Å, pores 70 Å). Les constantes cinétiques ont été mesurées pour une seule concentration en ozone, ce qui implique que, puisque le nombre de points expérimentaux est plus faible, l’incertitude sur les constantes est plus importante que pour les particules de silice de référence. Malgré cela, il apparaît que, ni la taille des particules, ni la taille des pores n’influencent la réactivité des HAP adsorbés sur silice vis-à-vis de l’ozone, dans les gammes de valeurs de paramètres considérés.
Les résultats de l’identification, puis de la quantification des produits d’oxydation formés au cours des réactions du phénanthrène et de l’anthracène particulaires avec l’ozone sont résumés ci-après :
Trois produits d’oxydation ont été identifiés à l’aide de leur spectre de masse : d’une part le 1,1'-biphényl-2,2'-dicarboxaldéhyde, pour le phénanthrène, d’autre part l’anthrone et l’anthraquinone, pour l’anthracène. Les mêmes produits d’oxydation ont été identifiés avec les particules de graphite et de silice.
On notera que la perte de phénanthrène lors de la réaction avec l’ozone est compensée, aux incertitudes près, par la formation de 1,1'-biphényl-2,2'-dicarboxaldéhyde, prouvant ainsi qu’il s’agit du produit quasi-unique de l’oxydation par O3 du phénanthrène adsorbé sur des particules de silice. Par contre, la perte d’anthracène par réaction avec l’ozone n’est pas compensée par la formation d’anthrone et d’anthraquinone. Tous les produits d’oxydation de l’anthracène n’ont donc pas été identifiés. De ce fait, aucune interprétation du mécanisme d’oxydation par l’ozone de l’anthracène adsorbé sur silice n’est encore proposé pour l’instant.
Ces expériences seront poursuivies dans un travail futur afin de proposer un mécanisme d’oxydation complet et représentatif de celui pouvant se dérouler dans l’atmosphère.
En résumé, les temps de vie des HAP dans des conditions atmosphériques typiques d’exposition aux oxydants sont présentés dans la Table ci-dessous. En atmosphère propre ([O3] = 25 ppb, [OH] = 0.01 ppt, [NO2] = 1 ppb), le processus de dégradation le plus important est la dégradation chimique hétérogène, quelle que soit la nature de la particule. En condition d’atmosphère polluée ([O3] = 500 ppb, [OH] = 0,4 ppt, [NO2] = 500 ppb), les réactions des HAP, en phase gazeuse avec OH, en phase hétérogène avec O3 et NO2 entrent en compétition, et le processus prépondérant dépend de la structure du HAP, de la nature de la particule et de la concentration en oxydant.

Atmosphère propreAtmosphère polluée[O3]=25ppb[OH]=0,01ppt[NO2]=1ppb [O3]=500ppb[OH]=0,4ppt[NO2]=500ppbHAP en phase gazeuse(a) 40 j. (Phe)(a, c) 4 j. (Phe, An, Fluo) (d)(a) 2.5 j. (Phe)(a, c) 1.5 h. (Phe, An, Fluo)(d)HAP adsorbés sur des particules minérales(b) de 3 h. (An, BaP, DalP) à 24 h. (Fluo, Cor)(d)(b) de 12 h. (BaP) à > 1 an (Fluo)(b) de 10 min. (An, BaP, DalP) à 1 h. (Fluo, Cor)(d)(b) de 3 min. (BaP) to > 1 mois (Fluo)
HAP adsorbés sur des particules carbonées(b) de 4.5 h. (An, BaP, DalP) à 24 h. (Fluo, Cor)(e) de 1 à 2 sem. sur graphite
(e) > 1mois sur particules diesel(e) > 1 an sur graphite
(f) > 1 an sur suie (bois)(b) de 15 min. (An, BaP, DalP) à 24 h. (Fluo, Cor)(e) de 4 à 8 h. sur graphite
(e) > 1 sem. sur particules diesel(e) environ 45 min. sur graphite

(f) > 1 an sur suie (bois)Temps de vie des HAP dans différentes conditions atmosphériques, d’après les travaux suivants. (a) Kwok et al. (1994), (b) ce travail avec S5-70-500 et G500, comme particules minérales et carbonées, (c) Kwok et al. (1997), (d) pas de données disponibles, (e) Estève (2002), (f) Kamens et al. (1985).
L’étude de la réactivité hétérogène des HAP vis-à-vis des oxydants atmosphériques est donc pertinente quant à la description des processus physico-chimiques auxquels ces composés sont confrontés après leur émission.
ETUDE DE LA CONTRIBUTION DE L'AEROSOL ORGANIQUE
EN TANT QUE SOURCE D'ACIDE NITREUX
(ACRONYME: SHONO)

Responsable scientifique : Christian George
Laboratoire d'Application de la Chimie à l'Environnement
Université Lyon 1
43, boulevard du 11 novembre 1918
69622 Villeurbanne
mél : christian.george@univ-lyon1.fr

Partenaire :
Henri Wortham
Laboratoire Chimie et Environnement - Université de Provence
Case courrier 29
3 Place Victor Hugo
13331 Marseille Cedex 03


En 1986, dans leur ouvrage "Atmospheric Chemistry: Fundamentals and experimental techniques", devenu un classique dans le domaine, Barbara Finlayson-Pitts et James Pitts concluent en ces termes un des passages concernant l'acide nitreux: "HONO est certainement une espèce clé dans la troposphère à travers sa photolyse, cependant ses sources sont hautement incertaines. Ceci est clairement un domaine d'études futures"  ADDIN EN.CITE Finlayson-Pitts19869721972Finlayson-Pitts, B.J.Pitts, James N.1986Atmospheric chemistry : fundamentals and experimental techniquesNew YorkWileyxxviii, 10980471882275Qc879.6 .f56 1986 551.5/01/54Atmospheric chemistryEnvironmental chemistry[Finlayson-Pitts et Pitts, 1986].
Près de vingt ans après, cette affirmation est toujours d'actualité puisque les sources d'acide nitreux restent encore mal décrites et ce malgré des progrès significatifs! En effet, de nombreuses réactions (homogènes et hétérogènes) ont été proposées en tant que source d'acide nitreux. Néanmoins, elles ne permettent pas de décrire pleinement les vitesses de conversion entre l'azote à l'état d'oxydation +IV (soit NO2) et +III (soit HNO2) observées sur le terrain  ADDIN EN.CITE Lammel19961507311507Lammel, GerhardCape, J. Neil1996Nitrous acid and nitrite in the atmosphereChem. Soc. Rev.255361-3700306-00127782-77-6 (Nitrous acid) Role: OCU (Occurrence, unclassified), POL (Pollutant), OCCU (Occurrence), OCCU (Occurrence) (nitrous acid and nitrite in atm.)review atm nitrous acid nitrite[Lammel et Cape, 1996] et ce surtout durant la journée.
Or simuler correctement les sources d'acide nitreux est nécessaire car ce gaz peut jouer un rôle très important lors d'épisodes de pollution photochimique. En effet, HNO2 est photolysé très rapidement (avec des temps de vie de l'ordre de l'heure au lever du soleil) libérant ainsi du monoxyde d'azote et des radicaux hydroxyle (OH). Dès leur formation, ces derniers vont débuter les cycles d'oxydation des hydrocarbures et la conversion de NO vers NO2 et ainsi la production photochimique d'ozone. Ainsi la photolyse d'acide nitreux peut influencer les pics de pollution observés dans nos grandes agglomérations  ADDIN EN.CITE Jenkin19881508311508Laboratory studies of the kinetics of formation of nitrous acid from the thermal reaction of nitrogen dioxide and water vaporJenkin, Michael E.Cox, Richard A.Williams, Diana J.0004-6981Atmos. Environ.223487-9819887782-77-6P (Nitrous acid) Role: FORM (Formation, nonpreparative), PREP (Preparation) (formation of, in atm., kinetics of); 7732-18-5 (Water) Role: RCT (Reactant) (reaction of, with nitrogen dioxide, nitrous acid formation from, in atm., kinetics of); 10102-44-0 (Nitrogen dioxide) Role: RCT (Reactant) (reaction of, with water, nitrous acid formation from, in atm., kinetics of)nitrous acid formation reaction kinetics; kinetics nitrous acid formation atmCox19871509311509Kinetics of the formation of nitrous acid from the thermal reaction of nitrogen dioxide and water vaporCox, R. A.Jenkin, M. E.Comm. Eur. Communities, [Rep.] EUREUR 10832, Phys.-Chem. Behav. Atmos. Pollut.300-819877782-77-6P (Nitrous acid) Role: FORM (Formation, nonpreparative), PREP (Preparation) (formation of, in night atm. boundary layer, nitrogen dioxide-water vapor reaction kinetics in relation to); 7732-18-5 (Water) Role: RCT (Reactant) (reaction of, with nitrogen dioxide, nitrous acid formation in night atm. boundary layer in relation to); 10102-44-0 (Nitrogen dioxide) Role: RCT (Reactant) (reaction of, with water vapor, nitrous acid formation in night atm. boundary layer in relation to)nitrous acid formation kinetics atm; nitrogen dioxide water vapor reaction[Cox et Jenkin, 1987; Jenkin et al., 1988] car pouvant être une source majeure de radicaux OH.
En effet, l'acide nitreux est observé principalement en milieu urbain car une de ses sources importantes est liée à la chimie de NO2 sur les aérosols carbonés. Or très récemment, Ammann et al. ont montré que le dioxyde d'azote réagissait principalement avec les composés organiques adsorbés sur les aérosols mais aussi avec les aérosols organiques obtenus lors de la condensation des gaz d'échappement. Ces mêmes auteurs ont pu montrer que les organiques impliqués dans ces réactions sont des dérivés (plus ou moins complexes) du phénol  ADDIN EN.CITE Gutzwiller2000151031510Gutzwiller, L.Arens, F.Ammann, M.2000The HONO formation Capacity of Diesel ExhaustRossi, M.J.Rossi, E.-V.EC/EUROTRAC-2 joint WorkshopLausanne, SwitzerlandEPFL Lausanne1189Gutzwiller2001151131511Gutzwiller, L.Arens, F.Ammann, M.2001New HONO source involving semi-volatile exhausts organicsRaes, F.A Changing Atmosphere, 8th European Symposium on the Physico-chemical behaviour of pollutantsTorino, Italy[Gutzwiller et al., 2000; Gutzwiller et al., 2001].
Cela a ouvert une toute nouvelle orientation de recherche, car de telles espèces aromatiques sont ubiquistes et forment une fraction importante de la matière organique condensée présente dans l'atmosphère. Ainsi, il convient de pouvoir quantifier l'importance d'une telle source d'acide nitreux.
Pour cela nous avons étudié les réactions entre NO2 et une série de composés organiques représentatives de l'aérosol troposphérique afin d’identifier de nouvelles sources d'acide nitreux. Ces travaux ont été menés à la fois sur des substrats solides et liquides (aqueux et organiques) afin d'explorer la plus large gamme possible de conditions atmosphériques. Ceci sera possible grâce à l'emploi de techniques expérimentales complémentaires: les tubes à écoulement à film tombant et à paroi enduite. Les résultats expérimentaux seront ensuite intégrés dans un code chimique 0-D afin d'estimer leur impact sur une masse d'air donnée.
Nous avons ainsi mesuré les vitesses de capture de NO2 sur différents milieux liquides (aqueux et organiques). Ces vitesses de capture sont reliées à la fois à la solubilité du gaz dans le liquide considéré mais aussi à la réactivité en solution. Cette réactivité était dans le cadre de ces travaux à la présence composés organiques (de type dérivés phénoliques). De nos études, il a donc été possible de déterminer la solubilité (le cas échéant) et les vitesses de réactions entre NO2 et ces dérivés phénoliques (ou différents mélanges de composés organiques). Il en résulte que cette réaction produit effectivement des ions nitrites (et donc de l’acide nitreux) mais de manière fortement dépendante du pH. Cette dépendance malheureusement limite fortement l’implication de cette chimie en tant que source d’acide nitreux. Cette chimie s’avère ainsi être très importante dans le cadre d’aérosol organiques tels que ceux issus de processus de combustion de biomasse.
Devant cette limitation, nous avons en complément étudié la photochimie de surfaces organiques et démontré ainsi, pour la première fois, que NO2 était converti de manière photochimique sur des surfaces organiques telles que celles présentes de manière ubiquiste dans l’environnement (végétation, bâti, sols, etc…). Cette photochimie converti très efficacement NO2 en HONO. Cette source est tellement importance, qu’après photodissociation de l’acide nitreux en OH, il s’agit de la source principale de ces radicaux dans la couche limite planétaire. Il s’agit d’une découverte majeure issue de ce projet.
ETUDE EN LABORATOIRE DE LA DEGRADATION PHOTOCHIMIQUE
DE POLLUANTS ORGANIQUES PERSISTANTS
ET MESURES DE LEURS CONSTANTES DE HENRY

Responsable scientifique : Stéphane Le Calvé
Laboratoire de Physico-chimie de l’Atmosphère
Université Louis Pasteur- Centre de Géochimie de la Surface
1 rue Blessig
67084 STRASBOURG Cédex
mél : slecalve@illite.u-strasbg.fr

L'intégralité du projet a été menée avec succès. Le dispositif expérimental permettant d'effectuer une mesure directe de la constante de Henry, a été validé par l'étude de l'acétone dont les résultats ont été comparés avec la littérature existante. Cette validation a été suivie par la mesure de constantes de Henry en fonction de la température pour 4 pesticides et 4 dérivés phénoliques.
Nos données sont les premières déterminations en fonction de la température en ce qui concerne les pesticides étudiés et de manière générale améliorent considérablement la précision des données existantes dans la littérature à température ambiante. Les valeurs des constantes de Henry H mesurées à 283 K sont les suivantes (en M.atm-1): alachlore, 1.05(105; métolachlore, 1.35(105; diazinone, 1.32(104; dichlorvos, 2.13(104; phénol, 2.54(103; o-crésol, 1.94(103; m-crésol, 3.93(103; p-crésol, 5.32(103. Les fractions de ces composés dans la phase aqueuse atmosphérique, déduites des valeurs de H, varient entre 2 et 5 % pour les dérivés phénoliques et entre 11 et 57 % pour les pesticides étudiés.
Les durées de vie atmosphériques, ont été calculées à partir de nos valeurs de H à 283 K et des constantes de vitesses disponibles dans la littérature ou estimées à partir de relations semi-empiriques. Elles varient typiquement de quelques heures à 1 journée, quel que soit le scénario considéré (ciel clair ou nuageux). Les résulats montrent que la présence d'une phase aqueuse atmosphérique réduit notablement les durées de vie des pesticides et dans une moindre mesure celles des composés phénoliques. Ainsi, il apparaît désormais important d'identifier les produits d'oxydation de ces espèces en phase aqueuse et de déterminer les mécanismes d'oxydation associés, afin de mieux évaluer leur impact environnemental.


Métaux à l’Échappement des véhicules
Quantité - origine

Responsable scientifique : Laurent Forti - F. Grimaldi
Institut Francais du Petrole
Techniques d'Applications Energétiques
1&4 avenue de Bois-Préau
92852 Rueil-Malmaison cédex


L’objectif de cette étude est de quantifier et de mieux cerner les origines des métaux présents dans les gaz d’échappement des véhicules essence et Diesel ainsi que d'obtenir des données sur les émissions de véhicules récents et représentatifs du parc automobile des 5 à 10 prochaines années.
Une première phase d’essais au banc moteur a visé à recueillir des informations sur les sources de ces émissions : carburant, lubrifiant, usure, système de post-traitement. Deux moteurs ont été testés : un moteur Diesel « common-rail » PSA DW10 et un moteur à allumage commandé à injection directe équipant la Volkswagen Lupo FSI. L'étude ne prend toutefois pas en compte le vieillissement éventuel des divers organes, comme le moteur ou le système de post-traitement. L'analyse des résultats obtenus montre que :
L’usure du moteur conduit principalement à des émissions de fer. L’usure est également à l’origine de l’émission d’autres métaux, comme le chrome, le molybdène, le nickel et le manganèse, selon les alliages utilisés dans le moteur.
Les principaux métaux provenant du carburant sont le cuivre et le zinc.
La consommation de lubrifiant entraîne l’émission de calcium et de zinc. Le niveau des émissions liées au lubrifiant dépend à la fois du moteur et de ses conditions de fonctionnement.
Les émissions de métaux liées aux systèmes de post-traitement ne sont pas détectables dans le cadres des essais réalisés (systèmes de post-traitement quasi-neufs).
La deuxième phase de l’étude a eu pour but de définir des facteurs d’émissions de métaux de véhicules récents. Les essais au banc à rouleaux ont été menés sur deux véhicules Diesel « common-rail » (avec et sans filtre à particules) et sur un véhicule à allumage commandé à injection directe.
A partir des facteurs d’émissions ainsi obtenus, une estimation des émissions annuelles de métaux liées aux gaz d’échappement des véhicules et une comparaison avec les autres sources principales ont été effectuées. La part liée aux gaz d’échappement se révèle très faible par rapport à celle des autres sources. Les concentrations en métaux mesurées dans les gaz d’échappement sont également inférieures aux seuils de toxicité fixés par le Ministère du Travail. Cependant, des risques à plus long terme (concentrations de métaux dans le sol ou les eaux près des routes) ne peuvent être écartés d’autant plus que d’autres sources d’émissions de métaux sont liées à l’automobile, comme l’usure des pneumatiques, des freins et autres pièces d'usure.
Ce programme de recherche a permis à la fois de distinguer les origines des émissions de métaux à l’échappement et de les quantifier créant ainsi une base de données pertinente sur ce sujet. Il conviendrait de compléter celle-ci avec des mesures effectuées sur d'autres types de véhicules, ainsi que d'évaluer l'incidence du vieillissement des véhicules sur leurs émissions de métaux.




Perception des expositions


Synthèse de trois projets présentée par Isabelle ROUSSEL


Pollution automobile et acceptabilité sociale des mesures de régulation des déplacements urbains – une approche d’évaluation interdisciplinaire (J.P. Orfeuil)
L’utilisation des biocides en milieu domestique et la perception des risques liés à cette utilisation dans une population française (G. Auburtin)
Méthode automatique d’acquisition de données sur les communautés liché-niques épiphytes et d’interprétation biologique de la qualité de l’air à partir d’images numériques (C. Van Halluwyn) 

POLLUTION AUTOMOBILE ET ACCEPTABILITE SOCIALE
DES MESURES DE REGULATION DES DEPLACEMENTS URBAINS.
UNE APPROCHE D’EVALUATION INTERDISCIPLINAIRE

Responsable scientifique : Jean-Pierre Orfeuil – Guillaume Faburel
Centre de Recherche sur l'Espace, les Transports, l'Environnement et les Institutions Locales – Institut d'Urbanisme de Paris – Université Paris XII
80 avenue du Gal de Gaulle 94 009 Créteil
mèl :  HYPERLINK "mailto:faburel@univ-paris12.fr" faburel@univ-paris12.fr

Partenaires
DR - CEVIPOF – IE 
CR - LVMT – INRETS 


1. Problématique et objectifs de recherche
En dépit des effets environnementaux et sanitaires, potentiels ou avérés, liés au développement des transports, le partage modal reste largement favorable à l'automobile et les mesures de régulation développées depuis les années 70 ne réussissent pas à infléchir cette tendance. Malgré les efforts fournis, la voiture est de plus en plus utilisée et l’évolution « spontanée » des trafics automobiles reste orientée à la hausse.
Face à cette situation, les pouvoirs publics envisagent la mise en place d’autres types de mesures, et notamment des régulations peut-être plus contraignantes (cf. débat sur le péage urbain). Mais, de telles mesures restent peu développés car elles n’ont pas, a priori, le soutien de la population (notion d'acceptabilité). Or, cette réticence présumée aux mesures contraignantes, et plus largement l’accroissement de l’usage de l’automobile en ville, apparaissent contradictoires avec une sensibilité croissante à l'environnement.
Ainsi observe-t-on simultanément une sensibilité déclarée croissante à l'environnement, particulièrement à la qualité de l’air en ville, mais une utilisation toujours plus fréquente de l'automobile et, semble-t-il, une réticence sociale à des mesures de régulation de l’usage de l'automobile qui limiteraient les pressions environnementales exercées par les trafics. C’est de ces décalages apparents dont nous nous sommes saisis dans le cadre de l’APR 2001 de PRIMEQUAL.
Nous avons en premier lieu fixé comme postulat que les difficultés rencontrées par les pouvoirs publics pour penser l’acceptabilité et donc l’efficacité de telles mesures, provenaient d’un déficit d’analyse des transactions qu’opèrent les gens entre les pratiques de mobilité, la sensibilité à l'environnement et les attitudes/représentations face aux formes de l’action publique. Il est vrai que ces champs font le plus souvent l’objet d’approches distinctes.
Menant une analyse transversale, l’objectif fixé a été de bâtir une typologie statistiquement validée des différents référentiels psychosociologiques et politiques qui, articulant ces trois champs, les valeurs collectives et normes sociales plus ou moins stabilisés dont ils sont porteurs, permettent :
d’explorer les contradictions apparentes dont l’interface transport et environnement semble être porteuse,
et ainsi, dans une perspective plus opérationnelle, de livrer des clefs de compréhension sur l’acceptabilité d’actions selon leurs types, natures, effets, constructions...

2. Procédure méthodologique et terrain d’investigation
Les trois champs ainsi investis, et alors le nombre des disciplines mobilisées (socio-économie des transports, psychologie et sociologie de l’environnement, sciences politiques), nous ont conduit à mettre en œuvre une procédure méthodologique emboîtée, articulant quatre grandes étapes.
La première étape a consisté à produire un état de l’art sur la question de l’acceptabilité et de ses facteurs explicatifs, connaissances qui, bien que foisonnantes, notamment dans le monde anglo-saxon, émanent à ce jour encore principalement de l’économie des transports, de la psychologie et économie de l’environnement. Appuyée sur cet état des acquis disponibles, mais dès lors aussi conscients des nombreuses zone d’ombre encore persistantes, la deuxième étape visait à explorer et repérer à partir de 25 entretiens exploratoires, d’un heure trente chacun, certaines des transactions socio-cognitives opérées par les citadins entre les trois champs.
Le troisième temps méthodologique, la plus lourde, a été une enquête par questionnaires semi-fermés, d’une durée de passation voisine d’une heure (90 questions, dont ¼ ouvertes ou semi-ouvertes), auprès de 548 personnes habitants Paris ou la première couronne de l’agglomération parisienne. Ses objectifs étaient double : d'une part valider ou invalider statistiquement les liens mis en évidence précédemment, et d'autre part explorer plus avant les ressorts de la sensibilité environnementale et des pratiques de mobilité (au premier chef les schémas de représentation), pour les mettre en lien avec l’acceptabilité de différentes catégories de mesures transport qui ont été soumises à opinion, et les valeurs dont ces acceptabilités différenciées pourraient être porteuses.
Des réunions de groupes (focus groups) constituent la quatrième et dernière étape de la procédure méthodologique. Elles devront aider (à ce jour en cours d’analyse) à définir les contours et modalités de mise en œuvre d’attendus de régulation, donc de politiques plus acceptables, notamment en élucidant et en faisant collectivement valider les différents registres de justification mobilisés, les valeurs et principes conviés pour se prononcer sur l’acceptabilité de mesures plus ou moins contraignantes, à des fins environnementales.
Au final, la recherche s’est appuyée sur une démarche interdisciplinaire transversale visant :
d’une part à croiser les représentations et valeurs du citoyen en matière d’environnement, les pratiques de mobilité et les attitudes relatives aux politiques publiques,
d’autre part à articuler des observations quantitatives « classiques » (enquête) avec des dispositifs plus qualitatifs tels que des entretiens exploratoires et surtout des processus délibératifs (« focus group »), permettant de mieux faire apparaître ce qui fait tension entre comportements et jugements.
Ce travail empirique a été menée à Paris et dans les départements de première couronne de l’Ile-de-France. Tout d’abord, cette zone dense francilienne, présente, selon des études récentes, des pratiques de mobilité assez homogènes. En outre, travaillant sur le caractère environnemental des choix modaux, nous avons veillé à ce que les interviewés soient en situation d'opportunité modale, c’est-à-dire qu’ils aient accès à une entrée du réseau de transport ferroviaire (métro ou RER), et non pas en situation de dépendance à l’automobile. Enfin, du fait de l'intensité de circulation en région parisienne, la population est confrontée à des phénomènes de pollution, notamment atmosphérique. Cette exposition, et surtout la possibilité de croyances d’impacts environnementaux et de risques sanitaires, pouvaient amener les habitants à être plus disposés à émettre un avis (et à le justifier) sur l’éventualité de mesures contraignantes en vue d'améliorer cet environnement.

3. Résultats des trois premières étapes méthodologiques :
Les résultats de la première étape, exploratoire, ont tout d’abord confirmé les liens pouvant unir sensibilité environnementale, pratiques de mobilité et acceptabilité des mesures de régulation des transports. Plus précisément, selon des typologies de combinaisons variables d’opinions, d’attitudes et de pratiques, la sensibilité à l’environnement apparaît pour certains comme facteur d’évolution des pratiques modales à des fins pro-environnementales et/ou facteur d’acceptabilité de mesures de régulation de l’automobile. Elle pourrait ainsi être objet transactionnel, facilitant l’adaptation des attitudes (acceptabilité) et des comportements (mobilités).
Ici, un objet et un sujet discriminent beaucoup les différentes combinaisons identifiées : les représentations sociales de l’environnement (notamment les échelles d’espaces et de temps qui lui sont attachées), et le sentiment de responsabilité. Concernant cette dernière, les combinaisons traduisent des logiques et postures face à ce que chacun se représente de son rôle dans la société, et plus précisément dans l’espace public (ex : engagement associatif), donc ce qu’il conçoit de sa responsabilité individuelle dans les situations environnementales diversement appréciées, mais toujours collectives.
Et, l’acceptabilité croît à mesure que la responsabilité est reconnue. Toutefois, ici, deux groupes d’interviewés permettent de distinguer : une responsabilité « délégative » - les personnes attendent elles-mêmes des pouvoirs publics qu’ils prennent des mesures contraignantes (ex : péage urbain) visant à donner vie au caractère mobilisateur et actant de leur sensibilité – d’une responsabilité « impliquante » - déjà investis au nom de l’environnement (et considérant leurs choix modaux comme des actes militants), ces interviewés attendent des pouvoirs publics qu’ils prennent des mesures cette fois-ci incitatives pour entretenir ce passage à l’acte (diffusion de l’information, développement de concertations locales…)
Voici autant d’éléments de compréhension du potentiel mobilisateur et actant de la sensibilité déclarée à l’environnement, notamment à des fins d’acceptabilité. Et ce, en plus des facteurs plus classiques qui conditionnent cette dernière - effets directs attendus des mesures en termes de déplacements, valeurs dont les actions sont porteuses…
Toutefois, et c’est ici un acquis plus méthodologique de cette première étape, la sensibilité à l’environnement doit, pour révéler son potentiel transactionnel environnement – société sur un sujet tel que l’acceptabilité, faire l’objet d’une évaluation adaptée : en complétant sa mesure conventionnelle et floue (« Etes-vous sensible… ? ») par d’autres informations, notamment l’implication associative, les représentations de l’environnement ou encore les sentiments de responsabilité individuelle.
Dès lors, l’étape suivante, l’enquête par questionnaires, devait être enrichie de ces quelques acquis. Menée auprès d’une échantillon représentatif de Paris et des trois départements de première couronne francilienne, cette enquête était dédiée à la compréhension des facteurs d’acceptabilité sociale de différentes mesures de régulation des flux de transports à des fins d’amélioration de la qualité de l’air. Alternant questions ouvertes et fermées, elle a certes cherché à apprécier les déterminants conventionnels de la sensibilité environnementale ou des pratiques de mobilité (socioprofessionnelles, économiques, démographique, équipement, habitat...), mais surtout :
à étoffer la mesure de la sensibilité à l’environnement (poids de l’environnement dans les choix résidentiels des ménages et dans la satisfaction territoriale, pratiques de consommation dites pro-environnementales, réactions en cas de pic de pollution…) ainsi que de celle de quelques déterminants éventuels (perception sensorielle, expériences environnementales, croyance d’effets sur la santé, représentation des échelles de temps et d’espace, sentiment d’implication dans les enjeux liés à la qualité de l’air…) ;
à renseigner les habitudes et motivations de déplacement, les contraintes rencontrées (lieu de travail, statut professionnel, dépendance de l’activité à la voiture avec pour exemple le travail de nuit…), ainsi que les représentations des modes de transports (ex : normes sociales et valeurs attachées) ; et plus largement à explorer les systèmes de valeur des populations enquêtées, à partir des modèles d’agoramétrie (axes Continuité/Changement, Dépassement de soi/Affirmation de soi…) ;
à observer les représentations de l’action publique (et singulièrement de leur construction démocratique), l’implication associative, les acteurs légitimes, les échelles pertinentes… ; et, logiquement, à mesurer les attentes en matières de politique d'environnement, et plus particulièrement d’amélioration de la qualité de l’air, notamment en évaluant l’acceptabilité de plusieurs de mesures, selon des types (ex : contraignant/incitatif), natures (tarifaire, physique, informationnelle…) et catégories d’effets escomptés (ex : bénéficiaires).
L’analyse statistique (AFC) menée sur le corpus ainsi constitué a permis de produire plusieurs familles de résultats. Nous renvoyons au rapport final pour l’analyse de l’ensemble des réponses apportées, et notamment aux analyses spécifiques de la sensibilité à l’environnement ou encore des pratiques de mobilité.
Concernant plus directement l’acceptabilité, tout d’abord, selon une simple description, les mesures incitatives (subvention aux transports en commun, informations aux populations…) sont sans grande surprise d’avantages acceptées que les mesures contraignantes, avec ici un ordre décroissant selon que ces dernières soient organisationnelles (ex : stationnement), physiques (ex : réaffectation de voiries), ou économique (ex : taxation). Toutefois, certaines mesures contraignantes telles que la circulation alternée, le péage urbain ou encore l’interdiction des livraisons en centre ville à certaines heures rivalisent dans le classement avec certaines mesures incitatives, confirmant en retour ce qui avait été pointé dans la phase exploratoire.
L’analyse statistique fait apparaître, à partir d’une sélection de 15 variables préalablement testées, quatre groupes d’attitudes face à l’acceptabilité. Ces groupes sont non seulement segmentés selon un partage incitatif/contraignant, mais surtout donnent de nouveau à voir des distinctions fondées sur la notion de responsabilité, et dès lors les attendus de régulation bornés entre adaptations libres et autonomes, et prises en charge collectives. Or, ces quatre types d’attitudes et les notions qu’ils convient, articulent essentiellement trois domaines :
la sensibilité à l’environnement (considérablement mue par la préoccupation face à la pollution atmosphérique, et au rôle de la voiture dans ces situations ; par les croyances d’effets sur la santé, pour soi mais aussi surtout pour ses proches et sa descendance ; par les perceptions directes de gêne sensorielle et les expériences de pratiques pro-environnementales ; et par des facteurs socio-démographiques, i.e. femmes de 40 à 50 ans, de niveau Bac + 2 à Bac + 5).
plus la sensibilité à l’environnement exprimée ainsi augmente et plus l’acceptabilité de régulations contraignantes croît.
l’usage et les préférences d’usage des modes de transport (qui coïncident), son degré de contrainte face aux habitudes prises (qui est lié à la localisation des ménages) et surtout les représentations décrites des modes de transports (rapidité, confort, autonomie, maîtrise du temps, stress…).
plus les représentations des transports en commun sont positives, et inversement celles de la voiture négatives, plus l’acceptabilité de régulations contraignantes augmente.
Et, dans une bien moindre mesure, des valeurs (ex : affirmation de soi) ainsi que des représentations scalaires des enjeux environnementaux liés aux transports
plus l’affirmation de soi est importante, plus la responsabilisation des autres est attendue, donc l’acceptabilité de mesures fortes est souhaitée ; alors que la dilution des problèmes d’environnement dans des échelles spatiales multiples augmente l’acceptabilité de mesures incitatives.
Précisons ici que, même si les niveaux de diplôme apparaissent par le truchement de la sensibilité à l’environnement, l’appartenance sociale n’apparaît pas discriminante des attitudes révélées face à l’acceptabilité. De même, aucune des variables attachées à l’action publique (acteurs, échelle d’intervention, participation associative…) n’interagit directement avec les positions adoptées. Toutefois, du fait de l’arrimage de l’acceptabilité à l’environnement, et singulièrement aux perceptions et enjeux de la qualité de l’air en ville, l’échelle de référence de l’action serait moins étatique que locale, et les acteurs légitimes plus territoriaux.
Il demeure donc à renseigner plus avant les dimensions collectives attachées à ces attitudes qui, même si impliquant des croyances, représentations et valeurs, traduisent surtout des positionnements mus par une responsabilité plus ou moins admise comme individuelle face aux problèmes d’environnement.
Dans la logique méthodologique qui est la notre, les processus délibératifs - focus groups - devront permettrent (en cours d’analyse) de révéler les valeurs sociales défendues par ces attitudes (liberté, solidarité, égalité…), donc venir en retour livrer des informations sur les registres de justification à mobiliser pour tendre vers l’acceptabilité des différentes actions potentielles. Nous testerons aussi ici une hypothèse qui a émergé suite aux trois premières étapes : un référentiel fondé sur des attaches (vécu résidentiel, satisfaction territoriale, entourage familial…), peut-être affectives, de proximité pourraient fonder des valeurs spécifiques et alors une acceptabilité particulière de mesures de régulation des transports.
L’UTILISATION DES BIOCIDES EN MILIEU DOMESTIQUE
ET LA PERCEPTION DES RISQUES LIES A CETTE UTILISATION
DANS UNE POPULATION FRANÇAISE.

Responsable scientifique : Dr. Guy Auburtin , James Lecomte
CNAM – IHIE Ouest
122 rue de Frémur – BP 50135
49001 ANGERS cedex 01
mèl : g.auburtin@cnam-paysdelaloire.fr

Partenaire :
Projet SU.VI.MAX : Serges Hercberg
Institut Scientifique et Technique de la Nutrition et de l’Alimentation (ISTNA)


Position du problème et objectifs
Les produits biocides (98/8/CE), phytopharmaceutiques (91/414/CEE) et les produits destinés à un usage vétérinaire (2001/82/CE), dénommés ci après pesticides ménagers, sont largement utilisés par la population générale en milieu domestique. Or des soupçons pèsent quant aux risques pour les ménages liés à l’utilisation de ces produits. Ils sont susceptibles de créer des risques sanitaires chez les utilisateurs. Mais leur impact sanitaire global en population générale reste difficile à évaluer. Ces difficultés sont liées aux manques de données d’exposition.
L’évaluation quantitative des risques liés à l’utilisation de ces produits fait l’objet d’un programme européen EUBEES (European Union Biocidal Exposure Emission Scenario). Chaque pays membre doit élaborer des scénarios d’émission et des scénarios d’exposition. En France, le ministère de la santé, l’institut national de l’environnement industriel et des risques (INERIS) et l’agence française de sécurité sanitaire de l’environnement et du travail (Afsset) travaillent conjointement pour élaborer des scénarios d’exposition à des insecticides en milieu domestique. Dans ce cadre, les connaissances sur les pratiques d’utilisation sont nécessaires. Or aucune donnée sur les usages des pesticides ménagers n’est disponible en France.
En outre les comportements d’utilisation sont différents d’un groupe d’individus à un autre. La représentation des risques qui se construit sur la base de valeurs culturelles et professionnelles semblent expliquer les modifications des comportements. Cependant, aucune information n’est disponible sur la représentation des risques liés à l’utilisation des pesticides ménagers en milieu domestique, en France.
Dans ce contexte, le travail consiste à 1°) décrire les pratiques d’utilisation des pesticides ménagers par la population générale en milieu domestique, 2°) décrire la représentation des risques liés à l’utilisation de ces produits au sein de la population et 3°) déterminer les influences des représentations sur les comportements d’utilisation.
Méthodes
Deux enquêtes ont été menées.
Une enquête par entretien semi-directif réalisée auprès de 31 volontaires dans les domiciles a permis de dresser des profils sociologiques et des sensibilités écologiques. Cette enquête a été présentée comme une discussion générale sur la pollution environnementale, les risques alimentaires, les risques liés à l’utilisation des pesticides en agriculture, les opinions et les attitudes concernant l’achat des produits alimentaires et des produits ménagers. En outre un recensement exhaustif des produits ménagers stockés a été réalisé par l’enquêteur dans chaque logement au cours des entretiens.
Une enquête par questionnaire auto-administré réalisée auprès de 2 281 ménages français a permis de décrire les comportements d’utilisation. Elle porte sur l’identification des produits utilisés, l’identification des utilisateurs principaux au sein des ménages, les lieux et les formes d’application, les fréquences d’utilisation, les fréquences d’achat et les moyens de précaution et de protection mis en œuvre.
La population d’étude est constituée d’un échantillon de personnes issues de l’étude SU.VI.MAX. qui était un essai contrôlé dans le domaine de l’épidémiologie alimentaire, d'une durée de 8 ans. La cohorte SU.VI.MAX. comprend 13000 sujets. Pour l’enquête par questionnaire, les unités de sondage (représentant des ménages) ont été échantillonnés aléatoirement selon le sexe et la zone d’habitation (urbain vs rural). Pour l’enquête par entretien, un appel au volontariat a été lancé.
Pour les besoins de l’enquête et pour correspondre à la nomenclature utilisée par les enquêtés, les produits ménagers sont classés en six catégories correspondant à six usages domestiques différents : produits d’entretiens ménagers, produits de traitements des bois et textiles, produits antiparasitaires dans les logements, produits de soins des animaux domestiques, produits de traitement des plantes d’intérieur et produits de traitement des jardins.

Résultats
D’après l’enquête par entretien semi directif
Un recensement des produits ménagers a été réalisé dans 23 logements. Au total 753 produits ont été répertoriés, dont 58,2 % sont des pesticides ménagers. Le nombre des pesticides ménagers varie de 3 à 45, avec une médiane égale à 19,0. Tous les ménages, sans exception, utilisent des pesticides même si 23 % d’entre eux estiment ne pas en utiliser. Les pesticides ménagers de type traitement du jardin, entretiens ménagers et antiparasitaire dans les logements sont les plus utilisés, avec respectivement 44,5 %, 33,1 % et 15,1 % des produits pesticides totaux. Les produits de type entretiens des bois et textiles, soins des animaux domestiques et traitements des plantes d’intérieur représentent de l’ordre de 7,3 % des produits. Ce sont les insecticides, désinfectants, fongicides et herbicides qui sont les plus utilisés, avec respectivement 36,5 %, 27,6 %, 13,0 % et 11,9 %. Les lieux principaux des stockages sont les garages (34 % des produits) les cuisines (21 % des produits) et les chaufferies / buanderies (18 %).
Concernant les opinions et les attitudes, 83 % pensent que la pollution environnementale est très importante, 48 % ne sont pas inquiets vis à vis des risques liés à l’alimentation, 55 % se déclarent favorables à l’agriculture biologique et 57 % pensent que l’environnement peut être préservé et se positionnent eux-mêmes comme acteurs principaux dans la préservation de l’environnement. En outre 47 % sont insatisfaits de l’information reçue à propos de ces problématiques. Selon les enquêtés, elle n’est pas fiable ou reste incomplète dans la majorité des cas. Les discours recueillis permettent de dresser deux profils individuels : les « plutôt optimistes » et les « plutôt pessimistes ». Le premier regroupe les individus plutôt satisfait de l’information reçue, non inquiets, non participatifs, plutôt défavorables à l’agriculture biologique, avec un niveau d’étude universitaire et exerçant des professions de type cadre et professions intellectuelles supérieures. Le second groupe rassemble les individus plutôt insatisfaits de l’information, inquiets, participatifs, plutôt favorables à l’agriculture biologique, avec un niveau d’étude de type élémentaire/secondaire et exerçant des professions de type employés, ouvriers ou demandeurs d’emplois.
L’utilisation des produits pesticides en agriculture est considéré comme un risque majeure pour la santé et l’environnement, bien qu’elle soit utile (pour 80 % des individus). Les risques sont liés à une utilisation en quantité trop abondante (50 %) ou aux propriétés dangereuses des matières actives (27 %). En d’autres termes les risques sont liés à des facteurs non « maîtrisables ». En outre 45 % des individus ne se sentent pas ou très peu informés des effets potentiels, ce qui nourrit leur scepticisme.
A contrario, l’utilisation des pesticides ménagers dans les logements n’est pas un risque majeur identifié dans la vie de tous les jours. Selon les enquêtés, ces produits sont très utiles et leurs utilisations procurent un confort de vie. Les risques potentiels sont « maîtrisables » et « maîtrisés » (selon les enquêtés). La maîtrise des risques dépend de l’emploi de faibles quantités, du respect des prescriptions (les enquêtés s’informent eux mêmes d’après les notices) et de l’utilisation des produits qualifiés les moins dangereux (que les enquêtés reconnaissent par les mentions produits naturels ou à base d’essences naturelles).
D’après l’enquête par questionnaire auto-administré
Le taux de réponse s’élève à 76 % (2 281 retours obtenus sur 3 000). 41 330 produits ont été inventoriés dont 10 604 sont des produits pesticides ménagers. Le nombre des produits pesticides ménagers varie de 1 à 37 avec une moyenne géométrique égale à 4,2. 81,8 % des ménages stockent au moins un produit pesticide ménager de type traitements des bois et textiles ou antiparasitaires dans les logements ou soins des animaux domestiques ou traitement des plantes d’intérieur ou traitement des jardins.
Un inventaire des substances actives a été réalisé auprès de 84,9 % des logements avec des pesticides ménagers. Dans certains cas, les manques d’informations ou les informations incomplètes délivrées dans le questionnaire ne permettent pas d’en déduire la composition des produits. 106 substances différentes classées en 32 familles chimiques, ont été répertoriées. Le nombre varie de 1 à 21 avec une moyenne géométrique égale à 3,0. Les produits majoritairement utilisés sont des insecticides (56,6 %) des herbicides et fongicides (33,2 %) et des molluscicides (6,0 %). Les substances majoritairement utilisées sont des inorganiques (55,4%) des pyréthrinoïdes (47,8 %) des phenylpyrazole (31,2 %) des phosphonoglycine (31,2 %) des végétales (25,3 %) des aldéhydes (15,3 %) des organophosphorés (13,2 %) et des azoles (12,5 %).
Le sexe semble jouer un rôle sur la liste des substances répertoriées dans les logements, pour certaines classes chimiques. La prévalence des phenylpyrazole est plus importante reportée par les femmes (p=0.009) et celle des phosphonoglycines, inorganiques, plus par les hommes (p=0.000).
En outre plusieurs déterminants expliquent la présence des substances dans les logements. Habiter dans un appartement induit un risque d’utiliser des pyréthrinoïdes (OR = 0,65, IC95% 0,46 – 0.92). Posséder un logement avec jardin où la présence des nuisibles (insectes) a été remarquée induit un risque d’utiliser des organophosphorés (OR = 1,64, IC95% 1,08 – 2,46) et des substances végétales (OR = 1,48, IC95% 1,01 – 2,16. Habiter dans une maison individuelle induit un risque d’utiliser des aldéhydes (OR = 7,03, IC95% 2,58 – 19,19) et des phosphonoglycines (OR = 11,55, IC95% 5,06 – 26,36). Habiter en zone à dominante urbaine induit un risque d’utiliser des azoles (OR = 0,72, IC95% 0,54 – 0,98). Posséder un jardin induit un risque d’utiliser des inorganiques (OR = 7,79, IC95% 4,88 – 12,43). La présence d’un animal domestique induit un risque d’utiliser des phenylpyrazole (OR = 12,19, IC95% 9,05 – 16,40).
Les fréquences d’usage (an-1) des substances varie selon leurs usages domestiques. En effet, les fréquences d’usage (an-1) sont de 1,57 (IC 95%, 1,41-1,75) pour les produits de traitement de bois et textiles, 1,97 (IC 95%, 1,79-2,17) pour les produits antiparasitaires des logements, 2,47 (IC 95%, 2,31-2,63) pour les produits de traitements du jardin, 2,84 (IC 95%, 2,60-3,10) pour les produits de traitement des plantes d’intérieur et 3,57 (IC 95%, 3,21-3,97) pour les produits de soins des animaux domestiques. La différence est significative (p=0,0001). En d’autre termes, pour les substances à usage non-spécifique telle que la bifenthrine, sa fréquence d’utilisation sera de l’ordre de 1,97 fois par an si elle est utilisée en tant qu’insecticide antiparasitaire des logements et de 2,47 fois par an si elle est utilisée en tant qu’insecticide pour le traitement des plantes dans les jardins.
Discussions
Les enquêtes respectives permettent de formuler plusieurs hypothèses quant à la représentation des risques et l’usage des pesticides ménagers :
La structure de représentation des risques de la population enquêtée est comparable au baromètre de l’opinion sur les risques, réalisé par l’IRSN en 2002. La population montre deux grandes préoccupations collectives : la pollution générale (qui est la préoccupation majeure) et les comportements individuels à risque pour la collectivité. Il s’agit d’une structure consolidée depuis les années 1990, selon l’IRSN. Ces enquêtes ont été réalisées 1,5 ans après les évènements de septembre 2001 et l’accident de l’usine chimique AZF à Toulouse. Or aucune modification n’est observable dans la hiérarchie des risques représentés.
Les pesticides ménagers ne constituent pas un risque majeur identifié, modifiant les pratiques, puisque les utilisations sont maîtrisables et maîtrisées selon les enquêtés.
Le nombre des produits pesticides ménagers est lié à la représentation générale des risques ou profils individuels (les « plutôt pessimistes » versus les « plutôt optimistes »). Dans le pool total des produits recensés, le nombre de produits pesticides ménagers est plus important chez les individus « optimistes » et beaucoup plus faible chez les individus « pessimistes ».
Les profils individuels dépendent des degrés de satisfaction vis à vis des informations reçues. Selon le CREDOC, les opinions proviennent de l’information reçue.
L’inventaire des produits réalisé par le questionnaire auto-administré est incomplet et est moins exhaustif, comparé à l’inventaire réalisé par l’enquêteur lui-même. En fait, les individus recensent en priorité les produits qu’ils ont utilisé eux-mêmes et récemment.
Les analyses des réponses au questionnaire auto-administré permettent de dresser les premières lignes de scénarios d’exposition. Trois scénarios sont envisageables. Ils sont présentés dans le tableau ci-dessous.
Tableau  SEQ Tableau \* ARABIC 1 : description des scénarios d’exposition.
ScénariosGroupes d’individusType de logementPrésence d’un jardinParamètres d’expositionsNature chimique prédominante de l’expositionCibles de l’exposition active *Cibles de l’exposition passive*Fréquence de l’exposition (an-1)Sc. N°1UrbainsAppartementNonPyréthrinoïdes, azoleHommes, FemmesHommes, FemmesDe 1,97 à 2,84Sc. N°2Non urbainsMaison individuelleOuiOrganophosphorés, aldéhyde, phosphonoglycine, inorganiquesHommesFemmes2,47Sc. N°3Possesseurs d’animauxAppartement ou maison individuelleOui ou nonFipronilFemmesHommes3,57* : l’exposition active et l’exposition passive est pris ici au sens de fumeur actif / fumeur passif. En d’autre terme un individu est exposé activement à la substance si celui-ci utilise lui-même un produit contenant la substance. Un individu est exposé passivement si celui-ci n’utilise pas le produit mais fait parti d’un ménage composé d’un utilisateur.
Les individus vivant dans un logement avec jardin sont exposés à un plus grand nombre de substances, en lien avec les activités « jardinages ». celles ci occasionnent l’emploi de nombreuses substances. En outre ces individus sont pour la plupart des possesseurs d’animaux. La possession d’un animal induit en plus l’usage du fipronil.
Les usages des pesticides ménagers sont curatifs, par opposition à un usage préventif. Les produits sont utilisés en priorité dans le cas où des nuisibles sont aperçus.
Conclusions
Il est possible de décrire des paramètres d’exposition basés sur les usages et d’en déduire les prémices de scénarios d’exposition selon les caractéristiques socio-démographiques, les types de produits utilisés, les représentations des risques. Mais il est nécessaire de valider les résultats par des mesures biométrologiques dans les urines.
Ce travail a été l’occasion d’élaborer une table de correspondance entre les noms commerciaux des produits – types selon les directives – usages domestiques – compositions. En outre ces résultats constituent la base d’un travail réalisé dans le cadre d’une thèse pour l’élaboration d’indicateur d’exposition et de scénarios d’exposition basés sur les usages.
L’évaluation des risques liés aux biocides est une problématique importante en Santé environnementale (cf. programme EUBEES).
La problématique de l’exposition aux biocides a été introduite dans les objectifs du PNSE (fiche 1.4. « Mieux connaître les déterminants de la qualité de l’air intérieur »).
L’évaluation des risques liés aux biocides en Europe se heurte au manque de connaissances sur les usages. Des données sont disponibles aux USA mais ne sont pas transposables en Europe (substances, modalités et cultures d’usage différentes). Les résultats de ce travail permet de combler en partie l’absence de données. ils sont disponibles et utilisables pour les agences françaises en charge de l’évaluation des risques, notamment dans le cadre de l’élaboration des scénarios d’exposition aux insecticides





Paramétrisation et modélisation de la pollution


Projet BIOPOLL’ATM : biosphere et pollution atmospherique en zone rurale et periurbaine (P. Cellier)

et


Synthèse de quatre projets présentée par Matthias BEEKMANN


Pollution Atmosphérique Multiphasique (B. Sportisse)
Optimisation des Emissions par Modélisation inverse (L. Menut)
Mesures des particules dans une rue : comparaisons des méthodes – évacuation et bilan des particules émises par le trafic (A. Coppalle)
Modélisation des effets de la pollution atmosphérique sur les matériaux des bêtiments (R. Lefèvre)

ET


Projet POVA : Pollution dans les vallées alpines (J. L. Jaffrezo)
Projet BIOPOLL’ATM :
BIOSPHERE ET POLLUTION ATMOSPHERIQUE EN ZONE RURALE ET PERIURBAINE

Responsable scientifique : Pierre Cellier
INRA/INA P-G Environnement et Grandes Cultures
78850 Thiverval-Grignon
mél : cellier@grignon.inra.fr

Partenaires
UMR INRA / UHP Ecologie et Ecophysiologie Forestière, Nancy
UR INRA Bioclimatologie, Bordeaux
Laboratoire d’Aérologie
Laboratoire d’Ecologie Moléculaire, UPPA, Pau

Le projet BioPollAtm vise à étudier l’interface entre les zones rurales et les zones urbaines du point de vue de la pollution atmosphérique et de son effet sur les écosystèmes et, réciproquement, des influences positives et négatives de la biosphère sur la pollution atmosphérique. Ce projet comprend des approches à différentes échelles, de l’échelle locale à l’échelle régionale.
Les objectifs de ce projet interdisciplinaire peuvent se résumer comme suit :
Obj1 : Estimer l’impact de la pollution atmosphérique sur le fonctionnement des couverts végétaux, de la modification du métabolisme jusqu’à l’intégration à l’échelle du couvert végétal dans des modèles de fonctionnement de couverts végétaux.
Obj2 : comprendre et quantifier les principales voies d’absorption et d’émission de polluants gazeux entre le sol et atmosphère ou la végétation et l’atmosphère.
Obj3 : analyser le transport et le dépôt de polluants depuis des zones-sources (urbaines ou agricoles) jusqu’aux écosystèmes récepteurs à courte distance.
Obj4 : Analyser l’importance de l’organisation de l’espace en zone périurbaine sur l’impact de la pollution atmosphérique sur les écosystèmes et pour la modélisation de la pollution atmosphérique.
Nous nous sommes focalisés sur deux types d’espèces de végétation principales :
cultures agricoles : le blé (C3, culture d’hiver) et le maïs (C4, culture de printemps)
pour les couverts forestiers : une espèce ligneuse, le peuplier.
Dans le cadre du présent projet, nous avons choisi de nous intéresser principalement à 2 polluants gazeux : l’ammoniac (composé d’origine agricole qui a des impacts sur les écosystèmes naturels et forestiers) et l’ozone (gaz dont l’effet est observable à court terme car il perturbe fortement le métabolisme de la plante et ses caractéristiques physico-chimiques (cuticule) en raison de son pouvoir oxydant)

Méthodes
La démarche scientifique est structurée par (i) l’acquisition et l’analyse de données expérimentales en conditions contrôlées et naturelles et (ii) la conception et l’intégration /couplage de modèles qui permettront d’améliorer les connaissances depuis l’analyse de processus d’échanges jusqu’à des sorties appliquées telles que l’analyse des impacts à l’échelle régionale ou l’influence de l’aménagement de l’espace rural en zone périurbaine. L’activité de modélisation va de modèles de processus (paramétrisation des modèles SVAT et de microclimat pour des polluants, modification de la sénescence, de la photosynthèse et de la conductance stomatique par les dépôts d’ozone, …) à des modèles plus intégratifs (amélioration de l’interface SVAT dans un modèle Chimie-Transport, modèle de fonctionnement de culture avec une contrainte « Polluant »). A l’issue de ce projet (fin 2006), nous réaliserons un couplage entre modèles pour évaluer l’impact de l’ozone à l’échelle régionale et le rôle des écosystèmes naturels et cultivés sur le niveau de pollution de l’air.
Les activités expérimentales, destinées à valider les modèles développés et analyser les processus d’impact, s’appuient sur des études en laboratoire (méthodes biochimiques, chambres de fumigation) ou en conditions naturelles (rampe de fumigation ; expérimentations micrométéorologiques) dont la plupart ont été ou seront développées dans le cadre du projet BioPollAtm. La mise en place d’un site-atelier d’étude et d’observation de l’impact de la pollution atmosphérique sur la biosphère a été réalisée à Grignon (site IFREGER).

Résultats
Dans son fonctionnement ce projet est structuré en trois volets dont l’activité dont l’activité de chacun est coordonnée par deux animateurs :
(1) « Biologie-Ecophysiologie » (P. Dizengremel (EEF) et J-F Castell (EGC) )
(2) « Echanges végétation-atmosphère »  (E. Lamaud (BC) et B. Loubet (EGC) )
(3) « Spatialisation » (D. Serça (LA) et E. Personne (EGC) )
L’essentiel des résultats acquis à ce jour l’ont été sur les volets (1) Biologie-Ecophysiologie et (2) Echanges végétation-atmosphère. Le travail sur le volet (3) n’en est qu’à ses prémices.
Le volet (1) est presque achevé. Nous avons pu mettre en évidence l’effet d’une augmentation de la teneur en ozone sur les teneurs en pigments photosynthétiques et les activités de la RubisCO et de la PEPc sur des plantes annuelles de type C3 (blé) ou C4 (maïs) et sur une plante ligneuse (peuplier). Nous avons mis un accent particulier sur l’étude de l’impact de l’ozone sur une plante C4 car ce type de plante avait été très peu étudié auparavant (de plus, le maïs est en phase de végétation active au moment des risques maximaux de pics d’ozone). Les résultats expérimentaux ont permis d’obtenir des estimations quantitatives des effets de l’ozone sur ces différentes plantes-modèles comparables aux données publiées, et de comparer les effets sur les plantes C3 et C4 sur les enzymes à l’origine des processus photosynthétiques (Rubisco et PEPc).
L’étude de l’impact sur la photosynthèse a adopté une démarche analytique, décomposant le processus en différentes variables (Jmax, Vcmax, conductance stomatique, …) et étudiant l’impact d’une augmentation de la teneur en ozone sur chacune. Cette démarche présente un caractère générique en ceci qu’elle permet de bien identifier à quel niveau le polluant agit et suivant quelles modalités. Elle devrait pouvoir être adaptée à d’autres polluants. De même, l’effort de modélisation de la conductance stomatique et de sa réponse à l’ozone fournit des concepts et outils d’analyse de l’impact. Une partie de ces résultats a pu être intégrée dans un modèle de fonctionnement de culture (CERES) pour expliquer l’impact de l’ozone sur la production d’une culture. Ces différents travaux se sont appuyés sur (et ont été permis par) l’utilisation de dispositifs expérimentaux existants (chambres phytotroniques et chambres à ciel ouvert, méthodes d’analyse), mais il faut également souligner que ce projet a conduit à la mise au point de plusieurs dispositifs et méthodes d’étude qui sont des acquis pour l’avenir de ce type de thématique : les chambre et rampe de fumigation. Ces dernières ont permis d’exposer des cultures à des teneurs élevées (mais réalistes) en ozone en conditions agronomiques et microclimatiques réelles, et donc d’obtenir des résultats représentatifs de la pratique agronomique. Il reste maintenant à conforter les résultats obtenus dans ces différentes actions et à les extrapoler à d’autres situations. Nous avons évalué les impacts spatialisés de l’ozone sur les cultures, en couplant les modèles développés à des données de teneurs en ozone observées ou calculées sur la région parisienne (données AirParif et Prev’Air). Dans un deuxième temps ces mêmes modèle seront couplés avec un modèle de chimie atmosphérique permettant d’étudier les rétroactions entre les cultures et l’atmosphère sur des scénarios (modèle MésoNH-C).
Concernant le volet (2), le travail s’est organisé autour de l’analyse et de la conception de modèles d’échanges utilisant le concept de résistance (ou son inverse, la conductance) pour formaliser, expliciter et quantifier les émissions et dépôts. Notre schéma fédérateur est celui d’un modèle à deux couches, qui permet de séparer les processus se déroulant au niveau du sol de ceux qui se déroulent au niveau de la végétation. Ces schémas sont bien établis car ils se basent sur de nombreux travaux conduits sur les flux de vapeur d’eau et de CO2. Leur adaptation aux polluants a demandé, d’une part un couplage fort avec un modèle de microclimat en raison de la sensibilité des émissions et dépôts à la température et l’humidité, d’autre part un travail de paramétrisation/modélisation des résistances de surface et du point de compensation. Ce modèle a tout d’abord été validé pour l’ammoniac et il a été ensuite adapté à l’ozone en s’appuyant notamment sur un travail de paramétrisation du dépôt non stomatique en fonction de variables micro-météorologiques. Ce travail est établi sur la base des mesures de flux et variables météorologiques mesurées dans le cadre de BioPollAtm. pour des couverts agricoles et forestiers. Il a eu pour résultat des formulations qui devraient permettre d’améliorer le calcul des vitesses de dépôt dans les modèles atmosphériques. Une autre voie d’amélioration est la prise en compte de réactions chimiques entre les oxydes d’azote et l’ozone au sein du couvert végétal. Ce travail est rendu nécessaire par les implications qu’il a au niveau de la qualité de l’air (équilibre NO/NO2, teneur en ozone) et de son impact sur les écosystèmes (évaluation du dépôt réel d’ozone, absorption de NO2 par la végétation). Enfin, nous avons débuté en 2004 la démarche d’intégration des nouveaux schémas de surface dans un modèle de chimie atmosphérique. La première phase consiste à évaluer jusqu’où il est nécessaire d’aller dans une telle opération en comparant un modèle mono-couche (ISBA, interface surface-atmosphère actuellement implantée dans MésoNH-C) à un modèle bi-couche. Cette action de recherche initiera le travail du volet 3 (Spatialisation), qui démarrera réellement dès la fin 2005. Au delà de ce travail de comparaison de modèles, les directions prises seront d’une part la définition de scénarios d’utilisation des sols et de conditions atmosphériques (météo, pollution) et l’utilisation de MésoNH-C comme outil d’intégration. Ce travail sera conduit par un post-doc qui sera recruté début 2006.
En terme d’infrastructures, il faut également souligner que BioPollAtm a été la base de l’installation de plusieurs sites de mesures continues des dépôts d’ozone. Ces sites actuellement implantés sur cultures (Grignon) et forêt de résineux (Bordeaux) devraient à court terme être complétés par des sites sur prairies (Lusignan) et forêts de feuillus (Nancy ou Fontainebleau) et par des mesures d’émissions ou de teneur en oxydes d’azote, dans le cadre d’autres projets dans le prolongement de BioPollAtm.

Conclusions et perspectives
Les travaux sont donc très largement avancés pour les volets 1 et 2 de BioPollAtm . De nouveaux aspects et méthodes ont même été initiés par rapport au projet initial, compte tenu de l’évolution de notre réflexion et notre expérience dans ce domaine. C’est le cas de certaines méthodes biochimiques (quantification de l’altérations oxydative de la Rubisco), du développement d’une rampe de fumigation qui se substitue aux classiques chambres à ciel ouvert et du développement d’un modèle convivial (SurfAtm). BioPollAtm a également été à l’origine de la mise en place de sites de mesures de longue durée des flux d’ozone.
Des avancées importantes ont été faites dans la connaissance mutuelle des équipes et des approches très diverses conduites dans ce projet. Le passage entre les différents niveaux d’approche - d’un modèle de photosynthèse à un modèle de culture pour l’évaluation de l’impact, d’un modèle SVAT aux modèles écophysiologiques pour le calcul des quantités d’ozone absorbées - est en cours de réalisation.
Un travail de synthèse et de coordination entre les différentes approches reste toutefois à faire, pour intégrer les différents volets et les différentes approches au sein de chaque volet. La réussite de cette intégration entre approches sera l’un des critères qui permettra de juger du succès de BioPollAtm au delà de l’ensemble des résultats individuels déjà très conséquent.

PAM : POLLUTION ATMOSPHERIQUE MULTIPHASIQUE

Responsable scientifique : Bruno Sportisse
CEREA Laboratoire Commun ENPC/EDF R&D
6-8 avenue Blaise Pascal, Cité Descartes, Champs sur Marne,
77 455 Marne la Vallée cédex 2
Mél : HYPERLINK "mailto:bruno.sportisse@cerea.enpc.fr"bruno.sportisse@cerea.enpc.fr

Partenaires :
LSCE
LISA
Carnegie Mellon University, Etats-Unis


1 - Contexte et objectifs 
Le suivi des aérosols atmosphériques est crucial pour plusieurs raisons :
les particules les plus fines ont un impact sanitaire ;
la phase gazeuse interagit avec la phase particulaire (que ce soit par des transferts de masse ou par des réactions hétérogènes à la surface des particules) ;
les aérosols ont un impact radiatif, qu'il soit direct ou indirect (via leur implication dans la formation des nuages).
Pour au moins les deux premières raisons, la modélisation de la qualité de l'air aux échelles locale, régionale et continentale nécessite de prendre en compte les aérosols.
Dans ce contexte, le coeur du projet PAM était :
le développement de modèles numériques décrivant l'évolution physico-chimique de la matière condensée atmosphérique (aérosols, gouttes de nuages) à même d'être couplés à des modèles de Chimie-Transport tridimensionnels ;
leur "validation" par confrontation à des données mesurées aux échelles régionales et continentales.
En parallèle, le projet a permis de fournir des moyens complémentaires pour une campagne de mesures sur la région Ile de France, afin d'acquérir des données de validation supplémentaires (la campagne LISAIR, sous la responsabilité de Patrick Chazette, LSCE/IPSL).

2 - Les modèles développés
La modélisation des aérosols est particulièrement difficile car elle met en jeu de nombreux processus (figure 1) comme la coagulation, la condensation/évaporation des espèces semi-volatiles, la nucléation, des processus de perte spécifiques (dépôt sec et lessivage par la pluie ou les nuages). L'ensemble de ces processus est décrit par ce qui est communément appelé l'Equation Générale de la Dynamique des aérosols (ou GDE pour General Dynamic Equation).
Des processus microphysiques ayant lieu à des échelles très fines (de quelques nanomètres à quelques micromètres) doivent ainsi être représentés dans les modèles de Chimie-Transport si l'on veut être capable de suivre la matière particulaire et des paramétrisations spécifiques des processus non résolus doivent être proposées.



Deux modèles ont été développés au cours du projet :
le modèle SIREAM (SIze REsolved Aerosol Model), fondé sur une description résolue (sectionnelle) de la distribution en taille d'une population d'aérosols : la GDE est alors résolue par des méthodes numériques appropriées, sans que des hypothèses soient faites sur la forme des distributions en taille des aérosols ;
le modèle MAM (Modal Aerosol Model), fondé sur une description modale : on suppose alors que la distribution en taille est donnée par la superposition de quelques “modes” (des distributions lognormales en fonction d'un paramètre de taille, comme le diamètre).
Ces deux modèles s'appuient sur un même ensemble de paramétrisations physiques au sein de la bibliothèque AtmoData. Ils ont été couplés à un modèle de Chimie-Transport, Polair3D, au sein d'un système de modélisation, Polyphemus. Un couplage préliminaire a été également effectué avec le modèle de CFD atmosphérique, le modèle Mercure_Saturne, pour une utilisation à petite échelle.

De nombreux points spécifiques de modélisation ont été abordés. On citera par exemple en ce qui concerne les paramétrisations :
la paramétrisation et la réduction de la chimie en phase aqueuse ;
la paramétrisation des diamètres humides (prenant en compte de manière simplifiée le contenu en eau liquide des aérosols) par une adaptation de la formule de Gerber ;
une paramétrisation des émissions de sels marins ;
une étude comparative des paramétrisations de lessivage par la pluie ;
la prise en compte de l'acidité (pH variable) dans les lessivages humides ;
le couplage à la description des métaux lourds (mercure, plomb, cadmium).
Sur un plan plus strictement numérique, on peut citer :
la simulation numérique de la chimie en phase aqueuse ;
la gestion des modes (modal merging et splitting) et la prise en compte d'un quatrième mode pour le modèle modal ;
la modélisation par des approches hybrides de la condensation/évaporation et des schémas de fermeture pour le modèle résolu ;
des algorithmes originaux d'intégration temporelle et de discrétisation en taille.

3 - Applications et validations
De nombreuses simulations ont été (et sont encore) menées que ce soit à l'échelle continentale (Europe et Asie, au sein de l'exercice d'intercomparaison MICS-Asia) ou à l'échelle régionale (Lille, Escompte, Paris, Tokyo).
Certains exercices de comparaison aux observations sont encore en cours (notamment sur la région parisienne avec les données de la campagne LISAIR).
Une étude de sensibilité à certains processus physiques (coagulation, transfert de masse, émissions de sel de mer, chimie aqueuse, nombre de sections et réactions hétérogènes) a aussi été réalisée dans le cadre de l'exercice MICS ainsi qu'à l'échelle régionale (Paris).



Figure 2 : Comparaisons modèles/mesures, Europe, printemps 2001. PM2.5 (en (g/m3). Moyenne journalière pour une station caractéristique (d'erreur quadratique moyenne représentative du réseau EMEP).

4- Valorisation
Plusieurs articles ont été acceptés, publiés ou sont en révision. Plusieurs présentations à colloque ont eu lieu. Quatre thèses (dont deux soutenues) et 3 post-doctorats ont été directement rattachés au projet.
Les deux modèles vont être disponibles sur le site de la plate-forme Polyphemus (www.enpc.fr/cerea/polyphemus) dans le courant du mois de janvier 2006 et à ce titre utilisables par toute équipe intéressée.

5 - Perspectives
Le travail de comparaison aux observations va se poursuivre, notamment à l'échelle régionale, en exploitant les données de la campagne LISAIR (Paris). Le travail sur la modélisation de la qualité de l'air sur Lille, Tokyo et PACA est poursuivi dans le cadre de projets dédiés. A l'échelle européenne, une validation multi-polluants (aérosols-photochimie) est en cours de finalisation.
Des développements de paramétrisations spécifiques sont en cours (par exemple pour mieux distinguer les parties hydrophile et hydrophobe de la phase organique).
Une perspective importante concerne l'assimilation de données. Dans le cadre de la plate-forme Polyphemus, il est prévu de mener des expériences de sensibilité et des expériences d'assimilation de donnée variationnelle, par exemple pour étudier le potentiel de l'assimilation de données radiatives, de type LIDAR.
Un point clé de la modélisation est la capacité d'évaluer le caractère “non ajusté” des modèles (qui plus est, à un jeu restreint d'observations). Les impacts des différentes paramétrisations et des méthodes numériques ont été étudiés de manière préliminaire par des analyses de sensibilité. Il reste non seulement à tester une longue liste de paramètres, mais aussi à simuler de plus longues périodes sur les saisons été et hiver. Il faudra aussi établir l'impact sur d'autres variables de sortie moins agrégées comme la granulométrie, la spéciation chimique ou même des variables radiatives.
Les modèles développés commencent à être utilisés pour les calculs d'impact aux échelles régionale et européenne. Ils sont par ailleurs en phase de test pour une inclusion au sein de la plate-forme de prévision Prév'air (via le système Polyphemus). Ces modèles sont également utilisés pour construire des matrices de transfert émissions/concentrations pour les analyses coûts/bénéfices des externalités de la pollution atmosphérique.

OPTIMISATION DES EMISSIONS PAR MODELISATION INVERSE
OPTEMI

Responsable scientifique : Laurent Menut
Laboratoire de Météorologie Dynamique
Ecole Polytechnique
91128 Palaiseau cédex
mél : menut@lmd.polytechnique.fr

Partenaires
LISA, universités Paris 7 et 12
INERIS
IPSL/SA
AIRPARIF


Le projet OPTEMI visait à mettre en place et évaluer des techniques de modélisation inverse afin de mieux quantifier les flux d'émissions surfaciques employés par les modèles de chimie-transport (tel que CHIMERE). Pour cela, deux approches différentes mais complémentaires ont été baties: (i) une méthode d'optimisation basée sur le modèle adjoint, (ii) une méthode Monte-Carlo basée sur des perturbations aléatoires du modèle direct.
Dans les deux cas, des méthodologies originales ont été élaborées:
Pour l'approche adjointe, l'approche est basée sur le krigeage des contraintes (les mesures) et un zonage dynamique des flux à inverser (les émissions surfaciques). Cette nouvelle méthode a été validée sur des cas académiques simples, à même de quantifier les limites de la méthode.
Pour l'approche Monte-Carlo, une approche originale basée sur le calcul de probabilités de réalisation, permet d'obtenir une correction mais aussi l'incertitude associée. Les simulation sont aussi porté sur les étés 1998 et 1999.
Une recherche bibliographique a mis en avant le manque de validation des travaux précédemment réalisés dans le domaine. La plupart des auteurs présentent des études directement sur des cas réels complexes, sans estimation au préalable de la validité de leur approche. Nous avons donc choisi de développer graduellement notre méthodologie en mettant en place des cas académiques à complexité croissante pour l'adjoint. Cela nous a permis de quantifier des limites réelles de l'approche.
Les méthodologies développées ont ensuite été appliquées sur des cas réels: tout d'abord des cas "extrèmes" correspondants à des périodes intensives du projet ESQUIF (POI2, Août 1998 et POI6, Juillet 1999), puis une climatologie sur les étés 1998 et 1999 en région parisienne.
Avec ces deux approches, l'information obtenue est donc des flux d'émissions corrigés en temps et en espace à la résolution du modèle d'accueil, ainsi que l'incertitude associé à ces flux. Sachant qu'au départ on ne dispose que de masses moyennes émises, par secteurs d'activité, cet ajout d'information reste précieux pour la modélisation de chimie-transport régionale.
Nous avons d'abord cherché à calculer de manière précise les limitations de nos méthodes:
Afin de pouvoir réellement jauger des flux d'émissions, il fallait s'affranchir un minimum des erreurs liées aux autres paramètres. Des études préliminaires ont donc été menées afin de quantifier des biais sur les concentrations liés à la météorologie (dont hauteur de la couche limite et mélange vertical) et aux conditions aux limites. Cela a permis d'assurer une meilleure précision sur les flux inversés ainsi que de meilleures contraintes sur la méthode Monte-Carlo. De plus, nous avons envisagé la possibilité de ne pas prendre en compte des processus existants: nous avons donc développé la prise en compte des émissions tri-dimensionnelles liées aux décollages et aterrissages des avions de ligne en région parisienne. L'impact modéré ne pouvant expliquer les différences modèle/mesures, nous avons procédé aux inversions sans cet ajout.
Pour les deux méthodes, les limites de leur application ont été clairement quantifiées: la méthode adjointe ne peut inverser des émissions sans un minimum de renseignements sur les sources étudiées. Ainsi, il est plus bénéfique d'utiliser le NO comme contrainte plutot que l'ozone si l'on veut estimer des flux de NO émis. De même pour la méthode Monte-Carlo, un minimum d'information étant nécessaire pour construire des distributions, il faut beaucoup de contraintes pour retrouver un facteur correctif fiable.
Connaissant ces limitations, nous avons pu dégager, de l'ensemble des simulations réalisées, des résultats augmentant notre connaissance de la variabilité spatio-temporelle des émissions, tels que:
En région parisienne et sur les étés considérés, les émissions utilisées par le modèle correspondent à un cadastre de bonne qualité. Si on pouvait le soupconner au vu des résultats de prévision, on peut aujourd'hui le quantifier. Hormis une variabilité intra-semaine pas assez bien prise en compte (notamment les Mercredi et Vendredi pour le trafic), les valeurs moyennes des flux de NO (principale source) sont correctes, et la variabilité spatiale adaptée à la région. la méthode Monte-Carlo a de plus, montré que le rapport COVs/NOx était lui aussi correct que ce soit à Paris même que dans le panache d'ozone.
La tendance générale est à une réduction des émissions liées au trafic dans Paris. Cela se traduit surtout par un "pic" temporel d'émission moins étalé dans le temps le matin. A l'opposé, on note une légère tendance à augmenter les émissions en périphérie.
Temporelllement, l'inversion montre que l'on sous-estime les émissions les matins des jours de semaine et Dimanche. Ils sont, par contre, surestimés le Samedi. Ces variations sont dans une gamme de +/-15%, valeur confirmée par l'approche Monte-Carlo.
En perspective, les résultats ont montré que les deux méthodes mises en oeuvre permettait d'obtenir de nombreuses informations sur des flux d'émissions à partir de mesures de routines. Ces résultats ont néanmoins été obtenus avec un seul modèle: c'est à dire un outil particulier, avec son équilibre particulier entre les différentes données d'entrée et paramétrisations. Mais le but de notre méthode est d'obtenir des coefficients correctifs les plus proches possibles de la réalité: il faut donc qu'ils apportent un bénéfice quel que soit le modèle. Une application, servant de validation supplémentaire, sera donc de mettre à disposition nos coefficients d'optimisation pour d'autres modèles: si leur propres scores sont améliorés, le bien-fondé de la méthode sera d'autant plus confirmé.
D'un point de vue applications, il existe de nombreux autres sites subissant une pollution atmosphérique, et disposant de mesures de routines en surface. D'autres perspectives portent donc sur le portage des méthodes sur d'autres sites et d'autre périodes. On peut évidemment cité le projet ESCOMPTE et l'environnement de la région de Fos-Berre Marseille. A topographie plus complexe et donc météorologie moins facilement contrainte, des études visant à réduire ces incertitudes devront être conduites au préalable.

Enfin, des perspectives supplémentaires sont liées aux améliorations des méthodes elles-mêmes. Ainsi, il pourra être envisagé d'ajouter des flux à inverser comme ceux liés aux émissions d'aérosols, PM2.5 et PM10 en milieu urbain.


MESURES DES PARTICULES DANS UNE RUE : COMPARAISONS DES MÉTHODES
ÉVACUATION ET BILAN DES PARTICULES ÉMISES PAR LE TRAFIC

Responsable scientifique : Alexis Coppalle, Martine Talbaut
CORIA
Av. de l’Université
76801 Saint Etienne du Rouvray
mél :  HYPERLINK "mailto:coppalle@coria.fr" coppalle@coria.fr

Partenaires
Ecole Centrale de Nantes, Laboratoire de Mécanique des Fluides
CERTAM
Air Normand


L’atmosphère des agglomérations contient une quantité non négligeable de particules en suspension. Les connaissances actuelles sur les particules présentes dans l’atmosphère des villes montrent qu’elles ont principalement trois origines: l’émission par le trafic, la formation des particules secondaires, et le transport des grosses particules naturelles. Les inventaires d’émissions attribuent une contribution importante au trafic, en particulier au niveau des particules fines (sub-microniques). D’autre part, la majorité des réseaux de surveillance disposent d’appareils permettant la mesure de la masse avec une très faible discrimination sur la taille (PM10 ou PM2.5). Or l’impact des particules fines sur la santé est maintenant reconnu. Dans les atmosphères urbaines, il est donc souhaitable de déterminer leur nombre et la distribution en taille .
Ce projet de recherche est donc axé principalement sur les particules sub-microniques et ses principaux objectifs sont les suivants : comparer différentes techniques de mesure de particules (en masse, nombre et taille), étudier l’accumulation et la dispersion des particules dans une rue et déterminer les émissions liées au trafic automobile par modélisation inverse. Afin de répondre à ces objectifs, une campagne de mesure dans une rue « canyon » à fort trafic (environ 8000 véhicules par jour sur une seule voie) a été réalisée à Rouen du 1er mars au 15 avril 2004. Pendant cette campagne, des mesures de polluants gazeux (NOx et CO), de trafic, de concentration en particules (masse, nombre, granulométrie) et des conditions météorologiques ont été réalisées en installant un bungalow en bordure de trottoir. En ce qui concerne les particules, les mesures suivantes ont été réalisées :
granulométrie des particules fines (