Étude de la pollution de l`air dans le Val-de-Marne Ouest

Transcription

Surveillance de la Qualité de l’Air
en Ile-de-France
ETUDE DE LA POLLUTION DE L’AIR
DANS LE VAL-DE-MARNE OUEST
JUILLET 2009
Ét ude réalisée par :
AIRPARIF
7, rue Crillon 75004 PARIS – Tél. : 01.44.59.47.64 - Fax : 01.44.59.47.67
www.airparif.asso.fr
Pour :
Direction Départementale des Affaires Sanitaires et Sociales du Val-de-Marne
38-40 rue Saint-Simon - 94010 Créteil Cedex
SOMMAIRE
GLOSSAIRE .......................................................................................................................................3
I. CONTEXTE ET OBJECTIFS DE L’ETUDE...............................................................................................5
II. METHODOLOGIE ...........................................................................................................................6
II.1. Un vaste domaine d’étude traversé par de nombreux axes ..........................................................6
II.2. Des polluants d’intérêt à proximité du trafic routier............................................................................7
II.3. Une méthodologie couplant mesures et modélisation .....................................................................9
III. DES CAMPAGNES DE MESURE QUI VISENT LE TRAFIC ROUTIER ....................................................11
III.1. LES MOYENS MIS EN OEUVRE.................................................................................................................. 11
III.1.1. Des moyens de mesure complémentaires................................................................................. 11
a) Des échantillonneurs passifs pour une résolution spatiale ....................................................... 11
b) Des sites automatiques pour une finesse temporelle ................................................................ 12
c) Des prélèvements actifs pour mesurer les composés à l’état de traces............................. 14
III.1.2. Des sites de mesure au plus près des axes routiers .................................................................. 14
III.1.3 Quatre à six semaines de mesure .................................................................................................. 17
III.2. LES CONCENTRATIONS OBSERVEES PENDANT LES CAMPAGNES ................................................. 18
III.2.1. Conditions météorologiques .......................................................................................................... 18
a) Des conditions météorologiques hivernales très dispersiv es ................................................... 19
b) Des conditions météorologiques estiv ales, mais assez dispersives........................................ 22
III.2.2. Niveaux moyens de pollution mesurés pendant les campagnes ....................................... 23
a) Des niv eaux élevés en dioxyde d’azote sur les autoroutes..................................................... 24
b) Des niv eaux de benzène plus importants en situation congestionnée ............................... 27
c) Des niv eaux de particules PM10 1.5 fois plus élevés en bordure des axes ......................... 29
d) Une grande variabilité des concentrations de Benzo(a)pyrène en hiver........................... 31
e) Pour les métaux, des concentrations en Baryum et en Chrome plus importantes en
proximité du trafic ..................................................................................................................................... 33
f) Des niveaux en formaldéhyde plus élevés sur le site de proximité au trafic........................ 34
III.2.3. L’évolution de la pollution au cours de la journée liée à celle du trafic.......................... 37
III.2.4. Impact des émissions de polluants sur la qualité de l’air ....................................................... 40
III.4.1. Des impacts sur les concentrations plus élevés sous le vent des axes........................... 40
III.4.2. Impact au pas de temps horaire selon les secteurs de vent............................................ 45
IV. L’IMPACT DU TRAFIC ROUTIER EN TOUT POINT DU DOMAINE......................................................47
IV.1. LE MODELE ADMS-Urban / UN MODELE DETERMINISTE................................................................... 47
IV.2. LES DONNEES D’ENTREE UTILISEES ......................................................................................................... 47
IV.2.1. Les émissions ....................................................................................................................................... 48
IV.2.2. Le niveau de fond............................................................................................................................. 50
IV.2.3. La météorologie ................................................................................................................................ 50
IV.3. MODELISER SUR DES MILLIERS DES POINTS POUR INTERPOLER SUR TOUT LE DOMAINE .......... 51
IV.4. EVOLUTION DE L’IMPACT DES AXES ROUTIERS AU COURS DE LA JOURNEE.............................. 52
IV.4.1. Dioxyde d’azote................................................................................................................................ 53
Airparif - Surveillance de la qualité de l’air en Ile-de-France
Etude de la pollution de l’air dans le V al-de-Marne Ouest - Juillet 2009
1
IV.4.2. Benzène ............................................................................................................................................... 55
IV.4.3. Particules PM10 .................................................................................................................................. 57
V. ESTIMATION DES NIVEAUX MOYENS ANNUELS ET SITUATION PAR RAPPORT AUX NORMES DE
QUALITE DE L’AIR EN VIGUEUR ........................................................................................................58
V.1. DES DEPASSEMENTS DES VALEURS REGLEMENTAIRES POUR LE DIOXYDE D’AZOTE, LES PM10
ET LE BENZENE...................................................................................................................................................... 58
V.1.1. Méthodologie ..................................................................................................................................... 58
V.1.2. Le dioxyde d’azote : des valeurs réglementaires largement dépassées sur une grande
majorité d’axes routiers................................................................................................................................ 60
V.1.3. Le benzène : des dépassements de l’objectif de qualité limités aux axes majeurs ...... 63
V.1.4. Les particules PM10 : des dépassements de l’objectif de qualité limités aux axes
majeurs.............................................................................................................................................................. 65
V.2. POUR LES AUTRES POLLUANTS, DES NIVEAUX EN DEÇA DE LA REGLEMENTATION................... 67
V.2.1. Le benzo(a)pyrène : des résultats très largement inférieurs à la valeur cible.................. 67
V.2.2. Des niveaux d’arsenic, nickel, cadmium et plomb très inférieurs aux normes................ 69
VI. CONCLUSION............................................................................................................................74
2
GLOSSAIRE
Généralités :
Emissions : rejets de polluants dans l’atmosphère.
Modélisation : calcul de la pollution à partir d’outils informatiques.
Normes :
Objectif de qualité : il correspond à une qualité de l’air jugée acceptable que la
réglementation française définit comme objectif à atteindre dans un délai donné (quelques
années).
Valeur limite : valeur réglementaire contraignante qui doit être respectée chaque année,
définie par la réglementation européenne et reprise dans la réglementation française. Les
valeurs limites s'appliquent à une certaine échéance. Un dépassement de valeur limite doit être
déclaré au niveau européen. Dans ce cas, des plans d’actions motivés doiv ent être mis en
œuvre afin de conduire à une diminution rapide des teneurs en dessous du seuil de la valeur
limite. La persistance d'un dépassement peut conduire à un contentieux avec l'Union
Européenne. La plupart des valeurs limites voient leurs seuils diminuer d'année en année.
Organismes :
AASQA : Association Agréée de Surveillance de la Qualité de l’Air
ADEME : Agence De l'Environnement et de la Maîtrise de l'Energie
Citepa : Centre Interprofessionnel Technique d’Etudes de la Pollution Atmosphérique
Ddass : Direction Départementale des Affaires Sanitaires et Sociales
DDE : Direction Départementale de l’Equipement
Dirif : Direction Inter-régionale des Routes Ile-de-France
Dreif : Direction Régionale de l’Equipement en Ile-de-France
Ineris : Institut National de l’Environnement Industriel et des Risques
LCSQA : Laboratoire Central de Surveillance de la Qualité de l’Air
OMS : Organisation Mondiale de la Santé
Polluants :
As : Arsenic
BaP : Benzo(a)pyrène
Ba : Baryum
Cd : Cadmium
Cr : Chrome
HAP : Hydrocarbures Aromatiques Polycycliques
Hg : Mercure
Ni : Nickel
NO : Monoxyde d’azote
NO2 : Dioxyde d’azote
NOx : Oxydes d’azote
O3 : Ozone
PM10 : Particules de diamètre inférieur à 10 µm
PM2,5 : Particules de diamètre inférieur à 2,5 µm
Pb : Plomb
SO2 : Dioxyde de soufre
3
4
I. CONTEXTE ET OBJECTIFS DE L’ETUDE
La Direction Départementale des Affaires Sanitaires et Sociales (DDASS) du Val-de-Marne
souhaite évaluer le risque sanitaire de la population du Val-de-Marne, lié à la pollution
atmosphérique, afin de pouvoir, à terme, proposer des mesures de gestion des risques.
Outre les grandes zones industrielles du département, sources particulières de pollution
atmosphérique, il existe plusieurs autres sources importantes. Ainsi, aux émissions de polluants
atmosphériques
engendrées
par ces zones industrielles, s’ajoutent
celles de
grosses
infrastructures de transport (autoroutes, aéroport…), ainsi que les pollutions dues à un habitat
dense. Une population importante est donc potentiellement exposée dans le département à
des pollutions cumulées.
La DDASS a choisi de centrer son étude sur la principale zone industrielle du département,
située à Vitry sur Seine. La zone d’étude est délimitée dans un rayon de trois kilomètres autour
de cette zone, périmètre comprenant autant que possible les principaux axes routiers du
département (A6, A4, A86), et délimité par les limites administratives des communes comprises
dans ce périmètre.
La DDASS souhaite notamment pouvoir caractériser l’impact sanitaire attribuable aux zones
industrielles de ce secteur, celui attribuable aux principaux axes routiers autour de la zone
industrielle et celui imputable à la pollution de fond du Val-de-Marne et plus généralement de
l’agglomération parisienne. Dans ce cadre, la DDASS a confié à Airparif l’élaboration et la
réalisation d’un diagnostic de la qualité de l’air dans le secteur visant à caractériser :

la pollution atmosphérique engendrée par les principaux axes routiers du secteur
choisi

la pollution de fond hors de l’influence directe de ces axes routiers et de celle des
zones industrielles.
Les travaux d’investigation sur la pollution due à la zone industrielle de Vitry-sur-Seine puis aux
autres zones industrielles du département seront envisagés ultérieurement.
5
II. METHODOLOGIE
II.1. UN VASTE DOMAINE D’ETUDE TRAVERSE PAR DE NOMBREUX AXES
Le diagnostic de qualité de l’air porte sur un domaine d’étude d’environ 88 km2, correspondant
à la Zone d’Etude Principale définie par la DDASS. Centrée sur la zone industrielle de Vitry-surSeine, cette zone regroupe 16 communes du Val-de-Marne et compte environ 580 000
habitants.
Cette étude a pour objectif d’estimer d’une part le niv eau de fond sur l’ensemble de cette
zone, et d’autre part les niveaux de pollution engendrés spécifiquement par le trafic routier,
dans les zones d’influence des axes. Le domaine d’étude est présenté sur la Figure 1, ainsi que
le réseau routier pris en compte dans l’évaluation de la qualité de l’air au voisinage des axes
routiers.
A4
N19
N6
Sud
160
N7
N305
A86
D1
N406
Fond de carte : source IGN – Février 2006
N186
Figure 1 : Domaine d’ét ude et réseau rout ier principal pris en compt e
6
On appelle « niveau de fond » le niveau de pollution mesuré hors de l’influence directe des
sources de pollution. Il représente une ambiance générale de la pollution urbaine d’un secteur.
Ce niveau est mesuré sur des sites implantés suffisamment loin des sources locales identifiées,
comme les axes routiers ou les grandes sources industrielles, pour ne pas être directement
influencés par ces dernières. Le niveau de fond représente une référence basse des niv eaux de
pollution rencontrés, pour un secteur donné.
A ce niv eau de fond, se rajoutent localement, dans les zones situées sous l’influence directe des
sources d’émission les concentrations engendrées spécifiquement par ces sources. Ainsi, à
proximité immédiate des axes routiers, les niveaux d’oxyde d’azote sont sensiblement plus
élevés que le niv eau de fond, et décroissent au fur et à mesure que l’on s’éloigne de l’axe pour
retrouver la valeur du fond. L’étendue et la forme de la zone d’influence dépend du type et de
l’importance de la source d’émission considérée.
II.2. DES POLLUANTS D’INTERET A PROXIMITE DU TRAFIC ROUTIER
Les polluants étudiés sont le dioxyde d’azote, le benzène, les particules PM10, les
particules fines PM2.5, le benzo(a)pyrène, le formaldéhyde, l’acétaldéhyde, l’acroléine, le
plomb, l’arsenic, le nickel, le cadmium, le chrome et le baryum.
A trois exceptions près (SO2, 1,3-butadiène et Hg), les polluants retenus sont ceux figurant dans
le cahier des charges élaboré par la DDASS du Val-de-Marne sur la base de la circulaire du 25
février 2005 [1] [2], relativ e à la prise en compte des effets sur la santé de la pollution de l’air
dans les études d’impact des infrastructures routières et son annexe.
Les concentrations pour le dioxyde de soufre (SO2) n’ont pas été étudiées. En effet, d’après les
observations du réseau fixe d’Airparif depuis plus de dix ans, on sait avec certitude que les
niveaux en SO2 sont bien inférieurs aux valeurs limites fixées par les directives européennes, que
ce soit en situation de fond ou de proximité au trafic. Par conséquent, ce composé n’est plus
aujourd’hui un indicateur pertinent de la pollution engendrée par le trafic routier. Il est intégré
dans la circulaire pour sa présence dans les fondants routiers utilisés dans le cadre des travaux
de réfection des routes.
Bien qu’intéressante dans la problématique trafic routier, la mesure du 1,3 butadiène n’est pas
assurée dans la présente étude pour des raisons techniques et logistiques. Airparif ne dispose
pas de moyens de mesure pour ce composé pouvant être mis en place lors de campagnes
temporaires. Pour information, le 1,3 butadiène est suivi sur un site en Ile-de-France, à savoir sur
la station permanente de Paris 1er Les Halles. Actuellement, il n’existe pas de valeur de
7
référence dans les normes françaises ou européennes en matière de qualité de l’air ambiant
pour le 1,3 butadiène. De même, le mercure n’a pas été intégré dans l’étude ; il n’est pas
spécifiquement un traceur du trafic routier mais des travaux de réfection des routes. De plus, les
techniques de mesure sont complexes et coûteuses.
La liste de polluants retenus couvre l’essentiel des polluants d’intérêt à proximité du trafic routier
réglementés par les législations françaises et européennes [3] à [9]. Elle couvre à la fois les
polluants émis à l’échappement, mais aussi ceux émis à l’évaporation, par l’abrasion des
équipements des véhicules (freins, pneumatiques …), ainsi que ceux liés à l’abrasion des routes
et la remise en suspension. L’annexe 1 résume les principales sources routières et les méthodes
de mesure associées à ces polluants.
Les oxydes d’azote sont majoritairement définis sous deux formes chimiques, à savoir le
monoxyde d’azote (NO) et le dioxyde d’azote (NO2). Le monoxyde d’azote est dit « primaire »
car il est émis directement par les différentes sources d’émissions de NOx. Le NO2 est en partie
émis directement, mais il est également formé par l’oxydation du monoxyde d’azote par
d’autres oxydants de l’air. Ce polluant est réglementé aux niv eaux national et européen pour
ses effets reconnus sur la santé humaine. Il présente actuellement des niv eaux problématiques
en Île-de-France notamment dans l’agglomération parisienne vis-à-vis des objectifs de qualité.
Les émissions d’oxydes d’azote apparaissent dans toutes les combustions, à hautes
températures, de combustibles fossiles (charbon, fuel, pétrole...). Les principaux secteurs
d’émission sont le trafic routier, qui contribue pour 54 % aux émissions régionales de NOx et le
secteur résidentiel et tertiaire (y compris chauffage urbain) pour 19 %. Le secteur industriel
contribue pour 4 % aux émissions de NOx régionales. Le monoxyde d’azote (NO) rejeté par les
pots d’échappement est oxydé par l’ozone et se transforme en dioxyde d’azote (NO2). Les
oxydes d’azote représentent aujourd’hui le principal indicateur de la pollution liée aux
transports.
Les particules PM10 et PM2.5 ne constituent pas une espèce chimique unique. Il s’agit d’un
mélange complexe de composés chimiques en suspension dans l’air, dont les origines sont
diverses. Les particules peuvent être émises directement par les sources d’émission. Les
principaux secteurs d'émission des particules de diamètre inférieur à 10 µm (PM10) sont le trafic
routier (28 % des PM10), le secteur résidentiel et tertiaire (26 %) et l'industrie (24 %). Mais elles
peuvent également être formées par transformation chimiques de précurseurs gazeux tels que
les oxydes d’azote, l’ammoniac et les COV, on parle alors de particules secondaires. Enfin, elles
peuvent être issues de transports à longue distance ou de phénomènes de remises en
suspension sous l’action du vent ou du trafic routier.
8
Le benzène appartient à la famille des Composés Organiques Volatiles, qui représente des
centaines de composés individuels. Il est contenu dans l’essence, bien que les teneurs aient été
fortement limitées en 2000. De par ses effets sur la santé, cancérigène identifié, ce polluant est
réglementé au niveau national et européen. Les composés organiques volatils sont émis
majoritairement par l’industrie manufacturière (36 %) (dont 26 % liés à l’utilisation de solvants), le
reste des émissions provenant du secteur résidentiel et tertiaire (28 %) (notamment de
l’utilisation domestique de solvant), du trafic routier (21 %) et des émissions naturelles (12 %).
Le benzo(a)pyrène appartient à la famille des Hydrocarbures Aromatiques Polycycliques, qui
constituent une vaste famille de quelques centaines de composés de structure chimique
commune. Ils sont produits par tous les phénomènes de combustion. Outre les activ ités
industrielles (incinération,…), le chauffage résidentiel (combustion du bois, du fuel, du charbon),
et les moteurs des véhicules diesel sont les principales sources de HAP dans l’air ambiant. Le
benzo(a)pyrène, reconnu cancérigène pour l’homme, est le seul HAP réglementé aux niv eaux
européen (depuis 2004) et français (depuis 2008).
II.3. UNE METHODOLOGIE COUPLANT MESURES ET MODELISATION
Compte-tenu de la taille du domaine considéré, le diagnostic sera établi au moyen de
deux outils complémentaires : une modélisation d’une part, et des campagnes de mesure
d’autre part. La modélisation permet de documenter les niveaux sur l’ensemble du domaine
d’étude. Les mesures ponctuelles permettent de décrire les concentrations avec une
incertitude plus faible, de valider la modélisation et de renseigner des composés pour lesquels
une modélisation n’est pas envisageable. En effet, les capacités de modélisation sont variables
suivant les polluants (niveaux d’incertitude, qualité des données d’entrées, état des
connaissances scientifiques, …).
Il est, d’une part, proposé une modélisation fine des niveaux de NO2, benzène et particules
PM10 sur l’ensemble des axes retenus du domaine d’étude. Les zones géographiques
influencées par les axes et les niveaux rencontrés dans ces zones sont aussi estimés par
modélisation géostatistique. L’approche par modélisation permet de couvrir l’ensemble des
axes du domaine d’étude. Elle est complétée par des mesures, permettant de valider et ajuster
si nécessaire les sorties de modélisation. L’association des mesures et des résultats de
modélisation est réalisée à partir de méthodes géostatistiques. De même, la pollution de fond
sera estimée par modélisation et confrontée aux observations réalisées durant la campagne de
mesure.
9
Concernant les particules PM10, il est à noter que les phénomènes régissant les niveaux sont
complexes (émissions directes, remise en suspension, transport longue distance, réactions
chimiques) ; par conséquent la modélisation permet d’obtenir des ordres de grandeur pour ces
composés. Les mesures apportent évidemment des éléments pour juger de l’incertitude
associée aux sorties de modélisation en particules (PM10).
D’autre part, pour les polluants pour lesquels une modélisation ne permet pas de donner des
résultats avec une précision raisonnable (du fait des imprécisions sur les quantités émises
notamment), deux points de mesure sont proposés : le premier dans une zone d’impact
maximal des axes routiers, et l’autre en situation de fond, hors de l’influence des principaux axes
routiers et de la zone industrielle. Les polluants concernés sont les métaux (Chrome, Nickel,
Cadmium, Plomb, Arsenic, Baryum), l’Acroléine, le Formaldéhyde, l’Acétaldéhyde, le
Benzo(a)pyrène et les particules fines (PM2.5). Ces mesures permettront d’évaluer le niv eau de
fond sur le secteur.
La caractérisation des niveaux de pollution devant servir pour l’Evaluation des Risques Sanitaires
pour les populations du secteur, les solutions proposées visent à permettre l’estimation de
moyennes annuelles.
10
III. DES CAMPAGNES DE MESURE QUI VISENT LE TRAFIC ROUTIER
III.1. LES MOYENS MIS EN OEUVRE
III.1.1. DES MOYENS DE MESURE COMPLEMENTAIRES
La campagne de mesure, complémentaire à la phase de modélisation, consiste à
instrumenter des sites de mesure d’échantillonneurs passifs et de sites automatiques. Les
échantillonneurs passifs permettent de renseigner finement la répartition spatiale en multipliant
les sites de mesure. Les sites automatiques permettent de suiv re les concentrations horaires et
d’en déduire l’évolution temporelle (au cours de la journée) de l’impact du trafic routier.
a) Des échantillonneurs passifs pour une résolution spatiale
Compte-tenu du nombre important de points de mesure nécessaires à la réalisation de ces
objectifs, notamment la cartographie des niv eaux de pollution sur l’ensemble du domaine
d’étude, les mesures ont été essentiellement réalisées au moyen de tubes à diffusion
(échantillonneurs passifs). Leur simplicité de mise en œuvre, leur faible encombrement et leur
coût modéré permettent d’implanter un grand nombre de points de mesure et d’établir une
cartographie fine du secteur concerné.
Le principe de fonctionnement consiste à piéger, par diffusion passive, le polluant recherché sur
un support (le tube) contenant un réactif chimique spécifique de ce polluant. Les tubes sont
fixés dans des abris de protection (cf. Figure 2). Ces abris, eux-mêmes fixés sur des supports dans
l’environnement (poteau, candélabre…) à environ 3 mètres du sol, permettent de protéger
l’échantillonneur de l’action directe du vent, du soleil et de la pluie, optimisant ainsi les
conditions de mesure. Les tubes sont ainsi exposés à l’air ambiant pendant une semaine, puis
sont ensuite acheminés en laboratoire pour être analysés afin de déterminer la concentration
moyenne de polluant dans l’air ambiant au cours de la période d’exposition. Toutes les
analyses ont été réalisées par Airparif.
11
(a)
(b)
Figure 2 : Tubes à diffusion inst allés sur un candélabre et détail des abris pour t ubes NO2 (a) et benzène (b)
Au total, 30 sites de mesure ont été instrumentés d’échantillonneurs passifs pour le dioxyde
d’azote1, 26 pour le benzène2 et 2 pour les aldéhydes3 (formaldéhyde, acétaldéhyde et
acroléine). Cette méthodologie ne permet pas la mesure des particules PM10 ni PM2.5.
b) Des sites automatiques pour une finesse temporelle
En complément, trois véhicules laboratoires d’Airparif ont été instrumentés afin de suivre en
continu les concentrations horaires en oxydes d’azote (le monoxyde d’azote et le dioxyde
d’azote individuellement) et en particules (PM10). Un des sites automatiques a aussi assuré le
suivi des particules fines (PM2.5). Il s’agit des principaux polluants émis ou produits en zone
urbaine, et soumis à une réglementation française et européenne.
Un véhicule laboratoire de mesure se présente sous forme d’analyseurs automatiques installés
dans un véhicule ou une remorque (cf. Figure 3). Le fonctionnement d’un véhicule laboratoire
est identique à celui de l’ensemble des stations permanentes du réseau permanent d’Airparif et
implique des contraintes techniques lourdes : accès et connexion aux lignes électrique et
téléphonique ainsi que la maintenance régulière des analyseurs.
Les tubes passifs de dioxyde d’azote sont fournis par la société suisse PASSAM AG certifiée ISO 17025. Ils sont analysés
par le laboratoire de chimie d’Airparif selon la méthode de spectrophotométrie d’absorption dans le visible.
2 Les tubes passifs de benzène sont fournis par le laboratoire I.R.C.C.S. de la Fondazione Salvatore Maugeri (Italie) et
analysés par Airparif (par désorption thermique selon la méthode de chromatographie en phase gazeuse).
1
3
Les tubes passifs des aldéhydes sont fournis par le laboratoire I.R.C.C.S. de la Fondazione Salvatore Maugeri (Italie) et
analysés par Airparif (par chromatographie liquide haute performance et détection UV).
12
(a) Analyseurs automatiques
(b) V éhicule laboratoire installé sur site
28 avenue Rouget de l’Isle à V itry-sur-Seine
à proximité de la RN305
Figure 3 : Véhicule-laborat oire d’Airparif dans lequel sont inst allés les analyseurs aut omat iques.
Les méthodes de mesure utilisées sont les suivantes :

NOx : chimiluminescence, conformément à la norme NFX 43-018,

PM10 et PM2,5 : micro-balance à l’aide des analyseurs automatiques de type
RP1400 (R&P) appelés aussi TEOM en prenant en compte la norme EN 12341
avec implantation d’un FDMS ; l’ajustement des niveaux pour une meilleure prise
en compte de la fraction volatile des particules est assuré à l’aide de FDMS
implantés sur le réseau Airparif, comme demandé au niveau national à partir du
1er janvier 2007.
Contrairement aux mesures effectuées par tubes à diffusion passive, où l’on dispose d’une
valeur de concentration moyennée sur 7 jours, les analyseurs automatiques permettent quant à
eux la mesure des polluants heure par heure. Cette finesse des mesures horaires permet
d’étudier, d’une part l’évolution temporelle de la pollution tout au long de la journée, et
d’autre part le comportement des niveaux des polluants suiv is en fonction de la provenance
des vents. L’impact potentiel de sources locales d’émissions telles que des axes routiers peut
ainsi être identifié en couplant les résultats horaires des polluants et les paramètres
météorologiques.
Dans le domaine d’étude, sont également présentes les stations automatiques de fond de Vitrysur-Seine et Ivry-sur-Seine appartenant au réseau permanent d’Airparif.
13
c) Des prélèvements actifs pour mesurer les composés à l’état de traces
Les mesures de benzo(a)pyrène et de métaux font appel à des prélèvements sur filtre, analysés
en différé en laboratoire. Ces prélèvements, réalisés à partir d’un grand volume d’air,
permettent de quantifier des composés présents dans l’atmosphère à l’état de traces, à savoir
des concentrations de l’ordre du ng/m3. Deux prélèvements ont été implantés sur la commune
de Vitry-sur-Seine pour cette étude : l’un sur le véhicule laboratoire, en situation de proximité au
trafic routier, le second sur la station de fond de Vitry-sur-Seine.
Pour le benzo(a)pyrène (BaP), les mesures sont effectuées par pompage actif sur filtre en fibre
de verre et résine XAD2, suivant la norme NFX 43025. Les mesures sont journalières, un
prélèvement tous les 3 jours a été réalisé de manière identique au suivi mis en place sur le
réseau permanent d’Airparif. Ce pas de temps permet notamment d’échantillonner
alternativ ement tous les types de jour de la semaine. Pour les métaux, les prélèvements sont
réalisés sur filtre en quartz à l’aide de préleveurs Partisol+, suivant la norme NF EN14902. Il s’agit
de prélèvements hebdomadaires. Les analyses ont été sous-traitées au Laboratoire d’Hygiène
de la mairie de Paris pour le BaP4 et Micropolluants pour les métaux5.
L’annexe 1 résume les méthodes de mesure utilisées pour chaque polluant.
III.1.2. DES SITES DE MESURE AU PLUS PRES DES AXES ROUTIERS
Les sites de mesure ont été validés suiv ant la classification et les critères nationaux
d’implantation des stations de surveillance de la qualité de l’air édictés par l’Ademe [10] et le
Ministère de l’Ecologie, de l’Energie, du Développement Durable et de l’Aménagement du
Territoire. Les échantillonneurs passifs ont été installés soit en situation de proximité routière, soit
en situation de fond, soit classés en observation en zone influencée. Deux sites de mesure
automatiques ont été implantés en situation de proximité du trafic routier, le troisième en zone
influencée par le trafic. L’emplacement précis des sites de mesure a été déterminé en fonction
de la densité de population, de l’urbanisme, du trafic routier et des émissions engendrées par
ce dernier.
La majorité des sites avec tubes à diffusion ont été implantés en bordure immédiate des axes
de façon à documenter, dans la mesure du possible, chaque axe défini dans le cahier des
charges. Selon la classification de l’Ademe, un site trafic doit être implanté à moins de 5 mètres
4
5
Le benzo(a)pyrène est analysé par chromatographie liquide et détection par émission de fluorescence
Les métaux sont analysés par spectrométrie d’absorption atomique
14
de la première voie de circulation. Pour des raisons de sécurité, certains sites ont été implantés
à une distance légèrement supérieure, de l’ordre de 7 à 8 mètres, et sont donc désignés par la
classification « influencée ». Quelques sites ont également été instrumentés de façon à évaluer
la décroissance des niveaux de pollution en s’éloignant des axes. Enfin, quelques sites de fond,
implantés hors de l’influence directe des sources de pollution (industrie ou trafic) ont été répartis
régulièrement dans le domaine d’étude afin de permettre d’évaluer et de cartographier le
niveau de fond du Val-de-Marne. On considère généralement qu’un site de fond doit être
implanté à une distance minimale de 100 mètres d’un axe routier emprunté par plus de 40 000
véhicules par jour et 200 mètres par 70 000 véhicules par jour.
Pour l’implantation des véhicules laboratoires, les axes routiers les plus chargés ont été
recherchés. Pour des raisons évidentes de sécurité, il n’est pas possible d’installer ce type de
matériel à proximité immédiate des autoroutes dans le cadre d’une campagne temporaire. Les
sites ont donc été implantés en bordure de deux routes nationales identifiées comme les plus
chargées dans des travaux menés précédemment par Airparif [11] : la RN305 à Vitry-sur-Seine
(site n°16) et la RN6 à Villeneuve-Saint-Georges (site n°19). Le troisième laboratoire (site n°21), est
voisin du site n°19 à Villeneuve-Saint-Georges, il a été installé dans une zone résidentielle, en
situation « influencée » afin d’évaluer l’impact de la RN6 à une distance d’environ 70 mètres. La
Figure 4 illustre le plan d’échantillonnage final, dont le détail est décrit en annexe 3.
Il est à noter que le site trafic de Vitry-sur-Seine a été implanté à l’extrême sud de la commune
et non pas au centre-ville, pourtant plus représentatif en terme de densité de population. Ce
choix s’explique par la présence d’une voie centrale réservée aux bus, qui entraîne un
élargissement de la nationale et une probable dilution des niv eaux de pollution. Néanmoins, un
site de mesure par tube à diffusion a été instrumenté au centre de Vitry, à proximité de la
mairie, afin de vérifier l’impact de cette voie centrale sur les niv eaux de pollution.
15
Sites trafic
VITRY-SUR-SEINE
Sites influencés
Sites de fond
Laboratoires
L’HAY-LES-ROSES
VILLENEUVE-ST-GEORGES
Figure 4 : Emplacement des sites de mesure équipés de t ubes à diffusion.
Pour la mesure du benzo(a)pyrène, des métaux et des aldéhydes, un site en situation de fond
et un site en situation de proximité du trafic routier ont été instrumentés. Le site de fond est la
station permanente Airparif de Vitry-sur-Seine (site n°11). Le site en situation de proximité
correspond au véhicule laboratoire implanté sur la commune de Vitry-sur-Seine (site n°16).
16
VITRY-SUR-SEINE
VILLENEUVE-ST-GEORGES
N6
N305
A86
Site n° 16 : N305 Labo Vitry
Site n° 19 :
N6 Labo Villeneuve St G.
Site n° 21 :
Labo VSG Allée Jusselin
Figure 5 : Implant ation des véhicules-laborat oires durant la campagne hivernale
III.1.3 QUATRE A SIX SEMAINES DE MESURE
La durée des campagnes initialement prévue était de quatre semaines. Cette durée
permet en général de rencontrer des conditions météorologiques représentativ es de la période
saisonnière étudiée et ainsi permettre une estimation fiable des moyennes annuelles pour ces
polluants classiques. Pour le NO2, le benzène et les particules, la période hivernale (25 février au
25 mars 2008) a été retenue, les conditions climatiques étant en général plus stables en hiv er,
engendrant des niv eaux de pollution plus élevés pour les polluants concernés par cette étude.
Néanmoins, compte-tenu des conditions météorologiques très dispersiv es observées pendant la
campagne (voir IV.1), les mesures automatiques ont été prolongées d’une semaine afin de
tenter de documenter des niveaux de pollution plus élevés. La campagne hivernale a donc eu
lieu du 25 février au 25 mars 2008 pour les tubes à diffusion, et du 23 février au 1er avril 2008 pour
les analyseurs automatiques.
17
Pour le benzo(a)pyrène, les métaux, le formaldéhyde, l’acétaldéhyde et l’acroléine, deux
campagnes de mesures ont été réalisées : une en période hivernale identique à celle
effectuée pour les tubes à diffusion (25/02 au 25/03/08) et une seconde en période estivale, du
16 juin au 15 juillet 2008. Cela permet, pour ces polluants dont le comportement dans
l’atmosphère est moins bien décrit, de connaître les variations saisonnières. En effet, la
dégradation dans l’atmosphère peut varier suivant la saison considérée, tout comme la nature
et l’importance des émissions. La durée de chaque campagne de mesure est de quatre
semaines.
III.2. LES CONCENTRATIONS OBSERVEES PENDANT LES CAMPAGNES
III.2.1. CONDITIONS METEOROLOGIQUES
Une appréciation préliminaire des conditions météorologiques rencontrées lors des campagnes
de mesure permet de mieux appréhender leurs influences sur les niveaux de pollution
atmosphérique observés.
En effet, les conditions météorologiques jouent un rôle très important de dispersion ou
d’accumulation des polluants atmosphériques émis, dans la mesure où plus les conditions sont
dispersives, plus les niveaux observés sont faibles. Ces conditions de stabilité ou de dispersion
peuvent être définies par un ou plusieurs paramètres météorologiques, comme la hauteur de la
couche de mélange, les inversions de température ou la vitesse du vent. Tandis que les deux
premiers favorisent l’accumulation de la pollution et permettent d’appréhender la stabilité
« verticale » de l’atmosphère, au contraire la vitesse de vent peut être considérée comme
représentativ e de la dispersion « horizontale ». Ainsi les conditions les plus défavorables à la
dispersion de la pollution atmosphérique se rencontrent lorsque les vitesses de vent sont nulles
ou très faibles (0 à 2 m/s), alors que la vitesse moyenne observée en Ile-de-France est voisine de
3 m/s.
En conséquence, les niveaux de pollution diminuent lorsque les conditions de dispersion
s’améliorent avec un brassage de l’air de plus en plus favorable. Au contraire, lors de périodes
de vents faibles, les concentrations en polluants sont plus importantes du fait de la stabilité de
l’atmosphère, qui entraîne une accumulation de la pollution et des niveaux de pollution plus
élevés. A titre d’exemple, la Figure 6 montre ce phénomène pour les données horaires de
particules mesurées sur les véhicules laboratoires pendant la campagne hivernale. Les
commentaires suivants s’appuient sur les observations (vitesse et direction de vent) de la station
Météo-France située à Orly.
18
[0-2] m/s
]2-4] m/s
]4-6] m/s
>6 m/s
Co ncentration s en µg/m3
50
40
30
20
10
0
N305
Vitry-sur-Seine
N6
Villeneuve St Georges
Allée Jusselin
Figure 6 : Niveaux de part icules PM10 en fonction de la vitesse du vent durant la campagne de mesure
hivernale
a) Des conditions météorologiques hivernales très dispersives
La campagne de mesure hivernale se caractérise par des conditions météorologiques peu
contrastées et globalement très favorables à la dispersion des polluants.
La campagne a démarré avec une semaine sèche et ensoleillée, accompagnée de
températures très douces pour la saison. Dans l’ensemble, le mois de mars a ensuite été
nuageux, avec un excédent pluviométrique important par rapport à la normale. A l’exception
des premiers jours du mois, la première quinzaine a connu des températures très douces pour la
saison, allant jusqu’à 16°C le 15. A partir du 18, les températures chutent brutalement avec le
retour des gelées matinales. Cette fin de campagne est également marquée par l’arriv ée de
nombreuses giboulées de pluie et de neige fondue. Certaines journées sont particulièrement
pluvieuses, comme le 21 mars, et quelques chutes de neige sont observées le 23.
En terme de vent, la campagne se caractérise par une nette prédominance de vents de
secteurs Sud-Ouest. La Figure 7 représente la fréquence des secteurs de vent en fonction de
leur vitesse observée du 25 février au 25 mars 2008 à la station Météo-France d’Orly, située en
bordure du domaine d’étude. Les aires en bleu ciel correspondent aux conditions les plus
favorables à l’accumulation des polluants (vitesse de vent inférieure ou égale à 3 m/s), tandis
que les régimes les plus favorables à la dispersion des polluants sont représentés en orange
(vitesse de vent supérieure à 5 m/s). Il apparaît clairement que les conditions météorologiques
ont été très majoritairement favorables à la dispersion des polluants lors de la campagne. Les
mesures automatiques de NO2 et particules PM10 et PM2.5 ont été prolongées d’une semaine,
19
du 25 mars au 1er avril, en espérant pouvoir documenter des conditions météorologiques plus
contrastées, mais celles-ci ont été toutes aussi dispersives.
> 5 m/s
3 - 5 m/s
0 - 3 m/s
10%
8%
6%
4%
2%
0%
Figure 7 : Fréquence (en %) des secteurs de vent s en fonction de leur vit esse observés à Orly au cours de la
campagne de mesure hivernale (d’après données Météo-France).
En comparaison, la Figure 8 représente une rose des vents moyenne à la station Météo-France
de Paris-Montsouris sur la période 1981-2000. Il apparaît nettement sur la Figure 7 une surreprésentation des vents forts, et une sous-représentation des vents de secteur Nord à Nord-Est.
Figure 8 : Fréquence moyenne (en %) des sect eurs de vents en fonction de leur vitesse observés à ParisMontsouris sur la période au cours de la période 1981 à 2000 ( Source Météo-France).
20
Ces conditions dispersives ont entraîné des niv eaux de pollution modérés voire faibles, comme
en témoigne la Figure 9 qui illustre l’évolution de l’indice ATMO au cours de la campagne de
mesure. Rappelons que l’indice de qualité de l’air ATMO est un chiffre allant de 1 à 10 associé à
un qualificatif (de très bon (1) à très mauvais (10)) qui qualifie la qualité de l’air globale. Son
calcul est basé sur les concentrations de 4 polluants atmosphériques : le dioxyde d’azote,
l’ozone, les particules PM10 et le dioxyde de soufre. Un sous-indice est calculé pour chacun de
ces composés et l’indice ATMO est égal au sous-indice le plus fort. Il apparaît sur la Figure 9 que
la qualité de l’air a été qualifiée de « bonne » (indice 3 et 4) sur l’ensemble de la période de
mesure, y compris pendant la semaine de prolongation des mesures automatiques. Aucun
épisode de pollution n’a été enregistré pendant cette période.
10
9
8
Indice ATMO
7
6
1ère série
2ème série
3ème série
4ème série
10
9
8
7
6
5
4
3
2
1
Très mauvais
Mauvais
Mauvais
Médiocre
Médiocre
Moyen
Bon
Bon
Très bon
Très bon
5
4
3
2
1
0
23/2 25/2 27/2 29/2
2/3
4/3
6/3
8/3
10/3 12/3 14/3 16/3 18/3 20/3 22/3 24/3 26/3 28/3 30/3
1/4
Figure 9 : Évolut ion de l’indice ATMO au cours de la campagne de mesure hivernale
La Figure 10 représente l’évolution mensuelle de la concentration moyenne de NO2 sur
l’agglomération calculée de mai 2007 à avril 2008 de façon à englober la période de mesure,
comparée à la moyenne des 3 dernières années. Elle montre bien que les niv eaux les plus
élevés sont rencontrés durant l’hiv er. Toutefois, le mois de mars 2008 a enregistré les niveaux de
pollution les plus faibles de l’hiv er, et très inférieurs à ceux de février, alors que mars était le mois
le plus fort en moyenne de 2004 à 2006.
21
50
45
Moy 2004-2006
2007-2008
40
35
µg/m
3
30
25
20
15
10
5
0
Mai
Juin
Juil
Août
Se pt
Oct
Nov
Déc
Janv
Fév
Mars Av ril
Figure 10 : Evolut ion mensuelle de la concentration moyenne de dioxyde d’azot e de l’agglomération
parisienne du 1er mai au 30 avril , pour la moyenne des années 2004 à 2006 et 2007-2008
b) Des conditions météorologiques estivales, mais assez dispersives
La campagne d’été a connu des conditions météorologiques de saison : un ensoleillement
important, des températures estivales proches de 25°, atteignant 30° fin juin et très peu de
précipitations.
La figure 10 illustre la fréquence des secteurs des vent en fonction de leur vitesse relevée
pendant la campagne sur la station Météo-France d’Orly.
> 5 m/s
3 - 5 m/s
0 - 3 m/s
10%
8%
6%
4%
2%
0%
Figure 11 : Fréquence (en %) des secteurs de vent s en fonction de leur vit esse observés à Orly au cours de
la campagne de mesure est ivale (d’après données Météo-France).
22
Comme pour la campagne hivernale, ce sont les vents de secteur ouest à sud-ouest qui
dominent largement les quatre semaines de mesure. On observe en particulier une absence de
vents de secteurs nord-est à sud-est, qui auraient permis de documenter des situations de
pollution contrastées, en plaçant la zone d’étude sous des influences différentes, notamment
celle du cœur dense de l’agglomération. Il apparaît également que les vitesses de vent très
faibles sont assez minoritaires, et que les vents ont été plutôt modérés pendant la campagne,
donc plutôt favorables à la dispersion des polluants.
Malgré des conditions météorologiques bien estivales, ces conditions de vent expliquent que, la
qualité de l’air a été qualifiée de « bonne » (Indice Atmo de 3 à 4) sur toute la période, à
l’exception de 4 jours « moyens » (Indice Atmo de 5, associé à l’ozone). Aucun épisode de
pollution n’a été enregistré au cours de cette période. En particulier, il ne s’est produit aucune
situation anticyclonique stable accompagnée d’import de masses d’air continentales pouvant
entraîner une forte production d’ozone et une stagnation des polluants.
10
9
8
7
Indice ATMO
Très mauvais
Mauvais
Mauvais
Médiocre
Médiocre
Moyen
Bon
Bon
Très bon
Très bon
10
9
8
7
6
5
4
3
2
1
6
1ère série
2ème série
3ème série
4ème série
5
4
3
2
1
0
15/6
17/6
19/6
21/6
23/6
25/6
27/6
29/6
1/7
3/7
5/7
7/7
9/7
11/7
13/7
15/7
Figure 12 : Évolut ion de l’indice ATMO au cours de la campagne de mesure est ivale
III.2.2. NIVEAUX MOYENS DE POLLUTION MESURES PENDANT LES CAMPAGNES
Les niveaux moyens enregistrés durant les campagnes de mesure dans le domaine
d’étude ne sont représentatifs que d’une courte période de mesure et ne sont donc pas
directement comparables aux normes de qualité de l’air en vigueur à l’échelle annuelle. Les
analyses réalisées dans ce paragraphe sont relativ es aux valeurs mesurées pendant les
campagnes. Dans le paragraphe V, ces résultats seront annualisés et rapportés aux normes de
23
qualité de l’air. Le paragraphe III.2. traite essentiellement des résultats moyennés sur la durée
des campagnes de mesure. L’ensemble des résultats des différentes séries de mesure sont
détaillés en annexe 4.
Les niveaux moyens de pollution atmosphérique permettent d’établir des comparaisons entre
sites de mesure temporaires et stations du réseau permanent d’Airparif sur les périodes de
mesure. De plus, ces résultats permettent l’analyse des impacts potentiels engendrés par des
sources d’émissions locales, notamment à l’aide de l’étude de paramètres météorologiques
tels que les directions de vent.
a) Des niveaux élevés en dioxyde d’azote sur les autoroutes
La Figure 13 illustre les concentrations moyennes en dioxyde d’azote mesurées sur les sites trafic
µg/m3
(ou assimilé) au cours de la campagne hivernale.
Figure 13 : résult at s des mesures de dioxyde d’azote en site t rafic moyennés sur les 4 semaines de mesure
24
Comme attendu, les résultats en dioxyde d’azote les plus élevés, supérieurs à 60 µg/m3, sont
relevés sur les axes autoroutiers : A86 et A4, ainsi que sur la RN6 à Valenton. Ces niv eaux sont
très comparables à ceux mesurés sur certaines routes nationales (N7 en sortie de Paris, N6, N186
à hauteur de Créteil et le sud de la N305 à Vitry). Il faut néanmoins préciser qu’en raison de la
présence des bandes d’arrêt d’urgence et des glissières de sécurité, la plupart des sites
autoroutiers étaient placés un peu plus loin des premières voies de circulation que les tubes
implantés en bordure de nationale. Or, on sait que les niveaux de NO2 décroissent très vite
lorsque l’on s’éloigne de l’axe. On tiendra compte de ce paramètre dans l’ajustement des
résultats de modélisation.
Le reste des sites de mesure présentent dans l’ensemble des résultats assez homogènes, compris
entre 50 et 60 µg/m3. Trois sites relèvent des niveaux à peine plus élevés que le niv eau de fond :
l’A6 à hauteur de l’Haÿ-les-Roses (site n°4), la N305 au centre de Vitry (site n°12) et la D1 à
Créteil (site n°27). Le site de l’autoroute A6 à hauteur de l’Haÿ-les-Roses présente des niv eaux
très faibles au regard des autres autoroutes. Ceci peut s’expliquer par le fait que le site était
placé à environ 8 mètres à l’est de la première voie de circulation. Compte-tenu de la forte
prédominance des vents de secteur Sud-Ouest, le site a très rarement été placé sous l’influence
directe de cet axe. Pour les deux autres sites, la route est séparée en deux par une voie
centrale, réservée aux bus pour la RN305 et aux rails du métro pour la D1. On note d’ailleurs une
nette différence entre les deux sites implantés en bordure de la RN305, qui confirment que la
voie de bus entraîne une dilution des niv eaux de dioxyde d’azote. Les deux sites de mesure
équipés de véhicules-laboratoires présentent des résultats très comparables et figurent parmi les
sites les plus chargés.
Comment se situent ces niv eaux par rapport aux concentrations relevées en Ile-de-France ?
Afin de caractériser la qualité de l’air relevée sur les sites temporaires, il est intéressant de
positionner les niveaux de pollution enregistrés durant la campagne de mesure par rapport aux
teneurs relevées sur des stations fixes du réseau Airparif, situées non loin du domaine d’étude
et/ou représentativ es d’environnements caractéristiques (Boulevard Périphérique, niveau de
fond parisien) (voir Figure 14).
Le niveau de fond relevé sur le secteur est compris entre 30 et 37 µg/m3. Les sites d’étude sont
compris entre le centre de Paris et la station de Montgeron, située au sud de Villeneuve-SaintGeorges. On observe globalement une décroissance des niveaux du Nord au Sud du domaine,
conformément au motif de pollution observé habituellement sur le réseau Airparif,
essentiellement lié à la décroissance de la densité des émissions en s’éloignant du centre de
l’agglomération. Cependant, ce motif de décroissance est habituellement plus marqué dans
les secteurs géographiques placés sous l’influence de Paris, ce qui n’a pas été le cas de la zone
d’étude au cours de la campagne, compte-tenu de la forte prédominance de vents de
25
secteur Sud-Ouest. Ceci entraîne certaines particularités, liées à la configuration locale du site
de mesure. Ainsi, on observe une différence sensible entre les deux sites de mesure de fond
implantés à Vitry-sur-Seine. Le site n°14, pourtant situé plus près de Paris, et de surcroît au centreville de la commune et plus près de la zone industrielle de Vitry-sur-Seine, présente des niv eaux
plus faibles que la station de mesure permanente d’Airparif, située plus au sud. Ceci s’explique
par les secteurs de vent, qui ont souvent placé la station de Vitry sous le vent de la zone
d’activ ité de Thiais, alors que le site n°14 n’a jamais été placé sous l’influence de la zone
industrielle de Vitry (absence de vents d’Est). De même, la station d’Ivry-sur-Seine, pourtant
située très près de Paris, enregistre parmi les niveaux les plus faibles, car elle n’a jamais été
placée sous le vent de Paris et du boulevard périphérique.
Les niveaux de NO2 mesurés en sites trafic sont principalement fonction de la distance du point
de mesure par rapport au cœur dense de l’agglomération parisienne, de la distance par
rapport à l’axe et de la densité du trafic routier. A l’exception des sites de la D1 et de l’A6 à
l’Haÿ-les-Roses, les niveaux sur les sites trafic sont supérieurs en NO2 à ceux des sites de fond
franciliens. Ils restent inférieurs à ceux des sites trafic parisiens du réseau permanent d’Airparif.
Fond
Trafic Labo
Trafic tubes
SITES ETUDE
Fond
Trafic
STATIONS AIRPARIF
Montgeron
Ivry-sur -Seine
L'Haÿ-les-Roses
Cachan
Choisy -le-Roi
Vitr y-sur-Sei ne Centre
Maisons-Alfort
Vitry-sur -Seine
Le Kremlin-Bicêtre
Paris 1er Les Halles
D1 Cr éteil
A6 L'Haÿ les Roses stade 1
N305 Vitry
N186 Choi sy
N19 Al fortville
N7 Chevi lly-la-Rue
N7 Villejuif
A86 Cr éteil
N7 Kr emlin
N186 Cr éteil
N305 Labo Vitry
A86 Thiais
A4 Char enton
N6 Valenton
Champs-Elysées
Autoroute A1
Bd pér iph Por te d'Auteuil
Sites de fond
Sites trafic
0
20
40
60
µg/m
80
100
3
Figure 14 : concent rations moyennes de dioxyde d’azote mesurées par t ubes à diffusion sur les sites
temporaires t rafic comparées à cert aines st ations du réseau Airparif pendant la campagne
26
b) Des niveaux de benzène plus importants en situation congestionnée
La Figure 15 illustre la concentration moyenne en benzène sur la campagne. Le détail des séries
de mesure est reporté en annexe 4. Sur les tubes benzène, les deux premières séries comportent
un nombre assez important de données manquantes, certaines causées par des actes de
vandalisme, et d’autres liées à des chutes de tubes sous l’action des vents forts. Bien
qu’exposés sur les mêmes candélabres, les tubes NO2 n’ont pas subi les mêmes dégradations.
Les deux types de tubes sont exposés dans des supports conçus par les fournisseurs afin
d’assurer des conditions de prélèvement adéquates. Dans les supports utilisés pour le benzène,
les tubes sont à la fois plus visibles, et plus exposés aux intempéries, ce qui peut expliquer une
dégradation plus importante. Sur les séries suivantes, le nombre de tubes a été doublé sur
l’ensemble des sites de mesure pour limiter les pertes.
Figure 15 : résult at s des mesures de benzène en site t rafic moyennés sur les quat re semaines de mesure
27
Les niveaux de benzène enregistrés sur les sites trafic pendant la campagne sont assez
homogènes, et compris entre 1.2 et 1.7 µg/m3.
Comment se situent ces niv eaux par rapport aux concentrations relevées en Ile-de-France ?
La Figure 16 illustre les concentrations en benzène mesurées sur les sites temporaires, en
comparaison des stations permanentes du réseau Airparif.
Les concentrations de benzène mesurées sur les sites de fond sont également très homogènes,
et conformes aux observations du réseau Airparif. En ce qui concerne les sites trafic, les sites
temporaires présentent des niv eaux sensiblement inférieurs aux sites permanents du réseau
Airparif .
SITES ETUDE
Fond
Trafic Labo
Trafic tubes
Fond
Trafic
STATIONS AIRPARIF
Montgeron
Sites de fond
Vitry-sur-Seine
D1 Créteil
A6 L'Haÿ les Roses stade
A86 Thiais
A86 Créteil
Sites trafic
N305 Vitry
N305 Labo Vitry
N6 Labo Villeneuve St Georges
N186 Créteil
N7 Kremlin
A4 Charenton
N19 Alfortv ille
Bd périph Porte d'Auteuil
Autoroute A1
Champs-Elysées
0.0
0.5
1.0
1.5
2.0
2.5
3.0
µg/m 3
Figure 16 : concent rations moyennes de benzène mesurées par t ubes à diffusion sur les sites temporaires
t rafic comparées à des st ations du réseau AirpariF pendant la campagne
Notons que pour le benzène, les émissions à l’échappement ont considérablement diminué
depuis le 1er janvier 2000 en raison d’une forte diminution des teneurs en benzène dans les
carburants. Nous avons vu que les niv eaux de dioxyde d’azote sont fonction du nombre de
véhicules, mais également de la vitesse des véhicules. Les concentrations en benzène sont
28
également liées à la densité du trafic, mais surtout aux conditions de circulation, ce polluant
étant principalement émis à vitesse lente dans des régimes congestionnés de centre-ville. C’est
ce qui explique que les niveaux les plus forts en benzène ne correspondent pas forcément aux
niveaux maximums de NO2. Ainsi, le site le plus fort en benzène est le site de la RN19 à Alfortville,
situé dans un centre-ville, qui figure parmi les sites les plus faibles en NO2. A l’inverse, l’A86,
malgré un trafic dense, se caractérise par une vitesse de circulation plus élevée entraînant des
niveaux plus faibles de benzène. On peut enfin noter que l’A4 à Charenton-le-Pont présente
des résultats élevés dans les deux cas, en raison d’une très forte densité de trafic
accompagnée de conditions de circulation très fréquemment congestionnées. Les deux sites
des véhicules laboratoires présentent des résultats intermédiaires.
c) Des niveaux de particules PM10 1.5 fois plus élevés en bordure des axes
La Figure 17 illustre les concentrations moyennes en particules PM10 mesurées sur les sites
d’étude en comparaison des stations du réseau Airparif.
Autoroute A1
Champs-Elysées
N305 Labo Vitry
Vitry-sur-Seine
50
45
40
30
µg/m
3
35
25
20
15
10
5
0
PM10
Figure 17 : concent rations moyennes de part icules PM10 mesurées sur les sit es d’ét ude comparées aux
st ations du réseau Airparif du 23 février au 1er avril
Les concentrations moyennes en PM10 enregistrées sur les deux véhicules laboratoires implantés
à proximité immédiate du trafic routier sont assez proches (28 et 25 µg/m3). Elles sont près de 1.5
fois plus élevées que le site de fond de Vitry-sur-Seine (18 µg/m3), en bleu foncé. Le véhicule
laboratoire « influencé » relève une concentration intermédiaire entre les deux (21 µg/m3).
29
Ces résultats sont conformes aux observations faites sur le réseau permanent. De nombreuses
études menées par Airparif ont montré que la baisse des concentrations de particules jusqu’au
niveau de fond est plus rapide que pour les polluants gazeux, notamment des oxydes d’azote.
De plus, les sources de particules sont plus div ersifiées et plus complexes, ce qui entraîne une
plus grande homogénéité des niv eaux de particules au sein de l’agglomération parisienne dès
lors que l’on s’éloigne des axes routiers. On observe en effet que le niveau de fond de Vitry-surSeine est très comparable au niveau de fond parisien. Compte-tenu de ces éléments, il semble
que le véhicule laboratoire implanté en situation influencée à Villeneuve-Saint-Georges
enregistre une concentration légèrement supérieure à celle à laquelle on pourrait s’attendre. Il
est probable que la présence de la voie ferrée, et notamment de la gare de triage, impacte
localement les niveaux de particules PM10.
Les niveaux mesurés en proximité au trafic routier sont plus hétérogènes. Les trois stations trafic
du réseau Airparif enregistrent des niveaux en particules PM10 plus élevés que les deux sites
trafic de la RN305 et de la RN6, qui s’expliquent par un volume de trafic plus important.
Concernant les particules PM2.5, mesurées sur le site de la RN305, la Figure 18 montre des
concentrations moyennes sur le site trafic très légèrement supérieures au niv eau de fond
francilien, et sensiblement inférieures au site du boulevard périphérique.
N305 Labo Vitry
30
25
Vitry-sur-Seine
µg/m3
20
15
10
5
0
PM2.5
Figure 18 : concent rations moyennes de part icules PM2.5 mesurées sur les sit es d’ét ude comparées aux
st ations du réseau Airparif du 23 février au 1er avril
30
d) Une grande variabilité des concentrations de Benzo(a)pyrène en hiver
Les prélèvements de benzo(a)pyrène ont été réalisés sur une durée de 24 heures, tous les 3
jours, selon le même rythme que les mesures de routine du réseau. Ce pas de temps permet de
documenter 33 % de l’année, conformément à la directive européenne, tout en
échantillonnant alternativ ement les différents types de jour de la semaine. Deux campagnes de
mesure ont été menées, l’une sur la même période hivernale que les mesures automatiques, la
seconde en période estivale du 16 juin au 15 juillet 2008. Deux sites ont été instrumentés : le
véhicule laboratoire de la RN305 à Vitry-sur-Seine (site n°16) et la station de fond de Vitry-surSeine (site n°11). La Figure 19 illustre les concentrations mesurées tout au long de la campagne,
ainsi que la concentration moyenne. Au cours de la campagne hivernale, des problèmes
techniques ont conduit à l’invalidation des prélèvements du 10, 13, 16 et 19 mars sur le site de la
RN305. La moyenne représentée a donc été calculée uniquement avec les journées pour
lesquelles toutes les données étaient disponibles.
1.2
N305 Labo Vitry
Bd Periph Auteuil
1.0
Vitry-sur-Seine
Gennevilliers
0.8
ng/m
3
Neuilly-sur-Seine
0.6
0.4
0.2
M
oy
/0
en
ne
3/
0
*
8
8
25
22
/0
3/
0
8
/0
3/
0
8
19
3/
0
/0
16
/0
3/
0
8
8
13
3/
0
/0
10
/0
3/
0
8
8
07
3/
0
/0
04
3/
0
/0
01
27
/0
2/
0
8
8
0.0
Figure 19 : Concent rations moyennes de benzo(a)pyrène mesurées pendant la campagne hivernale
(* résult ats moyennés sur les prélèvements disponibles sur le site n°16)
En moyenne sur la campagne, le site trafic de la RN305 présente des résultats plus de deux fois
supérieurs au site de fond de Vitry. Par rapport aux sites de référence du réseau Airparif, on
observe que le site de la RN305 est plus élevé que la station trafic du boulevard périphérique.
Au niveau des sites de fond, on constate que Vitry-sur-Seine est en moyenne légèrement plus
élevé que le centre de Paris, et égal à la station de Gennevilliers. La Figure 19 montre
également que les résultats sont très variables d’une journée à l’autre. Le 27 février et le 7 mars,
31
le site de la RN305 enregistre trois fois plus de BaP qu’Auteuil, alors que le nombre moyen
journalier de véhicules y est près de 10 fois plus faible.
Ces résultats peuvent s’expliquer par le fait que le benzo(a)pyrène n’est pas un traceur
spécifique du trafic routier. Les résultats plus élevés en proximité au trafic montrent une nette
contribution du trafic routier, mais il existe également d’autres sources, qui peuvent être
ponctuellement prépondérantes (notamment chauffage au bois). La zone de Vitry est à la fois
plus résidentielle, et marquée par la présence de zones d’activ ités importantes, contrairement
au site de la Porte d’Auteuil, qui n’est directement impacté que par le trafic automobile.
La variabilité des niveaux d’un prélèvement à l’autre peut être mise en perspective avec les
conditions météorologiques. Ainsi, les 27 février, 7 mars et 25 mars, le vent était faible (1 à 3 m/s),
alors que les conditions étaient très dispersiv es les autres jours (vent de 4 à 9 m/s).
La Figure 20 représente les résultats de la campagne estiv ale, menée du 16 juin au 15 juillet.
1.2
1.0
Bd Periph Auteuil
Gennevilliers
Station Vitry fond
Neuilly-sur-Seine
N305 Vitry Labo
ng/m
3
0.8
0.6
0.4
0.2
nn
e*
M
oy
e
07
/0
8
14
/
07
/0
8
11
/
07
/0
8
08
/
07
/0
8
05
/
07
/0
8
02
/
06
/0
8
29
/
06
/0
8
26
/
06
/0
8
23
/
06
/0
8
20
/
17
/
06
/0
8
0.0
Figure 20 : Concent rations moyennes de benzo(a)pyrène mesurées pendant la campagne estivale
On constate tout d’abord que les résultats sont nettement plus faibles en été (0.05 et 0.09 ng/m3
contre 0.51 et 0.14 ng/m3 respectivement pour les sites de fond (n°11) et trafic (n°16)). Les
résultats sont également beaucoup plus homogènes qu’en hiv er, d’une journée à l’autre, mais
également entre les sites, du fait de l’absence des sources de combustion liées au chauffage
notamment. Seul le site trafic du boulevard périphérique enregistre des concentrations
légèrement plus élevées (0.33 µg/m3), en moyenne mais également sur chacun des
prélèvements. Ceci est vraisemblablement lié à l’impact du trafic routier, qui est beaucoup plus
dense que sur la RN305.
32
Ces résultats estiv aux confirment que les niv eaux mesurés sur le site de la RN305 à Vitry, plus
élevés en hiver que le boulevard périphérique ne peuvent être attribués au seul impact du
trafic routier.
e) Pour les métaux, des concentrations en Baryum et en Chrome plus importantes en proximité
du trafic
La Figure 21 et la Figure 22 représentent les concentrations hivernales et estiv ales de métaux
moyennées respectiv ement sur les quatre séries de mesure, sur les deux sites d’étude en
comparaison du site de mesures en continu des métaux, à Paris 1er Les Halles. Les résultats sont
exprimés en nanogrammes par mètre cube, à l’exception du plomb, pour lequel la norme est
fixée en microgrammes par m3.
14
12
ng/m 3
10
0.04
Vitry-sur-Seine
N305 Labo Vitry
0.03
µg/m
3
8
6
4
0.02
0.01
2
0
0.00
As
Ni
Cd
Cr
Ba
Pb
Pb
Figure 21 : Concent rations moyennes de mét aux mesurées pendant la campagne hivernale
12
N305 Labo Vitry
0.03
8
µg/m
ng/m3
10
0.04
Vitry-sur-Seine
3
14
6
4
0.02
0.01
2
0
0.00
As
Ni
Cd
Cr
Ba
Pb
Figure 22 : Concent rations moyennes de mét aux mesurées pendant la campagne estivale
33
Sur la période hivernale, pour l’arsenic, le nickel et le cadmium, les deux sites d’étude
enregistrent des niveaux faibles et comparables aux niv eaux relevés sur la station de référence
des Halles. On observe peu d’impact du trafic routier sur le site de la RN305. C’est également le
cas pour le plomb, qui était autrefois un bon indicateur du trafic routier, mais dont les émissions
dans l’air ont fortement diminué depuis la disparition des carburants plombés en 2000. En
revanche, les niv eaux de chrome, et surtout du baryum sont plus élevés sur le site trafic de la
RN305 que sur la station de fond de Vitry (respectiv ement 3.4 fois et 2.6 fois plus forts que le
fond). Ces deux polluants sont essentiellement issus de l’érosion des équipements des véhicules
(freins, pneumatiques). Le chrome est aussi émis à l’échappement, dans une moindre mesure.
Au cours de la période estivale, les résultats sont globalement encore plus faibles qu’en hiver. Il
est donc difficile de dégager des tendances. Comme en hiv er, le site de la RN305 présente sur
la majorité des prélèvements des teneurs légèrement plus élevées que le site de fond, à
l’exception d’une série de mesure. Cette série entraîne une moyenne similaire sur les deux sites
de mesure. Des problèmes techniques ont conduit à l’invalidation de deux des quatre
prélèvements sur la station de référence des Paris 1er Les Halles. Les deux prélèvements
disponibles montrent néamoins des teneurs très comparables aux sites d’étude.
En complément des mesures de routine, des campagnes de mesure ponctuelles sont menées
par Airparif au voisinage des installations industrielles les plus émettrices de métaux. A titre de
comparaison, au cours de la première campagne menée en 2007 autour de la zone industrielle
de Montereau-Fault-Yonne [12], des niveaux hebdomadaires de chrome compris entre 3.1 et
9.7 ng/m3 ont été relevés dans la zone industrielle, et de 1.4 à 2.7 ng/m3 au centre-ville de
Montereau. Les résultats mesurés sur les sites d’étude de Vitry-sur-Seine ne mettent pas en
évidence d’impact particulier.
f) Des niveaux en formaldéhyde plus élevés sur le site de proximité au trafic
La Figure 23 illustre les concentrations en aldéhydes (formaldéhyde, acétaldéhyde, acroléine)
moyennées sur la campagne de mesure hivernale.
34
3.5
Champs-Elysées
Bd périph Auteuil
N305 Labo Vitry
Montgeron
Vitry-sur-Seine
3
µg/m
3
2.5
2
1.5
1
0.5
0
FORMALDEHYDE
ACETALDEHYDE
ACROLEINE
Figure 23 : Concent rations moyennes de formaldéhyde, d’acét aldéhyde et d’acroléine
mesurées pendant la campagne hivernale
Le site trafic de la RN305 à Vitry-sur-Seine (en rouge) enregistre des niveaux moyens de
formaldéhyde sensiblement plus élevés (60 % de plus) que le site de fond (en bleu foncé). Pour
l’acétaldéhyde, les niv eaux sont également plus élevés en trafic, mais l’écart est plus réduit
(+ 38 %). On relève un facteur 2 entre le formaldéhyde et l’acétaldéhyde, typique des sites de
proximité routière [13]. Pour l’acroléine, les résultats sont très faibles, et similaires sur les deux sites.
Les résultats mesurés sur les sites d’étude sont cohérents avec les valeurs relevées sur les sites de
référence implantés sur les stations Airparif. Vitry-sur-Seine présente des valeurs de fond de 1.3
µg/m3 pour le formaldéhyde et 0.8 µg/m3 pour l’acétaldéhyde, proches de Montgeron
(respectivement 1.5 et 0.9 µg/m3), et légèrement inférieure à Paris (1.7 et 1.1 µg/m3). En
proximité au trafic routier, les niveaux mesurés sur la RN305 (2.1 et 1.1 µg/m3) sont inférieurs aux
sites trafic parisiens du boulevard périphérique (2.4 et 1.3 µg/m3) et de l’avenue des ChampsÉlysées (2.8 et 1.5 µg/m3). Sur ces deux sites, les niveaux à proximité du trafic sont supérieurs au
niveau de fond parisien. Les niveaux d’acroléine sont très faibles et très homogènes sur
l’ensemble des sites instrumentés.
Il apparaît donc que les sites trafic présentent des niveaux de formaldéhyde, et dans une
moindre mesure d’acétaldéhyde, plus élevés que le niveaux de fond de leur secteur. Ces
résultats s’expliquent par le fait que contrairement au benzo(a)pyrène, il existe peu de sources
importantes d’aldéhydes en air extérieur [14]. La principale source de formaldéhyde dans
l’environnement atmosphérique extérieur est l’échappement des moteurs. Il est également à
noter que ces concentrations sont très faibles au regard de celles qui peuvent être mesurées en
milieu intérieur, là où se trouvent les principales sources d’émission.
35
Les mêmes tendances sont observées sur les résultats de la campagne estivale (Figure 24).
Champs-Elysées
Bd périph Auteuil
N305 Vitry Labo
Montgeron
Station Vitry fond
3.5
3
2.5
µg/m
3
2
1.5
1
0.5
0
FORMALDEHYDE
ACETALDEHYDE
ACROLEINE
Figure 24 : Concent rations moyennes de formaldéhyde, d’acét aldéhyde et d’acroléine
mesurées pendant la campagne estivale
En effet, la même hiérarchie entre les sites de mesure est relevée, mais avec des niveaux
estivaux légèrement plus élevés (environ 1.5 fois plus forts) pour le formaldéhyde et
l’acétaldéhyde sur l’ensemble des sites de mesure. Cette saisonnalité, décrite dans de
nombreuses études [13], s’explique par le fait que les aldéhydes peuvent également être
formés
lors
de
réactions
photochimiques
entre
les
hydrocarbures
et
les
oxydants
photochimiques, qui interviennent esentiellement en période estiv ale. Comme en hiv er, les
teneurs en acroléine sont très faibles, et équivalentes sur l’ensemble des sites de mesure.
L’ensemble de ces résultats sont très comparables aux niveaux décrits dans la littérature. A titre
d’exemple, le tableau ci-dessous résume les niv eaux de formaldéhyde relevés lors d’une étude
menée par l’Ineris [13], en comparaison des valeurs mesurées pendant notre campagne.
(concentrations
en µg/m3)
fond
Formaldéhyde
2,0 - 3,7
Sites
fond
Etude
Airparif
1,3 - 2,8
Acétaldéhyde
0,7 - 1,9
Acroléine
0,0 - 0,0
36
Sites
2,5 - 6,7
Sites
Proximité Bureau
Etude
Airparif
2,1 - 3,4 12,9 - 24
0,8 - 1,7
1,3 - 2,6
1,1 - 2,2
5,8 - 24
6,4 - 127
6,3 - 38
0,1 - 02
0,0 - 0,0
0,2
0,0 - 0,0
0,0 - 0,0
0,0 - 0,0
Sites
proximité
Chambre
Exposition
personnelle
6,7 - 85
14,3 - 68
III.2.3. L’EVOLUTION DE LA POLLUTION AU COURS DE LA JOURNEE LIEE A CELLE DU TRAFIC
Les profils journaliers des niveaux horaires enregistrés lors de la campagne de mesure à
l’aide des véhicules laboratoires permettent d’illustrer le comportement temporel moyen de la
qualité de l’air au cours de la journée. La comparaison entre ces profils et ceux relevés sur
certaines stations fixes du réseau permanent d’Airparif (stations parisiennes, Vitry-sur-Seine,
Montgeron et Boulevard Périphérique à hauteur de la Porte d’Auteuil) permet de décrire le
comportement temporel des polluants atmosphériques observés dans la zone d’étude et de
mettre en évidence d’éventuels impacts ou singularités locales.
Les Figure 25 et Figure 26 illustrent les profils journaliers moyens pour le dioxyde d’azote et les
particules relevés durant la campagne de mesure sur les trois véhicules laboratoires (Figure 25 à
Vitry-sur-Seine et Figure 26 à Villeneuve-Saint-Georges), ainsi que sur un échantillon de stations
de référence du réseau permanent.
D’une manière générale, les profils journaliers des oxydes d’azote (NO et NO2) et des particules
(PM10 et PM2.5) sont caractérisés par une évolution temporelle bimodale avec les niv eaux de
pollution les plus importants le matin et en début de soirée. Ce comportement des
concentrations de polluants au cours de la journée est essentiellement lié aux pointes de trafic
routier du matin et du soir (déplacements pendulaires « domicile-travail ») qui engendrent des
émissions plus importantes.
Cette évolution temporelle bi-modale est bien visible pour le dioxyde d’azote. Elle est moins
marquée pour les particules, en raison d’une plus grande diversité de sources. De même, les
deux pointes de trafic sont d’autant plus marquées que le site est proche du trafic routier, et
s’estompe sur les sites de fond. Pour les 3 polluants, le site trafic de la RN305 enregistre des
niveaux sensiblement supérieurs au niveau de fond, mais inférieurs aux sites trafic permanents
du réseau Airparif.
37
RN305 Labo Vitry
Boulev ard périphérique Porte d'Auteuil
Autoroute A1
Vitry-sur-Seine
3
Concentrations en NO2 (µg/m )
160
A
140
120
100
80
60
40
20
0
1h
3h
5h
7h
9h
11h
13h
15h
17h
19h
21h
23h
19h
21h
23h
Heure TU
N305 Labo Vitry
Boulevard périphérique Porte d'Auteuil
Autoroute A1
Vitry-sur-Seine
3
Concentrations en PM10 (µg/m )
70
B
60
50
40
30
20
10
0
1h
3h
5h
7h
9h
11h
13h
15h
17h
He ure TU
N305 Labo Vitry
Vitry-sur-Seine
3
Concentrations en PM2.5 (µg/m )
35
C
30
25
20
15
10
5
0
1
3
5
7
9
11
13
15
17
19
21
23
Heure TU
Figure 25 : Profils journaliers moyens des concent rations de dioxyde d’azot e (A), part icules PM10 (B) et
part icules fines PM2.5 (C) relevés lors de la campagne de mesure du 23 février au 1er avril 2008 sur le
véhicule laborat oire de la RN305 à Vitry et sur cert aines stations permanentes du réseau Airparif.
38
Les mêmes tendances sont observées sur les sites de la RN6 (Figure 26).
Autoroute A1
Montgeron
3
Concentrations en NO2 (µg/m)
160
A
140
120
100
80
60
40
20
0
1h
3h
5h
7h
9h
11h
13h
15h
17h
19h
21h
23h
Heure TU
Autoroute A1
Vitry-sur-Seine
3
Concentrations en PM10 (µg/m )
70
B
60
50
40
30
20
10
0
1h
3h
5h
7h
9h
11h
13h
15h
17h
19h
21h
23h
Heure TU
Figure 26 : Profils journaliers moyens des concent rations de dioxyde d’azot e (A) et les part icules PM10 (B)
relevés lors de la campagne de mesure du 23 février au 1er avril 2008 sur les véhicules laborat oires de
Villeneuve-St-Georges et sur cert aines st ations permanentes du réseau Airparif.
Le site « influencé » de l’Allée Jusselin mesure des concentrations légèrement supérieures à
Montgeron, et proches du niveau de fond parisien. Ce léger impact peut vraisemblablement
être attribué à la Nationale 6 dans le cas du dioxyde d’azote, aucune autre source majeure de
NO2 n’étant présente dans le secteur. En revanche, compte-tenu de la distance du véhicule
par rapport à la route (environ 70 mètres), et de la rapide décroissance des niveaux de
particules lorsque l’on s’éloigne des axes routiers, il est probable que la voie ferrée impacte
également légèrement les niveaux de PM10 mesurés dans ce secteur. La voie ferrée étant
placée dans la même direction que la route par rapport au site, il n’est pas possible de
déterminer leur influence respectiv e à partir d’une seule mesure de PM10.
39
III.2.4. IMPACT DES EMISSIONS DE POLLUANTS SUR LA QUALITE DE L’ AIR
III.4.1. Des impacts sur les concentrations plus élevés sous le vent des axes
L’ « impact » de pollution sur un site correspond à la part directement imputable aux
émissions de polluants atmosphériques d’une source de pollution localement identifiée (axes
routiers notamment) par rapport au fond ambiant environnant. Cela est déterminé par la
concentration relevée sur le site étudié comparée à celle enregistrée simultanément sur les
stations permanentes d’Airparif prises en référence et pour lesquelles les sources d’émissions en
question ne jouent aucun rôle direct. Comme cela est illustré par la Figure 27, l’impact
représente le surcroît (partie orange) de pollution atmosphérique observé sur un site influencé
par une ou plusieurs sources d’émissions.
60
Concentrations en µg/m3
50
impact
40
30
Niveau de
fond
20
10
0
Site de fond
Site influencé
Typologie du site de mesure
Figure 27 : Exemple d’une concentration de pollut ion at mosphérique impact ée sur un site influencé par
une ou plusieurs sources d’émissions par rapport au niveau de fond
Dans le cadre de cette étude, on observe une décroissance des niveaux de fond entre le nord
et le sud du domaine d’étude. C’est donc le niveau de fond le plus proche du site d’étude qui
sera pris comme référence afin d’identifier, sur les véhicules laboratoires, l’impact potentiel des
différentes sources d’émissions sur la qualité de l’air suiv ant les secteurs de vent.
On voit ainsi sur la Figure 28 que l’impact moyen de la RN6 sur les concentrations de NO2
mesurées par le véhicule laboratoire est légèrement plus élevé que l’impact de la RN305. En
effet, les deux sites présentent une concentration moyenne équivalente, alors que le niveau de
fond est plus faible au sud de Villeneuve-Saint-Georges qu’à Vitry-sur-Seine. En moyenne, on
peut estimer que ces axes engendrent un surplus de dioxyde d’azote par rapport au niveau de
fond local de +70% pour la RN305, et 94% pour la RN6. Pour les particules PM10, l’impact des
deux axes est sensiblement équivalent, de l’ordre de 50 %.
40
Fond
Impact routier
60
µg/m3
50
40
30
20
10
0
N305 Labo Vitry
Figure 28 : Est imat ion de l’impact moyen engendré sur les concent rations en NO2 par les axes routiers sur
les deux véhicules laborat oires
L’emprise géographique de l’impact des axes routiers peut être évalué à l’aide de tubes à
diffusion implantés selon une ligne perpendiculaire à l’axe, afin d’étudier la variation des
niveaux lorsque l’on s’éloigne de cet axe. Trois axes routiers majeurs du secteur ont été étudiés.
a) Impact de l’autoroute A6 à l’Haÿ-les-Roses sur les concentrations de NO2
L’un de ces secteurs a été implanté dans un stade situé aux abords de l’autoroute A6, au
niveau de la commune de l’Haÿ-les-Roses (Figure 29), où circulent en moyenne 140 000
véhicules par jour (Source : DDE 94, 2005). Le premier tube est situé à une dizaine de mètre de
la première voie de circulation. Les 3 sites suivants ont été implantés en s’éloignant, à une
distance respective de 30, 70 et 110 mètres. Un dernier tube a été implanté au centre de la
commune de l’Haÿ-les-Roses de façon à évaluer le niveau de fond du secteur.
Figure 29 : Localisat ion des sites de mesure dest inés à ét udier la décroissance des niveaux en s’éloignant
de l’aut orout e A6 à l’Haÿ-les-Roses.
41
Compte-tenu de l’orientation de l’axe, les sites de mesure sont placés sous l’influence de
l’autoroute A6 par vents de secteurs Nord à Sud. La Figure 30 illustre les concentrations lors des
séries 3 et 2.
3 - 5 m/s
> 5 m/s
0 - 3 m/s
3 - 5 m/s
0 - 3 m/s
14%
14%
12%
12%
10%
10%
8%
8%
6%
6%
4%
4%
2%
0%
2%
0%
Série 2 - 3 au 10/03/08
Série 3 - 10 au 17/03/08
50
40
40
30
20
3
[NO2] µg/m3
50
30
20
10
10
0
0
120
100
80
60
40
20
0
Distance à l'A6 (m)
120
100
80
60
40
20
0
Distance à l'A6 (m)
Figure 30 : évolut ion des concentrations de NO2 en s’éloignant de l’aut orout e A6 en fonction des secteurs
de vent, par rapport au niveau de fond du sect eur (ligne rouge)
La série 3 est marquée par des vents exclusiv ement de secteur sud-ouest, n’ayant jamais placé
les sites sous l’influence de l’autoroute A6, accompagnés par des conditions très dispersives. Les
sites présentent des résultats en NO2 à peine plus élevés que le niveau de fond. En revanche,
pendant la deuxième série de mesure, les sites se sont trouvés en partie sous le vent de l’axe, et
enregistrent des niv eaux sensiblement plus élevés. Les concentrations sont similaires entre les
sites placés à 10 et 30 mètres, puis décroissent rapidement. Dès 70 mètres, l’impact est très
faible, de l’ordre de 10 %.
b) Impact de la route nationale N305 à Vitry-sur-Seine sur les concentrations de NO2
La Figure 31 illustre la localisation des quatre tubes implantés dans une rue piétonne
perpendiculaire à la RN305, à une distance de 2.5, 16, 40 et 60 mètres par rapport à cet axe qui
compte 22750 véhicules par jour (Source : DDE 94, 2005 ). Précisons qu’à ce niveau, la nationale
est séparée en deux par une voie de bus.
42
[NO2] µg/m
> 5 m/s
de la Route Nat ionale 305 à Vit ry-sur-Seine.
Compte-tenu de la configuration du site, les sites de mesure n’ont quasiment jamais été placés
sous le vent de la nationale. On observe donc assez peu de variation d’une série de mesure à
l’autre, hormis celles induites par les conditions dispersives. Néanmoins, le premier tube étant
placé sur le trottoir à moins de 3 mètres de l’axe, l’impact de l’axe est aisément perceptible, et
les niveaux mesurés en NO2 sont sensiblement supérieurs au fond (d’environ 40 %) quel que soit
le secteur de vent, comme le montrent les concentrations moyennes représentées sur la Figure
32. Il apparaît nettement que la zone d’influence est beaucoup plus faible que dans le cas de
l’autoroute A6 puisqu’à 16 mètres, l’impact de l’axe est très faible, voire nul.
Moyenne de la campagne
50
30
20
[NO2] µg/m3
40
10
0
80
60
40
20
0
Distance à la RN305 (m)
Figure 32 : évolut ion des concentrations moyennes de NO2 en s’éloignant de la RN305 en fonction des
secteurs de vent, par rapport au niveau de fond du sect eur (ligne rouge)
43
c) Impact de la route nationale N6 à Villeneuve-Saint-Georges
L’étude de la décroissance des niv eaux en s’éloignant de la RN6 a été réalisée au moyen de
deux camions laboratoires et 3 sites tubes à diffusion, comme l’illustre la Figure 33. Les 5 sites de
mesure sont placés respectiv ement à une distance de 1.5, 30, 65, 138 et 260 mètres de la
Nationale 6.
de la Route Nat ionale 6 à Villeneuve-Saint -Georges.
La Figure 34 illustre l’évolution des niv eaux de NO2 de la série 3, au cours de laquelle les sites ont
été sous l’influence directe de la RN6 beaucoup plus souvent que lors de la série 4.
> 5 m/s
3 - 5 m/s
14%
12%
10%
Série 3 - 10 au 17/03/08
8%
6%
4%
> 5 m/s
Série 4 - 17 au 25/03/08
60
50
50
30
10
10
0
100
200
4%
2%
30
20
0
8%
6%
40
20
RN6
10%
0%
60
40
3 - 5 m/s
14%
12%
70
2%
0%
[NO2] µg/m3
[NO2] µg/m3
70
0 - 3 m/s
RN6
0
0
100
200
Figure 34 : évolut ion des concentrations de NO2 en s’éloignant de la RN6 en fonction des secteurs de vent,
par rapport au niveau de fond du secteur (ligne rouge)
44
0 - 3 m/s
On voit sur la Figure 34 que le véhicule laboratoire, situé à 1.5 mètres des voies de circulation,
mesure des concentrations de NO2 plus de deux fois supérieures au fond quelque soit le secteur
de vent. En revanche, Le site « influencé » de l’Allée Jusselin, situé à 70 mètres de la route,
montre un faible impact de la RN6. Les niv eaux y sont en effet très proches du niv eau de fond
local.
La Figure 35 représente l’estimation de l’impact moyen de la RN6 sur les niv eaux mesurés sur ce
laboratoire lorsqu’il se trouve ou non sous l’influence de l’axe, par rapport au niv eau de fond du
secteur. On voit que l’impact est beaucoup plus important pour les polluants primaires du type
monoxyde d’azote. Pour le NO2 et les particules, la baisse des niv eaux pour atteindre le niveau
de fond est bien plus rapide. Il apparaît néanmoins une fois encore que l’impact sur les
particules est probablement légèrement surestimé du fait de la présence de la voie ferrée, qui
se trouve exactement dans le même axe que la route. En effet, on observe généralement que
la décroissance des niveaux en fonction de la distance est plus importante pour les particules
que pour le NO2, alors que l’impact est identique dans notre cas.
120%
Au vent de la RN6
113%
Sous le vent de la RN6
Impact (en %)
100%
88%
80%
60%
40%
19%
20%
25%
25%
16%
0%
NO
NO2
PM10
Figure 35 : Impact par rapport au niveau de fond local sur les niveaux de NO, NO2 et PM10 en fonction
des secteurs de vent plaçant le laborat oire temporaire de l’Allée Jusselin sous l’influence (en rouge) ou
non (en bleu) des émissions du t rafic routier de la RN6
III.4.2. Impact au pas de temps horaire selon les secteurs de vent
Grâce aux mesures horaires réalisées sur les véhicules laboratoires, l’étude de l’influence des
régimes de vent à l’échelle horaire permet de mettre en évidence le rôle essentiel de ce
paramètre météorologique sur la qualité de l’air et sur la façon dont une source peut ou non
impacter un site de mesure. La Figure 36 illustre un exemple de l’influence des secteurs de vent
sur les niv eaux mesurés sur les véhicules laboratoires implantés à Villeneuve-Saint-Georges.
45
Montgeron
140
Changements de vent
120
µg/m
3
100
80
60
40
20
0
Vent d’O
Vent de SO
Vent d’E
22/02/08 12:00 23/02/08 00:00 23/02/08 12:00 24/02/08 00:00 24/02/08 12:00
Figure 36 : Exemple de l’influence des secteurs de vent sur les niveaux de NO2 mesurés sur les véhicules
laborat oires implantés à Villeneuve-Saint-Georges.
Le site implanté en bordure immédiate de la Nationale 6 (en rouge) enregistre des niveaux
sensiblement plus élevés que le niveau de fond de la station de Montgeron (en bleu ciel) quel
que soit le secteur de vent. Il est en effet situé à moins de 2 mètres des voies de circulation. En
revanche, le laboratoire temporaire implanté à 70 mètres de la nationale relève des niv eaux
sensiblement différents selon qu’il se trouve ou non sous l’influence de l’axe. Par vent d’Ouest, le
site se trouve sous l’influence directe de l’axe routier, les niveaux sont en effet largement plus
élevés que le niv eau de fond (surcroît de 40 à 100%). Lorsque le vent passe en secteur sudouest, cet écart par rapport au fond diminue (de l’ordre de 20 à 50%), puis disparaît
complètement lorsque le vent tourne au sud-est, le site n’étant plus du tout sous le vent de
l’axe. Les niveaux relevés à 70 mètres de la nationale sont alors très similaires à ceux de
Montgeron.
46
IV. L’IMPACT DU TRAFIC ROUTIER EN TOUT POINT DU DOMAINE
Les résultats de mesure décrits au chapitre précédent donnent des informations précises, mais
ponctuelles dans le temps et dans l’espace. En particulier, les sites de mesure placés en
situation de proximité immédiate du trafic routier ont une représentativité géographique très
limitée, du fait de la grande variabilité du trafic routier et des niv eaux de pollution près des axes.
En revanche, les outils de modélisation numérique permettent d’estimer les niveaux de pollution
en tout point d’un domaine, et à des échelles de temps plus longues, notamment sur l’année.
L’estimation de l’impact spécifique des axes routiers, c’est-à-dire les concentrations de
polluants directement attribuables au trafic routier a été réalisée à l’aide du modèle de
dispersion ADMS-Urban.
IV.1. LE MODELE ADMS-URBAN / UN MODELE DETERMINISTE
Les outils de modélisation évaluent d’abord les émissions générées par le trafic routier, puis
calculent les concentrations des différents polluants au droit des axes et dans leur voisinage. La
modélisation de la dispersion des émissions, aboutissant au calcul des concentrations, est
réalisée à l’aide du modèle déterministe de dispersion gaussien ADMS Urban. Le modèle ADMS
(Atmospheric Dispersion Modeling System), développé par
le Cambridge Environmental
Research Consultant (CERC), et distribué en France par la société Numtech, se base sur une
approche reposant sur les dernières connaissances en physique atmosphérique pour
caractériser la couche limite. Il intègre notamment un modèle de chimie simple permettant de
prendre en compte la formation de polluants secondaires tels que le dioxyde d’azote et
l’ozone. Ce modèle est particulièrement adapté à des domaines de quelques centaines de
mètres à quelques kilomètres, et permet d’estimer la pollution atmosphérique sur une période
allant de l’heure à l’année. Ce modèle a été validé par de nombreuses comparaisons avec
des mesures et est largement utilisé au niveau français et européen pour modéliser la qualité de
l’air sur de grandes villes (comme des quartiers de Londres et de Strasbourg).
IV.2. LES DONNEES D’ENTREE UTILISEES
Différents paramètres ont été fournis en entrée du modèle afin de prendre en compte le
maximum d’informations concernant les caractéristiques urbaines du domaine d’étude, les
phénomènes météorologiques et les émissions de polluants issues du trafic routier.
Certains paramètres sont statiques, comme les caractéristiques des sources routières (largeur et
hauteur des bâtiments), d’autres évoluent au pas de temps horaire, comme les émissions
47
routières, les données météorologiques ou l’import des polluants « entrant » dans le domaine
d’étude.
IV.2.1. LES EMISSIONS
Outre les sources routières, le modèle ADMS-Urban permet de prendre en compte des
sources ponctuelles, notamment industrielles. Il permet ainsi d’estimer les concentrations et leur
dispersion depuis la source, jusqu’au niv eau de fond. Néanmoins, dans la présente étude, le
modèle a été utilisé pour estimer uniquement l’impact des axes routiers ainsi que leur distance
d’influence sur l’ensemble du domaine et la décroissance des niv eaux en s’éloignant de l’axe.
Ce choix est lié à la taille et la localisation géographique du domaine d’étude. Tout d’abord, la
taille de la zone d’étude est relativ ement restreinte (environ 15 km sur 15 km) par rapport à
l’échelle de la région, ce qui impose une résolution de travail assez fine, et une grande
précision dans la description des sources d’émissions. De plus, le domaine est situé en bordure
immédiate de Paris, dans une zone où l’on observe une évolution rapide de la répartition
spatiale des émissions de polluants, qui entraîne une décroissance des niveaux de fond en
s’éloignant du cœur dense de Paris. Le domaine d’étude est suffisamment étendu pour que ce
gradient apparaisse nettement sur les mesures réalisées. Pour pouvoir reproduire fidèlement ce
gradient de concentration avec le modèle numérique, il est nécessaire de disposer d’une
description fine et détaillée des émissions, dont nous ne disposons pas à l’heure actuelle. Enfin,
le domaine d’étude est situé dans une zone contenant de nombreuses sources, ce qui
alourdirait considérablement les temps de calcul, déjà très importants6. De ce fait, les émissions
ponctuelles (usines…) et surfaciques (chauffage urbain…) n’ont pas été utilisées comme
données d’entrée du modèle. Seules les émissions routières ont été considérées en donnée
d’entrée du modèle. L’estimation du niveau de fond, prenant en compte de façon indirecte la
répartition de l’ensemble des émissions, a été réalisée par des méthodes d’interpolation
géostatistiques (voir V.1.1).
Les données d’émissions liées au trafic routier sont issues de la chaîne de calcul développée par
Airparif en collaboration avec la Dreif 7 et la mairie de Paris, dans le cadre du projet européen
Heaven8 . Ces émissions sont calculées à partir des évaluations de trafic réalisées sur l’ensemble
du réseau principal francilien sur la base des données de comptage de la mairie de Paris et de
la Dirif 9. Ce réseau est calibré, heure par heure, selon les observations en temps quasi réel
d’environ 500 points de comptage du trafic en Île-de-France permettant ainsi d’obtenir une
image précise du trafic horaire sur les 10 650 km du réseau routier modélisé. Les axes du
La simulation de la moyenne annuelle sur l’ensemble du domaine sur les sources routières uniquement prend une
dizaine de jours
7 Direction Régionale de l’Equipement de l’Ile-de-France.
8 http://www.AIRPARIF.asso.fr/page.php?rubrique=modelisation&article=heaven.
9 Direction Inter-régionale des Routes Ile-de-France
6
48
domaine d’étude demandés spécifiquement par la DDASS (A86, A4, N305, N186, N19, N6, N7,
A6, N406 et D1) sont intégrés dans ce modèle de calcul.
Les données de trafic routier sont ensuite combinées avec des facteurs d’émission européens
COPERT IV. Ce calcul d’émission prend en compte la vitesse, la part des véhicules circulant
avec un moteur froid, la répartition en grandes catégories de véhicules sur les portions d’axes
en fonction de l’heure, la composition technologique du parc roulant et la température
ambiante. La méthodologie européenne Copert repose sur une banque de données
européenne réunissant les résultats de mesures réalisées sur cycles réels, segmentée en classes
technologiques. A partir du modèle de trafic et des caractéristiques du parc roulant francilien,
l’application de facteurs d’émissions adaptés permet d’estimer les émissions horaires du trafic
routier en Ile-de-France pour chaque axe composant le réseau modélisé.
Différentes catégories de véhicules sont prises en compte : véhicules particuliers, véhicules
utilitaires légers, poids lourds, transport en commun et véhicules deux roues motorisés. Pour
chacune de ces catégories, la décomposition en classes technologiques (ensemble
homogène de véhicules au regard de leurs émissions, c’est-à-dire soumis aux mêmes émissions
limites réglementaires normalisées en vigueur à leur date de mise en circulation) est réalisée
conformément aux estimations nationales produites par le Citepa10 pour l’année considérée.
Pour les véhicules deux roues motorisés, les données issues de statistiques nationales de l’Inrets
sont adaptées par Airparif à l’Ile-de-France.
La répartition du kilométrage parcouru entre les grandes catégories de véhicules en fonction
de l’heure de la journée, du type de jour (jour ouvrable, samedi ou dimanche) a été déduite,
pour le parc circulant sur voirie urbaine, des enquêtes de composition du parc roulant menées
à Paris et pour le parc circulant sur autoroute, des estimations effectuées sur les postes Siredo
transmises par la Dreif.
Cas particulier des tunnels
Le domaine d’étude se caractérise par la présence d’un assez long tunnel, situé sur l’A86 au
niveau de Thiais. Ce tunnel, divisé en trois tronçons, ne comporte pas de cheminées de
ventilation. Le modèle de dispersion ADMS-Urban n’a pas de module dédié à l’étude précise
des concentrations en sortie de tunnel. Cette configuration spécifique et complexe de la voirie
n’est donc pas prise en compte directement par ce modèle. Plus généralement, peu
d’éléments existent aujourd’hui sur la modélisation des concentrations en sortie de tunnels, et
leur simulation constitue un sujet d’étude à part entière. Néanmoins, une modélisation de cet
axe routier sans prendre en compte de la présence de ce tunnel n’est pas réaliste. Plusieurs
tests ont été effectués pour faire apparaître ces éléments de la façon la plus cohérente
possible par rapport aux éléments de connaissance dont nous disposons à l’heure actuelle,
comme les résultats des mesures réalisées dans le flux de circulation le long des tunnels [19]. Il
10
Centre Interprofessionnel Technique d’Etudes de la Pollution Atmosphérique
49
est en effet admis qu’en l’absence de cheminée d’extraction, les émissions des véhicules
s’accumulent le long du tunnel, entraînant des concentrations plus importantes en sortie de
tunnel. Il a été choisi de modéliser ces sorties de tunnels en les considérant comme des sources
linéaires supplémentaires situées de part et d’autre (en entrée et en sortie) du tunnel,
auxquelles on affecte les émissions de l’axe couvert par le tunnel. Il est à noter que ces résultats
comportent de très grandes incertitudes, et ne fournissent que des ordres de grandeur. En
l’absence de points de mesure situés en sortie de tunnel pour valider les résultats, aucune valeur
absolue de concentration ne peut être estimée.
IV.2.2. LE NIVEAU DE FOND
Pour la présente étude, le modèle ADMS-Urban a été utilisé pour estimer uniquement
l’impact des axes routiers, la valeur de fond étant modélisée par interpolation géostatistique.
Néanmoins, le modèle ADMS-Urban intègre un modèle de chimie atmosphérique permettant
de prendre en compte des processus chimiques tels que les interactions entre les oxydes
d’azote et l’ozone ou encore la transformation du dioxyde de soufre en particules (sulfates).
Pour pouvoir utiliser ce module, il est nécessaire d’alimenter le modèle avec une donnée de
concentration de fond pour les polluants suivants : NOx, NO, NO2, Particules PM10, dioxyde de
soufre et ozone correspondant à l’import sur le domaine. Les données horaires de la station
automatique de Vitry-sur-Seine ont été utilisées. Pour raisonner en termes d’impact, cette valeur
d’import a ensuite été retranchée du résultat final.
IV.2.3. LA METEOROLOGIE
Les données météorologiques permettent de caractériser l’état de stabilité de
l’atmosphère afin d’évaluer la dispersion atmosphérique des polluants. Dans cette étude, les
paramètres utilisés sont la température, la vitesse et direction du vent et la nébulosité fournies
par la station Météo-France implantée à Montsouris dans le 14ème arrondissement de Paris.
Le choix de la station météorologique est très important car elle doit permettre de reproduire
au mieux les conditions météorologiques observées sur le domaine au cours de la période
étudiée. Aucune station Météo-France n’est située à l’intérieur de la zone d’étude. La station
de Montsouris a été jugée plus représentativ e de l’urbanisme de la zone d’étude que la station
d’Orly. Cette dernière est en effet située sur l’aéroport, en zone très dégagée, ce qui entraîne
souvent des vitesses de vent plus fortes. Or, il s’agit d’un paramètre très sensible pour
l’estimation des concentrations, une surestimation de la vitesse de vent pouvant en particulier
entraîner une sous-estimation des concentrations modélisées en raison d’une plus grande
dispersion. Il est donc préférable de se placer dans la situation la plus défavorable.
50
La Figure 37 ci-dessous présente les « boîtes à moustaches » permettant de comparer les
vitesses de vent mesurées à Montsouris et à Orly. Il apparaît nettement que la moyenne (croix
rouge) et la médiane (trait noir) des vitesses de vent sont plus élevées sur la station d’Orly. On
voit de plus que les valeurs sont beaucoup plus dispersées sur la station d’Orly (boîte plus large),
et que les valeurs maximales sont sensiblement plus importantes (« moustache » supérieure).
Figure 37 : « Boit es à moust ache des vitesses de vent mesurées aux st ations Météo France de ParisMontsouris et Orly .
Le relief n’a pas été pris en compte, faute de données d’entrée assez fiable pour être utilisés à
la résolution de travail choisie (25 mètres).
IV.3. MODELISER SUR DES MILLIERS DES POINTS POUR INTERPOLER SUR TOUT LE DOMAINE
Le modèle ADMS-Urban fournit des résultats de concentration sous forme de points, appelés
récepteurs, équivalents à des points de mesure virtuels. Ces récepteurs peuvent être définis par
le modèle ou déterminés par l’utilisateur. L’objectif final est de représenter ces résultats sous
forme de cartographie continue en tout point du domaine d’étude. Pour ce faire, il est
nécessaire de diviser le domaine sous la forme d’une grille, dont la résolution est déterminée en
fonction de la taille du domaine, de la densité du réseau routier et des temps de calcul. Pour
cette étude, une résolution fine de 25 mètres a été choisie afin de bien représenter la variation
51
des niveaux au droit et au voisinage des axes routiers, ce qui représente 330 000 mailles.
Néanmoins, compte-tenu du nombre de sources routières, il n’est pas envisageable de
modéliser 330 000 récepteurs avec un modèle déterministe comme ADMS-Urban. Pour la
méthodologie utilisée dans le cadre de cette étude, les récepteurs sont choisis à l’aide d’outils
développés par Airparif, dans l’objectif de définir des points majeurs servant de données de
base pour une interpolation géostatistique simple ultérieure (krigeage linéaire). Les récepteurs
permettent de renseigner les concentrations au centre de chaque axe et aux extrémités de ces
derniers pour décrire l’influence des croisements. Des récepteurs sont aussi implantés de
manière progressive de part et d’autre des centres et des extrémités des axes pour documenter
la décroissance des niveaux aux voisinages de ces derniers. Ainsi, les concentrations sont
modélisées sur environ 30 000 récepteurs avec ADMS-Urban. Les résultats sont ensuite interpolés,
suivant les distances aux axes, sous le logiciel de géostatistique ISATIS sur les 330 000 mailles
d’une résolution de 25 mètres du domaine d’étude. Les résultats de la simulation ont été validés
par comparaison avec les résultats de la campagne de mesure (Annexe 5).
IV.4. EVOLUTION DE L’IMPACT DES AXES ROUTIERS AU COURS DE LA JOURNEE
Au cours de la journée, les émissions liées au trafic routier sont très différentes d’une heure à
l’autre à mesure que la densité du trafic évolue, avec notamment des pointes de trafic lors des
déplacements pendulaires « domicile-travail » du matin et du soir. Dans le même temps, les
conditions météorologiques évoluent, permettant une dispersion plus ou moins bonne des
polluants. Il en résulte une évolution des concentrations au cours de la journée selon un mode
bi-modal, comme illustré sur les Figure 25 et Figure 26. Le modèle ADMS-Urban permettant de
modéliser la dispersion des concentrations heure par heure, il est possible de visualiser cette
évolution. La validation des simulations heure par heure est présentée en annexe 5 (validation
hebdomadaire pour le benzène).
Afin d’illustrer l’évolution de l’impact des axes routiers suivant les heures de la journée, les
concentrations modélisées pour le calcul de la moyenne annuelle (voir paragraphe V) ont été
moyennées pour chaque heure de la journée. On obtient ainsi pour chaque heure une
cartographie de l’impact moyen lié spécifiquement au trafic routier sur l’ensemble du domaine
d’étude. Le profil moyen horaire ainsi obtenu permet la visualisation de la dynamique et de
l’évolution horaire de l’impact lié au trafic. Il est à noter que ces cartographies illustrent les
concentrations liées directement au trafic routier, sans prise en compte du niv eau de fond. De
plus, les moyennes ont été réalisées en heure TU (Heure légale –1 en hiver, heure légale –2 en
été), ce qui induit un léger décalage par rapport aux horaires réels des pics de trafic routier, et
donc une légère dilution des maximum observés.
52
IV.4.1. DIOXYDE D’AZOTE
Les Figure 38 et Figure 39 présentent ainsi les cartographies de l’impact moyen horaire
des axes routiers sur les concentrations de NO2 sur l’ensemble du secteur d’étude. Ainsi qu’il a
été précisé précédemment, ces cartographies illustrent les concentrations engendrées
spécifiquement par le trafic routier, sans prise en compte du niv eau de fond.
5H
2H
Impact
(µg/m3)
7H
9H
Figure 38 : Evolut ion de l’impact moyen horaire du t rafic routier sur les concentrations de dioxyde d’azote
de 2 heures à 9 heures TU, calculé sur la période du 1er mai 2007 au 30 avril 2008
53
15H
19H
17H
Impact
(µg/m3)
Figure 39 : Evolut ion de l’impact moyen horaire du t rafic routier sur les concentrations de dioxyde d’azote
de 15 heures à 19 heures TU, calculé sur la période du 1er mai 2007 au 30 avril 2008
Le profil bi-modal de l’impact du trafic routier sur les concentrations de dioxyde d’azote est
clairement mis en évidence sur ces figures. En fin de nuit (2 heures TU), lorsque les émissions sont
très faibles, l’impact du trafic routier est moins important, limité aux axes majeurs (autoroutes A4,
A86 et A6 et principales nationales) les plus fréquentés, et très localisé sur l’axe de circulation.
On observe un premier pic de concentration vers 5 heures TU, avec un impact qui s’étend à
l’ensemble du réseau routier secondaire. Sur les axes majeurs, l’impact augmente en terme de
concentration, ainsi que la distance d’influence par rapport à la route. Pour cette heure
fortement marquée par le trafic routier, l’impact peut être perceptible jusqu’à 350 mètres de
l’axe. Les concentrations liées à la circulation routière diminuent en cours de journée et
remontent de nouveau lors du pic de circulation du soir (17 H TU). On peut noter que ce pic du
soir est plus étalé dans le temps que celui du matin, du fait des horaires de retour plus variés des
franciliens le soir.
54
IV.4.2. BENZENE
Bien que globalement corrélé au cycle du trafic routier décrit précédemment, le
benzène présente un comportement un peu différent du dioxyde d’azote. En effet, à l’inverse
des émissions de NO2 qui augmentent avec la vitesse, les émissions de benzène sont favorisées
par les faibles vitesses et donc les situations congestionnées. On peut tout d’abord noter qu’en
fin de nuit, lorsque le trafic routier est très faible, l’impact des axes routiers est quasiment nul. En
effet, à cette heure-là, la fluidité du trafic limite les émissions de benzène.
Impact
(µg/m 3)
Figure 40 : Evolut ion de l’impact moyen horaire du t rafic routier sur les concentrations de benzène
à 2 heures TU, calculé sur la période du 1er mai 2007 au 30 avril 2008
En terme de concentration, les impacts les plus forts sont observés à proximité immédiate des
axes majeurs, en raison du nombre très élevé de véhicules. Néanmoins, certains axes
secondaires montrent un impact élevé en benzène et non en NO2, comme l’illustre la Figure 41.
C’est notamment le cas des carrefours ou des axes très congestionnés aux heures de pointe. En
revanche, la zone géographique impactée est nettement plus limitée aux abords des axes que
pour le dioxyde d’azote.
55
Impact
(µg/m3)
BENZENE
Impact
(µg/m3)
NO2
Figure 41 : Evolut ion de l’impact moyen horaire du t rafic routier sur les concentrations de benzène et de
dioxyde d’azote à 5 heures TU, calculé sur la période du 1er mai 2007 au 30 avril 2008
Ces zones congestionnées restent nettement visibles à 9 heures, alors que le trafic a commencé
à diminuer sensiblement sur la majorité du domaine. On remarque particulièrement la liaison
des autoroutes A 86 / A 4, dont le tronc commun constitue une zone de très forte congestion.
9H
Impact
(µg/m3)
Figure 42 : Evolut ion de l’impact moyen horaire du t rafic routier sur les concentrations de benzène à
9 heures TU, calculé sur la période du 1er mai 2007 au 30 avril 2008
56
IV.4.3. PARTICULES PM10
L’impact des axes routiers sur les concentrations en particules PM10 suit une même
tendance bi-modale, comme l’illustre la Figure 43. L’impact est cependant perceptible
essentiellement au voisinage des principaux axes routiers (autoroutes et nationales) et
concerne assez peu le réseau secondaire.
2H
5H
Impact
(µg/m 3)
7H
Figure 43 : Evolut ion de l’impact moyen horaire du t rafic routier sur les concentrations de part icules PM10
de 2 à 7 heures TU, calculé sur la période du 1er mai 2007 au 30 avril 2008
La distance d’influence par rapport aux axes est également plus faible. Elle est très variable au
cours de la journée. A titre d’exemple, la Figure 44 illustre l’impact moyen sur les concentrations
de PM10 de l’autoroute A86 en fonction de la distance, à 2 heures et 5 heures. Un impact
significatif (supérieur à 1 µg/m3) est constaté jusqu’à 250 mètres lors des heures de fort trafic,
comme à 5 heures TU. Pour les heures à faible trafic, comme 2 heures TU, il se limite à une
cinquantaine de mètres de l’autoroute A86.
16
2 heures
5 heures
Impact en µg/m
3
14
12
10
8
6
4
2
0
0
50
100
150
200
250
300
350
400
Distance à l'axe (mètres)
Figure 44 : Impact moyen de l’aut orout e A86 sur les concent rations de particules PM10 en fonction de la
dist ance à 2 heures et 5 heures
57
V. ESTIMATION DES NIVEAUX MOYENS ANNUELS ET SITUATION PAR RAPPORT AUX
NORMES DE QUALITE DE L’AIR EN VIGUEUR
Les
réglementations
française
et
européenne
définissent,
en
matière
de
pollution
atmosphérique, essentiellement des normes relativ es à des niv eaux moyens annuels (voir
annexe 2). Afin de pouvoir situer les niveaux mesurés pendant la ou les campagne(s) de
mesure, d’une durée de quelques semaines, par rapport à ces normes annuelles, il est
nécessaire d’estimer quel serait le niveau moyen du secteur sur une période de 1 an. Les valeurs
réglementaires définies sur des pas de temps horaires ou journaliers ne sont pas étudiées ici, car
elles nécessitent de disposer de résultats sur l’ensemble des jours de l’année.
Il est à noter que les valeurs réglementaires sont définies par année civile. Compte-tenu des
dates de la campagne de mesure, une période de référence du 1er mai 2007 au 30 avril 2008 a
été considérée, de façon à englober les périodes de mesure et de fournir des résultats dans un
délai raisonnable, sans attendre la fin de l’année 2008 pour calculer et interpréter les données.
Pour les valeurs réglementaires qui comportent des marges de dépassement évoluant chaque
année, les valeurs ont été comparées aux seuils les plus contraignants, applicables à l’année
2008.
V.1. DES DEPASSEMENTS DES VALEURS REGLEMENTAIRES POUR LE DIOXYDE D’AZOTE, LES
PM10 ET LE BENZENE
V.1.1. METHODOLOGIE
Pour le dioxyde d’azote, le benzène et les particules PM10, l’estimation des niveaux
moyens annuels a été réalisée par modélisation, selon une méthodologie basée sur une
hypothèse d’additivité des niv eaux de fond et de ceux mesurés sur les axes en proximité du
trafic ou sous l’influence directe de ce dernier.
La modélisation a été réalisée en deux temps : l’estimation des niveaux de fond d’une
part, et l’estimation de l’impact direct des axes routiers au droit et en s’éloignant de ces axes
d’autre part. La superposition des deux permet d’estimer le motif complet de la pollution, à
savoir les niveaux de fond, augmentés des teneurs au voisinage des axes routiers.
Les cartographies ont été réalisées à une résolution de 25 mètres.
Dans un premier temps, l’estimation du niveau de fond est réalisée par interpolation
géostatistique, sur la base des mesures annuelles réalisées sur le réseau Airparif et de l’inventaire
des émissions. La cartographie obtenue permet de décrire le niveau de pollution ambiant en
58
dehors de l’influence des sources d’émission telles que les axes routiers et les installations
industrielles du secteur. Ces niveaux résultant de l’influence diffuse de ces différentes sources,
l’inventaire des émissions est pris comme co-facteur pour la réalisation de cette estimation.
Cette méthode permet notamment de reproduire fidèlement le gradient de concentration
observé au sein du domaine d’étude.
La modélisation de l’impact routier est ensuite réalisé à l’aide du modèle ADMS-Urban,
selon un réseau de récepteurs placés au droit des axes, et à différents distances, comme décrit
au paragraphe IV.3. Une fois les résultats de modélisation validés au niv eau horaire et
hebdomadaire, l’estimation des niveaux annuels est réalisée. Le réseau routier de la zone
d’étude est très dense, et représente un grand nombre de points récepteurs et de sources à
modéliser. Compte-tenu du temps de calcul nécessaire pour modéliser l’ensemble de ces
sources routières, il n’est pas possible de modéliser les 365 jours de l’année. L’estimation des
niveaux annuels est donc réalisée à partir de 61 jours-type. Ces 61 jours sont répartis sur
l’ensemble de l’année à raison d’une journée tous les 6 jours, de façon à simuler tous les types
de jours de la semaine et permettre ainsi de reconstituer une moyenne annuelle représentative
de l’année complète (voir annexe 6). Les différentes conditions météorologiques du cycle
saisonnier ainsi que les différentes cycles d’émissions (jours ouvrés, week-end, vacances
scolaires…) sont ainsi prises en compte.
Différentes simulations sont donc réalisées sur les différents réseaux de points récepteurs,
comme décrit au paragraphe IV.3. L’estimation de l’impact des axes en tout point du domaine
est ensuite réalisée par interpolation.
En additionnant l’impact des axes routiers estimé en tout point du domaine à la carte
de fond, on obtient une estimation des niveaux moyens annuels sur le domaine d’étude, pour
la période du 1er mai 2007 au 30 avril 2008. Il est important de noter que le résultat ne permet
pas d’estimer l’influence directe des émissions industrielles. En effet, seule leur influence
indirecte sur le niveau de fond est considérée. Le résultat ne permet donc pas d’évaluer la
contribution de ces industries au niveau global ni de préciser des zones d’impact. Cette
évaluation nécessiterait une étude fine des sources industrielles intégrant leurs émissions précises
et leurs évolutions journalières, à l’image de ce qui est fait dans cette étude pour les sources
routières.
La détermination des incertitudes associées est basée sur la comparaison des niveaux
annuels modélisés et des moyennes annuelles estimées à partir des mesures par tubes à
diffusion de la campagne. Les sites temporaires instrumentés pendant la campagne nous
fournissent une information ponctuelle dans le temps. Les conditions de dispersion observées lors
des séries de mesure n’étant que partiellement représentativ es des conditions dispersives
59
moyennes sur l’année, la méthode d’évaluation de la concentration moyenne annuelle sur ces
sites temporaires doit prendre en compte la différence des conditions météorologiques et des
autres facteurs environnementaux qui influent ponctuellement sur les niv eaux observés lors des
séries de mesure. Une estimation du niveau moyen annuel sur les sites de mesure temporaires
est réalisée en se référant à des résultats annuels connus. Pour ce faire, on utilise les mesures en
continu toute l’année des stations permanentes du réseau Airparif. Une comparaison entre les
niveaux relevés lors des séries de mesure sur les stations permanentes et le niv eau moyen
annuel de ces stations permet de déterminer une relation mathématique reflétant les
différences météorologiques entre les deux périodes de calcul. Cette relation mathématique
est ensuite appliquée aux résultats de chaque site temporaire instrumenté pendant la
campagne, afin d’évaluer quelle aurait été la concentration moyenne si le site avait mesuré en
continu toute l’année. La concentration moyenne annuelle ainsi déterminée (détail en annexe
7) est également nécessairement entachée d’une incertitude. Ainsi, le niveau annuel évalué
représente l’estimation la plus probable de la concentration annuelle du site de mesure qui
aurait été obtenue si l’on avait mesuré tout au long de l’année. L’incertitude associée à
l’estimation du niveau annuel à partir des mesures est d’environ 14 % pour le dioxyde d’azote,
et de 19% pour le benzène. Ces incertitudes sont conformes aux exigences de la directive
européenne [6], fixées respectiv ement à 15 % et 25 %.
Le détail de l’estimation des moyennes annuelles sur la période du 1er mai 2007 au 30 avril 2008
aux points de mesure est disponible en annexe 7, ainsi que les moyennes mesurées aux stations
de référence Airparif de 2006 à 2008 à titre de comparaison.
V.1.2. LE DIOXYDE D’AZOTE
GRANDE MAJORITE D’AXES ROUTIERS
: DES VALEURS REGLEMENTAIRES LARGEMENT DEPASSEES SUR UNE
La Figure 45 page suivante illustre les concentrations moyennes annuelles de dioxyde
d’azote estimées en tout point du domaine pour la période du 1er mai 2007 au 30 avril 2008.
Le motif global des concentrations montre que les niv eaux sont plus élevés au nord-ouest du
domaine, limitrophe à Paris, puis décroissent en allant vers le sud-est. Ce motif est lié en grande
partie à l’influence du cœur dense de l’agglomération parisienne, ainsi qu’à la densité du
réseau routier qui diminue à mesure que l’on s’éloigne de Paris.
L’impact du trafic routier au droit et à proximité des voies de circulation est nettement visible
pour l’ensemble des axes modélisés. Cet impact est d’autant plus marqué que le nombre de
véhicules est important : les autoroutes A4, A86 et A6 se détachent très nettement, ainsi que les
principales nationales. Sur les axes majeurs (autoroutes), les niveaux de dioxyde d’azote sont
deux fois plus élevés qu’en situation de fond.
60
µg/m3
Valeur limite 2008
Objectif de qualité
Figure 45 : Est imat ion de la concentration moyenne annuelle de NO2 du 1er mai 2007 au 30 avril 2008
Les niveaux décroissent rapidement lors des premières dizaines de mètres proches de l’axe,
comme le montre la Figure 46 pour l’exemple de l’A86. Toutefois, leur influence peut être
encore perceptible à plus de 200 mètres.
100
Concentration en µg/m
3
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
0
50
100
150
200
250
300
350
Figure 46 : Concent ration moyenne annuelle de dioxyde d’azot e en fonction de la distance à
l’aut orout e A86 du 1er mai 2007 au 30 avril 2008
61
L’incertitude 11 associée à l’estimation de la moyenne annuelle de dioxyde d’azote par la
méthodologie utilisée, considérée comme de la modélisation, est évaluée à 28 %. Elle est
évaluée en comparant les niveaux cartographiés et les moyennes annuelles estimées aux sites
de mesure, qui ne rentrent pas dans l’élaboration de la carte. Ceci est conforme aux exigences
de la directive européenne pour l’estimation d’une moyenne annuelle par modélisation, fixée à
30% pour le dioxyde d’azote.
L’objectif de qualité défini au niveau national pour le dioxyde d’azote est fixé à
40 µg/m3 en moyenne annuelle (cf. Annexe 2). La réglementation européenne fixe une valeur
limite qui diminue chaque année. La période modélisée étant à cheval sur deux années, c’est
la valeur limite applicable en 2008, égale à 44 µg/m3, qui est considérée.
Au droit des axes majeurs, tels que les autoroutes, on estime des concentrations moyennes
annuelles en dioxyde d’azote de plus de 70 µg/m3, soit près de deux fois supérieures à l’objectif
de qualité.
Sur les nationales RN6, RN7 et RN305, les concentrations estimées sont proches de 50 µg/m3,
donc supérieures aux seuils des valeurs réglementaires française et européenne.
Sur le réseau routier secondaire, les concentrations sont proches du seuil de l’objectif de
qualité, de l’ordre de 40 µg/m3.
On estime ainsi que l’objectif de qualité de 40 µg/m3 est dépassé sur 300 km de voiries, soit la
quasi-totalité (97 %) du réseau routier modélisé. Pour la valeur limite 2008, le dépassement
concerne 120 km de voiries, soit 39 % du réseau modélisé. Ces résultats sont conformes aux
observations effectuées sur l’ensemble du réseau routier francilien situé dans le cœur dense de
l’agglomération parisienne. A titre de comparaison, sur la période de référence considérée, les
sites trafic du boulevard périphérique et de l’autoroute A1 à Saint-Denis ont relevé des niveaux
de 103 et 90 µg/m3 respectiv ement.
Compte-tenu de la densité des axes et de l’influence de Paris, le nord-ouest du domaine
enregistre des concentrations de dioxyde d’azote soutenues même loin des axes, voisines de
l’objectif de qualité. Les concentrations décroissent en s’éloignant de Paris vers le sud-est du
domaine d’étude, pour atteindre des niveaux de l’ordre de 30 µg/m3. Sur la période de
référence, la station de Vitry relève 38 µg/m3, qui représente le niv eau de fond moyen mesuré
dans le cœur dense de l’agglomération. La valeur limite est respectée en situation de fond sur
l’ensemble du secteur d’étude.
Au total, sur la période de référence, on estime que le dépassement de l’objectif de qualité
pour le NO2 concerne environ 56 % de la superficie du domaine et 400 000 habitants, ce qui
Au sens de la directive : « L’incertitude pour la modélisation est définie comme l’écart maximal des niveaux de
concentration mesurés et calculés de 90 % des points de surveillance particuliers, sur la période considérée pour la
valeur limite, sans tenir compte de la chronologie des évènements. »
11
62
représente environ 68 % de la population de la zone d’étude. Le dépassement de la valeur
limite 2008 concerne environ 24 % de la superficie du domaine étudié, et 120 000 habitants
(20 % de la population du secteur étudié).
V.1.3. LE BENZENE : DES DEPASSEMENTS DE L’OBJECTIF DE QUALITE LIMITES AUX AXES MAJEURS
La Figure 47 représente la cartographie de l’estimation de la moyenne annuelle de
benzène.
µg/m3
Objectif
de qualité
Figure 47 : Est imat ion de la concentration moyenne annuelle de benzène du 1er mai 2007 au 30 avril 2008
En situation éloignée des axes, les concentrations en benzène sont assez homogènes sur
l’ensemble du domaine d’étude. Les concentrations maximales sont relevées en bordure des
axes routiers majeurs (autoroutes et nationales), en raison de la forte densité de trafic. Elles sont
environ deux fois plus élevées qu’en fond. Sur le réseau routier secondaire, l’impact des axes
est limité, de l’ordre de quelques dizièmes de microgrammes. La distance d’influence est
également plus courte que pour le dioxyde d’azote, elle se limite à moins de 150 mères,
comme le montre l’exemple de l’autoroute A86 sur la Figure 48.
63
5
3
4.5
4
3.5
3
2.5
2
1.5
1
0.5
0
0
50
100
150
200
250
300
350
Figure 48 : Concent ration moyenne annuelle de benzène en fonction de la distance à l’aut orout e A86
du 1er mai 2007 au 30 avril 2008
L’incertitude associée à l’estimation de la moyenne annuelle de benzène par la méthodologie
utilisée, considérée comme de la modélisation, est évaluée à 42 %. Ceci est conforme aux
exigences de la directive européenne pour l’estimation d’une moyenne annuelle par
modélisation, fixée à 50 % pour le benzène.
La réglementation française fixe un seuil de 2 µg/m3 comme objectif de qualité. On
estime que cet objectif de qualité est dépassé sur 250 km de voiries, soit environ 80 % du réseau
routier modélisé. Les concentrations modélisées sont de l’ordre de 2.5 à 3 µg/m3 sur les axes
majeurs (autoroutes et nationales). A titre de comparaison, les mesures de routine effectuées
sur le réseau fixe d’Airparif ont relevé au cours de la période de référence 2.8 µg/m3 sur la
station du boulevard périphérique et 4.3 µg/m3 à la Place Victor Basch.
En situation éloignée du trafic, l’objectif de qualité est largement respecté, les concentrations
de fond en benzène étant estimées entre 1.4 et 1.5 µg/m3.
Sur la période considérée, le dépassement de l’objectif de qualité en benzène concerne
environ 3 % de la superficie du domaine, et près de 20 000 habitants.
64
V.1.4. LES PARTICULES PM10 : DES DEPASSEMENTS DE L’OBJECTIF DE QUALITE LIMITES AUX AXES
MAJEURS
La Figure 49 ci-dessous représente l’estimation de la moyenne annuelle de PM10 du 1er
mai 2007 au 30 avril 2008.
µg/m3
Valeur limite
Valeur guide
OMS
Figure 49 : Est imat ion de la concentration moyenne annuelle de particules PM10
du 1er mai 2007 au 30 avril 2008
Le niveau de fond est globalement homogène sur l’ensemble du domaine d’étude, de l’ordre
de 25 µg/m3. Au droit des axes routiers, les niveaux modélisés sont sensiblement supérieurs,
compris entre 35 et 40 µg/m3 sur les autoroutes, et proches de 30 µg/m3 sur les nationales. On
peut néanmoins noter que l’impact des axes routiers sur les concentrations est moins important
que pour les autres polluants, du fait de la plus grande div ersité des sources de particules. Sur le
réseau secondaire, l’impact des axes routiers est faible, de l’ordre de quelques microgrammes
par mètre cube. Sur les axes majeurs, comme l’autoroute A86, la distance d’influence des axes
est de l’ordre d’une centaine de mètres (Figure 50).
65
Objectif
de qualité
40
3
35
30
25
20
15
10
5
0
0
50
100
150
200
250
300
350
Figure 50 : Concent ration moyenne annuelle de particules PM10 en fonction de la dist ance
à l’aut oroute A86 du 1er mai 2007 au 30 avril 2008
Pour les particules PM10, l’évaluation de l’incertitude associée à l’estimation de la moyenne
annuelle est effectuée sur un nombre très limité de points, seuls quatre points de mesure étant
disponibles sur le domaine (3 camions laboratoire et la station de Vitry-sur-Seine). Cette
incertitude est estimée à 22 %, ce qui est conforme aux 30 % exigés par la réglementation
européenne.
L’objectif de qualité défini au niveau national pour les particules PM10 est fixé à 30 µg/m3 en
moyenne annuelle (cf. Annexe 2). La réglementation européenne fixe une valeur limite égale à
40 µg/m3, applicable depuis 2008. Sur la base des valeurs décrites précédemment, on peut
estimer que l’objectif de qualité serait respecté en situation éloignée des axes, mais dépassé sur
environ 120 km d’axes, soit 39 % du réseau routier modélisé, principalement au voisinage des
axes routiers principaux (autoroutes et nationales). Sur les autoroutes, le dépassement de la
valeur limite est très probable.
Au total, le dépassement de l’objectif de qualité concerne environ 6 % de la superficie du
domaine d’étude et environ 20 000 habitants, soit 4 % de la population du domaine. L’OMS
recommande une valeur guide annuelle de 20 µg/m3 pour les particules PM10 [20]. Cette valeur
est dépassée sur l’ensemble du domaine d’étude. Ce dépassement concerne donc les 580 000
habitants du domaine d’étude.
Pour les particules PM2.5, les outils de modélisation ne permettent pas aujourd’hui de
fournir des résultats avec une précision raisonnable. La moyenne annuelle sur le site de mesure
en bordure de la RN305 à Vitry-sur-Seine a été estimée par comparaison avec les résultats des
sites de mesure du réseau permanent. Elle est estimée à 25 µg/m3 sur la période de référence,
ce qui est inférieur à la valeur limite de 30 µg/m3 applicable en 2008. En situation de fond, la
66
concentration mesurée à Vitry-sur-Seine sur cette même période est de 20 µg/m3, comme sur la
station de Paris 1 er Les Halles située au cœur de Paris et celle de Gennevilliers (92). La valeur
réglementaire est donc respectée sur les deux sites de mesure implantés sur le domaine
d’étude. Néanmoins, sur cette même période, la station du boulevard périphérique a
enregistré une concentration de 32 µg/m3. Compte-tenu des axes très chargés présents dans le
domaine d’étude, la possibilité d’un dépassement de cette valeur réglementaire à proximité
de certains axes routiers ne peut être exclue. Par ailleurs, les niv eaux de particules PM2.5 sont
plus de deux fois supérieures à la valeur annuelle de 10 µg/m3 recommandée par l’OMS pour
les particules PM2.5 [20].
V.2. POUR LES AUTRES POLLUANTS, DES NIVEAUX EN DEÇA DE LA REGLEMENTATION
Pour les autres polluants, les outils de modélisation ne permettent pas de donner des résultats
avec une précision raisonnable, notamment du fait d’un manque de données sur les quantités
émises. Pour le benzo(a)pyrène, l’arsenic, le cadmium, le nickel et le plomb, l’estimation de la
moyenne annuelle a été réalisée par comparaison avec les mesures réalisées en continu sur le
réseau Airparif, comme décrit au paragraphe V.1. Il est à noter que compte-tenu de la
campagne de mesure estiv ale réalisée pour ces composés, la période de référence pour le
calcul de la moyenne annuelle s’étend du 1er août 2007 au 30 septembre 2008, ce qui est
légèrement différent du NO2, PM10 et benzène. En effet, il est nécessaire que la période de
référence couvre l’ensemble des périodes de mesure. Pour les aldéhydes, le chrome et le
baryum, l’estimation de la moyenne annuelle n’est pas possible car la mesure de ces composés
n’est pas assurée dans le cadre de la surveillance de routine du réseau. Ces polluants ne sont
actuellement pas réglementés par les normes de qualité de l’air extérieur en vigueur.
V.2.1. LE BENZO(A)PYRENE : DES RESULTATS TRES LARGEMENT INFERIEURS A LA VALEUR CIBLE
La Figure 51 représente l’estimation de la concentration moyenne annuelle de
benzo(a)pyrène sur les sites d’étude, en comparaison des stations du réseau permanent.
Le niveau moyen annuel mesuré sur la station de fond de Vitry-sur-Seine est légèrement
supérieur aux stations de Paris 1er Les Halles et Neuilly-sur-Seine, et du même ordre que le niveau
mesuré à Gennevilliers. Sur le site temporaire de la RN305, le niv eau annuel estimé est plus élevé
que celui relevé en fond, et légèrement inférieur à la station du boulevard périphérique. Ces
résultats confirment un impact important du trafic routier, mais cependant moins marqué que
sur d’autres polluants comme les oxydes d’azote, en raison des émissions par les autres sources
de combustion présentes dans l’agglomération. L’ensemble de ces résultats est très largement
inférieur à la valeur cible de 1 ng/m3 préconisée par la directive européenne.
67
Moy annuelle estimée Min
Moy annuelle estimée Max
Concentration en ng/m
3
1.0
Valeur cible directive européenne
0.8
0.6
0.51
0.49
0.41
0.4
0.36
0.26
0.25
Neuilly-sur-
Paris 1er Les
Seine
Halles
0.2
0.0
Bd Periph
N305 Vitry
Pte d'Auteuil
Labo
Gennevilliers
Station
Vitry Fond
Figure 51 : Est imat ion des niveaux moyens annuels de benzo(a)pyrène du 1er août 2007 au 31 juillet 2008.
Quelques valeurs de comparaison
La Figure 52 présente quelques moyennes annuelles mesurées par d’autres associations de
surveillance de la qualité de l’air en France en 2007. Ces valeurs ont été mesurées sur des sites
urbains de fond, à l’exception du site d’Orléans, qui est « influencé industriel ». Ces valeurs sont
très comparables aux valeurs mesurées sur la région parisienne. Les niveaux les plus élevés sont
relevés sur la station de Grenoble, située dans une région vraisemblablement plus concernée
par le chauffage au bois. Entre 2002 et 2004, des moyennes annuelles comprises entre 0.7 et
1.3 ng/m3 ont été relevées à Grenoble en situation de proximité routière [21].
1.0
3
Valeur cible : 1 ng/m
0.9
0.8
0.7
ng/m
3
0.6
0.5
0.4
0.3
0.2
A
g
gl
o
Lil
le
Fo
nd
V
itr
y
La
b
o
V
itr
y
N
30
5
St
at
io
n
M
o
ye
nn
e
Bd
Pe
rip
h
Pt
e
d
'A
ut
e
ui
l
0.0
Pa
st
e
ur
pa
ris
ie
nn
e
0.1
Figure 52 : Moyennes annuelles de benzo(a)pyrène mesurés dans différentes régions françaises en 2007
(Source : AASQA [21] [22] [23])
68
V.2.2. DES NIVEAUX D’ARSENIC, NICKEL, CADMIUM ET PLOMB TRES INFERIEURS AUX NORMES
Les figures 53 à 56 représentent l’estimation des moyennes annuelles en arsenic, nickel,
cadmium et plomb. Pour ces quatre métaux, les résultats sont sensiblement équiv alents sur les
deux sites d’étude et sur la station de fond de Paris 1er Les Halles, et sont très largement inférieurs
aux valeurs cibles fixées par les directives européennes.
6.0
Concentration en Arsenic en ng/m
3
4.0
2.0
0.51
0.49
0.40
0.0
Labo N305
Vitry-sur-Seine
Figure 53 : Est imat ion des niveaux moyens annuels d’arsenic du 1er août 2007 au 31 juillet 2008.
5
Concentration en Cadmium en ng/m
3
4
3
2
1
0.26
0.24
Labo N305
Vitry-sur-Seine
0.24
0
Figure 54 : Est imat ion des niveaux moyens annuels de cadmium du 1er août 2007 au 31 juillet 2008.
69
M oy annuelle estimée M in
M oy annuelle estimée M ax
Concentration en Nickel en ng/m
3
20
18
16
14
12
10
8
6
4
1.99
1.83
Labo N305
Vitry-sur-Seine
2.05
2
0
Figure 55 : Est imat ion des niveaux moyens annuels de nickel du 1er août 2007 au 31 juillet 2008.
M oy annuelle estimée M in
Concentration en Plomb en µg/m
3
0.50
0.45
0.40
0.35
0.30
Objectif de qualité français
0.25
0.20
0.15
0.10
0.05
0.01
0.01
Labo N305
Vitry-sur-Seine
0.01
0.00
Figure 56 : Est imat ion des niveaux moyens annuels de plomb du 1er août 2007 au 31 juillet 2008.
Quelques valeurs de comparaison
A titre de comparaison, la Figure 57 page suivante illustre les moyennes annuelles estimées lors
de la campagne de mesure des métaux réalisées par Airparif autour de la zone industrielle de
Montereau-Fault-Yonne en 2007. Les niveaux mesurés sont globalement comparables aux sites
de fond instrumentés pendant l’étude, et inférieurs aux valeurs relevées sur le site de la Rue
Ampère, située dans la zone industrielle, à proximité immédiate d’une installation émettrice de
métaux.
70
Cadmium
Arsenic
Moy campagne
Valeur cible
4.8
3.6
2.4
Moyennes
estimées
2007/2008
1.2
0.0
4
3
2
Moyennes
estimées
2007/2008
1
0
Montereau Montereau Montereau St-Germain PARIS
Conservatoire Ampère Chemin Bas Laval
Les Halles
Les Halles
Plomb
Nickel
Moy campagne
Concentration en Nickel en ng/m3
18
Moy campagne
0.5
Valeur limite
Valeur cible
16
14
12
10
8
Moyennes
estimées
2007/2008
6
4
Concentration en Plomb en µg/m3
20
5
Valeur cible
Concentration en Cadmium en ng/m3
Concentration en Arsenic en ng/m3
6.0
Moy campagne
Moy annuelle estim ée Min
0.4
0.3
0.2
Moyennes
estimées
2007/2008
0.1
2
0
0.0
Les Halles
Labo N305
Les Halles
Vitry Fond
Paris Les Halles
Figure 57 : Moyennes annuelles maximums est imées pour l’année 2007
à part ir des mesures effect uées dans le cadre d’une campagne de mesure des mét aux
aut our de la zone indust rielle de Montereau-Fault -Yonne [12]
Au niveau national, le tableau page suivante présente une synthèse des valeurs de référence
mesurées au cours des dix dernières années réalisée en 2006 par le Laboratoire Central de la
Surveillance de la Qualité de l’Air dans différentes régions françaises [24]. Ces résultats
concernent tous les typologies de stations confondues. La moyenne des données collectées sur
les sites situés en agglomération et exempts de toute influence industrielle a été calculée. Ces
71
teneurs qui s’ apparentent à un « bruit de fond urbain » au niveau du territoire national sont de
0.7± 0.4 ng/m3 pour As, 0.4± 0.2 ng/m3 pour Cd, 3.2± 1.3 ng/m3 pour Ni et 22.3± 20.0 ng/m3 pour
Pb. Les teneurs mesurées dans le cadre de notre étude se situent bien dans ce bruit de fond
urbain.
Gamme des concent rations moyennes en arsenic, cadmium, nickel et plomb dans différentes
Associations Agrées de Surveillance de la Qualit é de l’Air françaises(Source : LCSQA [24])
72
RESUME DES VALEURS MOYENNES ANNUELLES ESTIMEES
POUR LES POLLUANTS NE POUVANT FAIRE L’OBJET D’UNE CARTOGRAPHIE
SITUATION DE
PROXIMITE AU TRAFIC
(LABO N305)
SITUATION DE FOND
(VITRY-SUR-SEINE)
Valeur moyenne
annuelle
minimale
estimée
Valeur moyenne
annuelle
maximale
estimée
0.36 ng/m3
BaP
Valeur moyenne
annuelle
minimale
estimée
Valeur moyenne
annuelle
maximale
estimée
0.36 ng/m3
0.61 ng/m3
As
0.31 ng/m3
0.67 ng/m3
0.40 ng/m3
0.63 ng/m3
Cd
0.23 ng/m3
0.25 ng/m3
0.24 ng/m3
0.28 ng/m3
Ni
1.33 ng/m3
2.34 ng/m3
1.45 ng/m3
2.53 ng/m3
Pb
0.01 µg/m3
0.02 µg/m3
0.01 µg/m3
0.01 µg/m3
PM2,5
20 µg/m3
25 µg/m3
RESUME DES VALEURS MESUREES PENDANT LES CAMPAGNES
POUR LES POLLUANTS DONT LA MOYENNE ANNUELLE NE PEUT PAS ETRE ESTIMEE
SITUATION DE FOND
(VITRY-SUR-SEINE)
(ng/m3)
SITUATION DE
PROXIMITE AU TRAFIC
(LABO N305)
Moyenne
campagne
hivernale
Moyenne
campagne
estivale
Moyenne
campagne
hivernale
Moyenne
campagne
estivale
Ba
4.52
7.04
11.83
6.72
Cr
0.72
1.71
2.47
2.24
Formaldéhyde
1.3
2.5
2.1
3.0
Acétaldéhyde
0.8
1.5
1.1
1.7
Acroléine
0.1
0.2
0.2
0.2
73
VI. CONCLUSION
La DDASS du Val-de-Marne a confié à Airparif l’élaboration et la réalisation d’un
diagnostic de la qualité de l’air sur une grande partie du département, visant à caractériser :

la pollution atmosphérique engendrée par les principaux axes routiers du secteur
choisi

la pollution de fond hors de l’influence directe de ces axes routiers et de celle des
zones industrielles.
Le diagnostic de la qualité de l’air est basé sur des travaux de modélisation, associés à des
campagnes de mesure.
Pour le dioxyde d’azote, le benzène et les particules PM10, une modélisation fine, associée à un
logiciel d’interpolation géostatistique, a permis l’estimation et la cartographie de la moyenne
annuelle en chaque point du domaine d’étude. La modélisation permet de couvrir la grande
majorité des axes routiers du domaine d’étude. Les résultats ont été validés sur la base de
mesures réalisées par tubes à diffusion et mesures automatiques. Ces cartes peuvent être
demandées à la DDASS du Val-de-Marne.
Pour le dioxyde d’azote, ces travaux mettent en évidence un fort impact du trafic routier,
perceptible sur l’ensemble du réseau routier modélisé. Sur les axes majeurs, les concentrations à
proximité immédiate du trafic sont plus de deux fois supérieures au niveau de fond. Toutefois, les
niveaux décroissent rapidement dans les premières dizaines de mètres voisins de l’axe.
L’influence des axes majeurs tels que les autoroutes peut être perceptible à plus de 200 mètres.
On peut estimer que l’objectif de qualité de 40 µg/m3 est largement dépassé sur 300 km de
voiries, soit la quasi-totalité (97 %) du réseau routier modélisé, comme sur la majorité des axes de
l’agglomération parisienne. En situation de fond, on observe une décroissance importante des
niveaux au sein du domaine d’étude : proches de 40 µg/m3 dans la zone nord-ouest du
domaine, qui touche Paris, elles sont inférieures à 35 µg/m3 au sud-est. Cette décroissance est
liée à l’influence du cœur dense de l’agglomération, ainsi qu’à une diminution de la densité du
réseau routier. Sur la période de référence, on estime que le dépassement de l’objectif de
qualité pour le NO2 concerne environ 56 % de la superficie du domaine et 400 000 habitants, ce
qui représente 68 % de la population de la zone d’étude.
Pour le benzène, l’impact des axes est plus limité que pour le dioxyde d’azote. Les impacts les
plus forts sont observés sur les axes majeurs (autoroutes), ainsi que sur certains axes plus
congestionnés comme la RN6 ou la RN7. Ces axes dépassent l’objectif de qualité de 2 µg/m3,
tout comme 80 % du réseau routier modélisé dans le domaine d’étude. L’influence des axes est
plus limité pour le benzène, elle ne dépasse pas les 150 mètres. En situation de fond, les
74
concentrations sont homogènes et très inférieures à cette valeur. Sur la période de référence, le
dépassement de l’objectif de qualité représente au total une superficie estimée à 3 % du
domaine et concerne 3 % de la population du domaine, soit près de 20 000 habitants.
Pour les particules PM10, l’impact des axes est limité au réseau routier principal, où les
concentrations dépassent largement l’objectif de qualité. Le dépassement de l’objectif de
qualité est observé sur environ 120 km d’axes, soit près de 40 % du réseau routier modélisé. En
situation de fond, les niveaux sont globalement homogènes, et inférieurs aux seuils
réglementaires. Le dépassement de l’objectif de qualité concerne environ 6 % de la superficie
du domaine d’étude et 4 % de la population du domaine, soit environ 20 000 habitants. La
valeur guide annuelle de 20 µg/m3 recommandée par l’OMS est dépassée sur l’ensemble du
domaine d’étude, et ce dépassement concerne les 580 000 habitants du domaine d’étude.
Pour les autres polluants (métaux, benzo(a)pyrène et aldéhydes), pour lesquels les capacités de
modélisation actuelles ne permettent pas de fournir des résultats avec une précision
raisonnable, deux campagnes de mesure ont été réalisées sur deux points de mesure, l’un en
situation de fond, le second en situation de proximité au trafic. Ces résultats ont permis de
documenter la variabilité saisonnière de ces polluants, et d’estimer la moyenne annuelle par
comparaison avec des sites de référence du réseau permanent d’Airparif.
Pour le benzo(a)pyrène, les mesures mettent en évidence des niveaux de fond comparables
aux autres sites du réseau Airparif. L’impact du trafic routier est mis en évidence, mais de façon
cependant moins marquée que sur le dioxyde d’azote, en raison d’autres sources de
combustion présentes dans le secteur, comme le chauffage (notamment chauffage au bois).
Les mesures de plomb, arsenic, nickel et cadmium ne montrent pas d’impact marqué du trafic
routier. Les concentrations mesurées sont comparables aux valeurs mesurées sur les autres sites
de mesure de la région, et qui se situent dans le « bruit de fond » urbain mesuré en France.
Pour ces polluants, l’estimation de la moyenne annuelle met en évidence des concentrations
très largement inférieures aux normes de qualité de l’air en vigueur.
Pour le baryum, le chrome et les aldéhydes, un impact du trafic routier a été mis en évidence.
L’estimation de la moyenne annuelle n’a pas pu être réalisée car ces polluants, non
réglementés, ne sont pas mesurés en continu sur le réseau permanent d’Airparif.
Conformément aux observations réalisées au sein de l’agglomération parisienne, l’ensemble de
ces résultats met en évidence une très forte contribution du trafic routier sur les concentrations
du secteur pour la majorité des polluants.
Cette étude a permis de chiffrer la population, dans le domaine d’étude, soumise à des
niveaux de polluants supérieurs aux valeurs guides de l’OMS pour la protection de la santé
75
publique, voire supérieurs aux objectifs de qualité fixés par la réglementation française.
L’impact principal est observé pour le NO2 avec 400 000 habitants soumis à une moyenne
annuelle dépassant la valeur guide OMS, et les particules avec 580 000 habitants soumis,
comme l’ensemble de la population de l’agglomération parisienne, à une moyenne annuelle
dépassant la valeur guide OMS.
Cette étude a également permis d’identifier des zones plus particulièrement impactées par le
trafic routier, et a abouti à l’élaboration de cartes détaillant le niv eau de concentration d’un
certain nombre de polluants. L’information obtenue est ainsi de plus en plus fine. La
combinaison des résultats de mesure, des outils de modélisation et de géostatistique permet de
progresser pour aller vers une connaissance des niv eaux à l’échelle de l’habitation ou du site
industriel 12. Il est maintenant possible de documenter la qualité de l’air à une résolution fine (25
mètres) pour un grand domaine d’étude (90 km2 ). Ces cartes pourront ainsi s’avérer
particulièrement utiles aux industriels souhaitant s’implanter et ayant besoin de connaître, les
niveaux existants pour certains polluants pour leurs études d’impact.
12
Toutefois, ces outils connaissent aussi des limites pour considérer totalement la complexité des
phénomènes régissant la qualité de l’air (effet des différences du bâti, phénomène d’accumulation à la
sortie des tunnels…).
76
REFERENCES
[1] Circulaire interministérielle DGS/SD 7 B no 2005-273 du 25 février 2005 relativ e à la prise en
compte des effets sur la santé de la pollution de l’air dans les études d’impact des
infrastructures routières
[2] Certu (2005), Note méthodologique sur l’évaluation des effets sur la santé de la pollution de
l’air dans les études d’impact routières
[3] Directive 1999/30/CE du Conseil du 22 avril 1999 relativ e à la fixation de valeurs limites pour
l’anhydride sulfureux, le dioxyde d’azote et les oxydes d’azote, les particules et le plomb dans
l’air ambiant
[4] Directive 2000/69/CE du Parlement européen et du Conseil du 16 novembre 2000
concernant les valeurs limites pour le benzène et le monoxyde de carbone dans l'air ambiant,
Journal Officiel des Communautés européennes L313 du 13 décembre 2000, p.12-21
[5] Directive 2004/107/CE du Parlement européen et du Conseil du 15 décembre 2004
concernant l’arsenic, le cadmium, le mercure, le nickel et les hydrocarbures aromatiques
polycycliques dans l’air ambiant, Journal Officiel de l’Union européenne L23 du 26 janvier 2005,
p. 3-16
[6] Directive 2008/50/CE du Parlement européen et du Conseil du 21 mai 2008 concernant la
qualité de l’ air ambiant et un air pur pour l’Europe, Journal Officiel de l’Union européenne
L152 du 11 juin 2008
[7] Décret n° 2002 - 213 du 15 février 2002 portant transposition des directives n° 1999/30/CE du
Conseil du 22 avril 1999 et n° 2000/69/CE du Parlement européen et du Conseil du 16 novembre
2000 et modifiant le décret n°98 - 360 du 6 mai 1998 relatif à la surveillance de la qualité de l'air
et de ses effets sur la santé et sur l'environnement, aux objectifs de qualité de l'air, aux seuils
d'alerte et aux valeurs limites.
[8] Décret n° 2003 - 1085 du 12 novembre 2003 portant transposition de la directive 2002/3/CE
du Parlement européen et du conseil du 12 février 2002 et modifiant le décret n° 98 - 360 du 6
mai 1998 relatif à la surveillance de la qualité de l'air et de ses effets sur la santé et sur
l'environnement, aux objectifs de qualité de l'air, aux seuils d'alerte et aux valeurs limites.
[9] Décret n° 2007-1479 du 12 octobre 2007 relatif à la qualité de l'air et modifiant le code de
l'environnement (partie réglementaire)
[10] Classification et critères d’implantation des stations de surveillance de la qualité de l’air,
Document Ademe, Juin 2002
[11] Airparif (2007), « Étude de la qualité de l'air au voisinage des grands axes routiers du Val-deMarne (94), Rapport d’étude, Septembre 2007 »
[12] Airparif (2008), « Surveillance des métaux dans l’air autour de la zone industrielle de
Montereau-Fault-Yonne »
[13] LCSQA / Ineris (2003), « Exposition aux aldéhydes dans différents micro-environnements »,
INERIS DRC-03-39294-AIRE N° 461YGo
[14] Ineris (2005), « Fiches de données toxicologiques en environnementales des substances
chimiques – Formaldéhyde »
77
[15] Airparif (2004), « Caractérisation de la qualité de l’air au voisinage d’un échangeur
autoroutier urbain, l’échangeur entre le Boulevard périphérique et l’autoroute A3 au niveau de
la Porte de Bagnolet »
[16] Airparif (2005), « Caractérisation de la qualité de l’air à proximité de l’autoroute A4 sur la
commune de Charenton-le-Pont »
[17] Airparif (2006), « Etude de la qualité de l’air au voisinage des grands axes routiers
essonniens »
[18] Airparif (2008), « Caractérisation de la qualité de l'air à proximité des voies à grande
circulation : Premier volet - Campagne de mesure portant sur le Boulevard périphérique au
niveau de la porte de Gentilly »
[19] Airparif (2008), « Mesures dans le flux de circulation – Etude exploratoire »
[20] OMS (2006), « Air Quality Guidelines – Global update 2005 – Particulate matter, ozone,
nitrogen dioxide and sulphur dioxide »
[21] Ascoparg (2008), « Rapport annuel Surveillance de la Qualité de l’Air 2007 »
[22] Atmo-Nord-Pas-de-Calais (2008), « Bilan de la Qualité de l’Air 2007 - Les Hydrocarbures
Aromatiques Polycycliques »
[23] Lig’Air (2008), « Rapport d’activ ité 2007 »
[24] Laboratoire Central de la Surveillance de la Qualité de l’Air – Mines de Douai (2006),
« Prélèvement et analyse des métaux dans les particules en suspension dans l’air ambiant »,
Rapport d’activ ités 1/2
78
LISTE DES FIGURES
Figure 1 : Domaine d’étude et réseau routier principal pris en compte..................................................6
Figure 2 : Tubes à diffusion installés sur un candélabre et détail des abris pour tubes NO2 (a) et
benzène (b)............................................................................................................................................................. 12
Figure 3 : Véhicule-laboratoire d’Airparif dans lequel sont installés les analyseurs automatiques.
..................................................................................................................................................................................... 13
Figure 4 : Emplacement des sites de mesure équipés de tubes à diffusion. ....................................... 16
Figure 5 : Implantation des véhicules-laboratoires durant la campagne hivernale ......................... 17
Figure 6 : Niveaux de particules PM10 en fonction de la vitesse du vent durant la campagne de
mesure hivernale.................................................................................................................................................... 19
Figure 7 : Fréquence (en %) des secteurs de vents en fonction de leur vitesse observés à Orly au
cours de la campagne de mesure hivernale (d’après données Météo-France). ............................ 20
Figure 8 : Fréquence moyenne (en %) des secteurs de vents en fonction de leur vitesse observés
à Paris-Montsouris sur la période au cours de la période 1981 à 2000 ( Source Météo-France). 20
Figure 9 : Évolution de l’indice ATMO au cours de la campagne de mesure hiv ernale ................. 21
Figure 10 : Evolution mensuelle de la concentration moyenne de dioxyde d’azote de
l’agglomération parisienne du 1er mai au 30 avril , pour la moyenne des années 2004 à 2006 et
2007-2008.................................................................................................................................................................. 22
Figure 11 : Fréquence (en %) des secteurs de vents en fonction de leur vitesse observés à Orly
au cours de la campagne de mesure estiv ale (d’après données Météo-France).......................... 22
Figure 12 : Évolution de l’indice ATMO au cours de la campagne de mesure estiv ale .................. 23
Figure 13 : résultats des mesures de dioxyde d’azote en site trafic moyennés sur les 4 semaines
de mesure................................................................................................................................................................ 24
Figure 14 : concentrations moyennes de dioxyde d’azote mesurées par tubes à diffusion sur les
sites temporaires trafic comparées à certaines stations du réseau Airparif pendant la
campagne .............................................................................................................................................................. 26
Figure 15 : résultats des mesures de benzène en site trafic moyennés sur les quatre semaines de
mesure ...................................................................................................................................................................... 27
Figure 16 : concentrations moyennes de benzène mesurées par tubes à diffusion sur les sites
temporaires trafic comparées à des stations du réseau AirpariF pendant la campagne ............. 28
Figure 17 : concentrations moyennes de particules PM10 mesurées sur les sites d’étude
comparées aux stations du réseau Airparif du 23 février au 1er avril ..................................................... 29
Figure 18 : concentrations moyennes de particules PM2.5 mesurées sur les sites d’étude
comparées aux stations du réseau Airparif du 23 février au 1er avril ..................................................... 30
Figure 19 : Concentrations moyennes de benzo(a)pyrène mesurées pendant la campagne
hivernale................................................................................................................................................................... 31
Figure 20 : Concentrations moyennes de benzo(a)pyrène mesurées pendant la campagne
estivale...................................................................................................................................................................... 32
Figure 21 : Concentrations moyennes de métaux mesurées pendant la campagne hivernale. 33
Figure 22 : Concentrations moyennes de métaux mesurées pendant la campagne estiv ale.... 33
Figure 23 : Concentrations moyennes de formaldéhyde, d’acétaldéhyde et d’acroléine........... 35
Figure 24 : Concentrations moyennes de formaldéhyde, d’acétaldéhyde et d’acroléine........... 36
Figure 25 : Profils journaliers moyens des concentrations de dioxyde d’azote (A), particules PM10
(B) et particules fines PM2.5 (C) relevés lors de la campagne de mesure du 23 février au 1er avril
2008 sur le véhicule laboratoire de la RN305 à Vitry et sur certaines stations permanentes du
réseau Airparif......................................................................................................................................................... 38
Figure 26 : Profils journaliers moyens des concentrations de dioxyde d’azote (A) et les particules
PM10 (B) relevés lors de la campagne de mesure du 23 février au 1 er avril 2008 sur les véhicules
laboratoires de Villeneuve-St-Georges et sur certaines stations permanentes du réseau Airparif.
..................................................................................................................................................................................... 39
Figure 27 : Exemple d’une concentration de pollution atmosphérique impactée sur un site
influencé par une ou plusieurs sources d’émissions par rapport au niveau de fond........................ 40
Figure 28 : Estimation de l’impact moyen engendré sur les concentrations en NO2 par les axes
routiers sur les deux véhicules laboratoires .................................................................................................... 41
Figure 29 : Localisation des sites de mesure destinés à étudier la décroissance des niv eaux en
s’éloignant de l’autoroute A6 à l’Haÿ-les-Roses........................................................................................... 41
79
Figure 30 : évolution des concentrations de NO2 en s’éloignant de l’autoroute A6 en fonction
des secteurs de vent, par rapport au niv eau de fond du secteur (ligne rouge) ............................... 42
s’éloignant de la Route Nationale 305 à Vitry-sur-Seine. ........................................................................... 43
Figure 32 : évolution des concentrations moyennes de NO2 en s’éloignant de la RN305 en
fonction des secteurs de vent, par rapport au niv eau de fond du secteur (ligne rouge).............. 43
s’éloignant de la Route Nationale 6 à Villeneuve-Saint-Georges. ......................................................... 44
Figure 34 : évolution des concentrations de NO2 en s’éloignant de la RN6 en fonction des
secteurs de vent, par rapport au niv eau de fond du secteur (ligne rouge) ....................................... 44
Figure 35 : Impact par rapport au niv eau de fond local sur les niv eaux de NO, NO2 et PM10 en
fonction des secteurs de vent plaçant le laboratoire temporaire de l’Allée Jusselin sous
l’influence (en rouge) ou non (en bleu) des émissions du trafic routier de la RN6............................ 45
Figure 36 : Exemple de l’influence des secteurs de vent sur les niv eaux de NO2 mesurés sur les
véhicules laboratoires implantés à Villeneuve-Saint-Georges................................................................. 46
Figure 37 : « Boites à moustache des vitesses de vent mesurées aux stations Météo France de
Paris-Montsouris et Orly . ...................................................................................................................................... 51
Figure 38 : Evolution de l’impact moyen horaire du trafic routier sur les concentrations de
dioxyde d’azote de 2 heures à 9 heures TU, calculé sur la période du 1er mai 2007 au 30 avril
2008............................................................................................................................................................................ 53
dioxyde d’azote de 15 heures à 19 heures TU, calculé sur la période du 1er mai 2007 au 30 avril
2008............................................................................................................................................................................ 54
benzène ................................................................................................................................................................... 55
benzène et de dioxyde d’azote à 5 heures TU, calculé sur la période du 1er mai 2007 au 30 avril
2008............................................................................................................................................................................ 56
benzène à 9 heures TU, calculé sur la période du 1er mai 2007 au 30 avril 2008................................ 56
particules PM10 de 2 à 7 heures TU, calculé sur la période du 1er mai 2007 au 30 avril 2008......... 57
Figure 44 : Impact moyen de l’autoroute A86 sur les concentrations de particules PM10 en
fonction de la distance à 2 heures et 5 heures............................................................................................ 57
Figure 45 : Estimation de la concentration moyenne annuelle de NO2 du 1er mai 2007 au 30 avril
2008............................................................................................................................................................................ 61
Figure 46 : Concentration moyenne annuelle de dioxyde d’azote en fonction de la distance à
l’autoroute A86 du 1er mai 2007 au 30 avril 2008 ......................................................................................... 61
Figure 47 : Estimation de la concentration moyenne annuelle de benzène du 1er mai 2007 au 30
avril 2008................................................................................................................................................................... 63
Figure 48 : Concentration moyenne annuelle de benzène en fonction de la distance à
l’autoroute A86....................................................................................................................................................... 64
Figure 49 : Estimation de la concentration moyenne annuelle de particules PM10......................... 65
Figure 50 : Concentration moyenne annuelle de particules PM10 en fonction de la distance... 66
Figure 51 : Estimation des niveaux moyens annuels de benzo(a)pyrène du 1er août 2007 au 31
juillet 2008................................................................................................................................................................. 68
Figure 52 : Moyennes annuelles de benzo(a)pyrène mesurés dans différentes régions françaises
en 2007...................................................................................................................................................................... 68
Figure 53 : Estimation des niveaux moyens annuels d’arsenic du 1er août 2007 au 31 juillet 2008.
..................................................................................................................................................................................... 69
Figure 54 : Estimation des niveaux moyens annuels de cadmium du 1er août 2007 au 31 juillet
2008............................................................................................................................................................................ 69
Figure 55 : Estimation des niveaux moyens annuels de nickel du 1er août 2007 au 31 juillet 2008.70
Figure 56 : Estimation des niveaux moyens annuels de plomb du 1er août 2007 au 31 juillet 2008.
..................................................................................................................................................................................... 70
Figure 57 : Moyennes annuelles maximums estimées pour l’année 2007............................................. 71
80
ANNEXES
ANNEXE 1
POLLUANTS ETUDIES, PRINCIPALES SOURCES D’EMISSION PAR LE TRAFIC ROUTIER
ET METHODES DE MESURE
ANNEXE 2
NORMES FRANÇAISES ET EUROPEENNES DE QUALITE DE L’AIR
RELATIVES AU DIOXYDE D’AZOTE, AU BENZENE, AUX PARTICULES PM10 ET PM2.5, AU
BENZO(A)PYRENE ET AUX METAUX
ANNEXE 3
PLAN D’ECHANTILLONNAGE
ANNEXE 4
RESULTATS DE MESURE
ANNEXE 5
VALIDATION DU MODELE SUR UNE SEMAINE DE MESURE
ANNEXE 6
COMPARAISON DES CONCENTRATIONS MOYENNES DE NO2 ET PM10
SUR LES STATIONS PERMANENTES DU RESEAU DU 1ER MAI 2007 AU 30 AVRIL 2008 CALCULEES EN
PRENANT L’ENSEMBLE DES JOURS ET 1 JOUR SUR 6
ANNEXE 7
ESTIMATION DE LA MOYENNE ANNUELLE SUR LES SITES TEMPORAIRES
81
82
ANNEXE 1
POLLUANTS ETUDIES, PRINCIPALES SOURCES D’EMISSION PAR LE TRAFIC ROUTIER
ET METHODES DE MESURE
Polluant
Dioxyde d’azote
(NO2)
Particules
PM10
PM2,5
Benzène
Arsenic (As)
Nickel (Ni)
Cadmium (Cd)
Métaux
Plomb (Pb)
Chrome (Cr)
Aldéhydes
Benzo(a)pyrène
Baryum (Ba)
Formaldéhyde
Acétaldéhyde
Acroléine
Sources principales
Méthode de mesure
Echappement
Mesure automatique
Tubes à diffusion
Remise en suspension
Echappement
Echappement, Evaporation
Echappement
Equipements routiers (pneus, freins,
antigel, lubrifiant)
Entretien des voies (fondants routiers)
Echappement
Equipements routiers (pneus, freins)
Entretien des voies (glissières de
sécurité, fondants routiers)
Echappement
antigel, lubrifiant)
Entretien des voies (glissières de
sécurité,
fondants
routiers)
Echappement
(en
très
nette
diminution depuis 2000)
lubrifiant )
Echappement
Equipements routiers (pneus, freins)
Echappements (non catalysés)
Echappement
Echappement
Echappement
Mesure automatique
Mesure automatique
Tubes à diffusion
Prélèvement sur filtre (7 jours)
Tubes à diffusion (7 jours)
Prélèvements sur cartouches
(1 jour tous les 3 jours)
83
ANNEXE 2
NORMES FRANÇAISES ET EUROPEENNES DE QUALITE DE L’AIR
RELATIVES AU DIOXYDE D’AZOTE, AU BENZENE, AUX PARTICULES PM10 ET PM2.5, AU
BENZO(A)PYRENE ET AUX METAUX
1 - Objectifs de qualité et valeurs limites nationaux
Dioxyde d'azote (NO2)
Période de référence
Moyenne annuelle
Année civile
Valeur
40 µg/m3
Valeurs limites - Protection de la santé humaine
Percentile 98 des concentrations horaires
Année civile
2001 - 2009 : 200 µg/m3
Percentile 99,8 des concentrations horaires
Année civile
2001 : 290 µg/m3
2002 : 280 µg/m3
2003 : 270 µg/m3
2004 : 260 µg/m3
2005 : 250 µg/m3
2006 : 240 µg/m3
2007 : 230 µg/m3
2008 : 220 µg/m3
2009 : 210 µg/m3
2010 : 200 µg/m3
Moyenne annuelle
Année civile
2001 : 58 µg/m3
2002 : 56 µg/m3
2003 : 54 µg/m3
2004 : 52 µg/m3
2005 : 50 µg/m3
2006 : 48 µg/m3
2007 : 46 µg/m3
2008 : 44 µg/m3
2009 : 42 µg/m3
2010 : 40 µg/m3
Benzène
Moyenne annuelle
Année civile
Valeur
2 µg/m3
Valeur limite - Protection de la santé humaine
Moyenne annuelle
Année civile
2001 - 2005 : 10 µg/m3
2006 : 9 µg/m3
2007 : 8 µg/m3
2008 : 7 µg/m3
2009 : 6 µg/m3
2010 : 5 µg/m3
84
Particules PM10
Période de
référence
Moyenne annuelle
Valeur
Année civile
Valeurs limites - Protection de la santé humaine
Percentile 90,4 des concentrations journalières
Année civile
Moyenne annuelle
Année civile
30 µg/m3
2005 : 50 µg/m3
2005 : 40 µg/m3
Plomb
Moyenne annuelle
Année civile
Valeur
0,25 µg/m3
Valeur limite - Protection de la santé humaine
Moyenne annuelle
Année civile
depuis 2002 : 0,5 µg/m3
85
2 - Directives européennes
Dioxyde d’azote (NO2)
24 heures
Année civile
Protection de la santé
Valeurs limites avec marge de dépassement
Seuil
Nb de dépassements
Date de mise en application
autorisés
300 µg/m3
18 jours par an
Du 19/07/1999 au 31/12/2000
290 µg/m3
1 janvier 2001
280 µg/m3
1 janvier 2002
270 µg/m3
1 janvier 2003
260 µg/m3
1 janvier 2004
250 µg/m3
1 janvier 2005
240 µg/m3
1 janvier 2006
230 µg/m3
1 janvier 2007
220 µg/m3
1 janvier 2008
210 µg/m3
1 janvier 2009
3
200 µg/m
1 janvier 2010
Seuil
60 µg/m3
58 µg/m3
56 µg/m3
54 µg/m3
52 µg/m3
50 µg/m3
48 µg/m3
46 µg/m3
44 µg/m3
42 µg/m3
40 µg/m3
Du 19/07/1999 au 31/12/2000
1 janvier 2001
1 janvier 2002
1 janvier 2003
1 janvier 2004
1 janvier 2005
1 janvier 2006
1 janvier 2007
1 janvier 2008
1 janvier 2009
1 janvier 2010
Benzène
Protection de la santé
Valeur limite avec marge de dépassement
Seuil
3
Année civile
10 µg/m
Du 13/12/2000 au 31/12/2005
9 µg/m3
1 janvier 2006
8 µg/m3
1 janvier 2007
7 µg/m3
1 janvier 2008
6 µg/m3
1 janvier 2009
5 µg/m3
1er janvier 2010
86
Particules PM10
24 heures
Année civile
Valeurs limites - Protection de la santé
Seuil
Nombre de
dépassements autorisés
50 µg/m3
35 jours par an
40 µg/m3
--
Date de mise en
application
er
1 janvier 2005
1er janvier 2005
Particules PM2,5
Seuil
Année civile
25 µg/m3
Année civile
Année civile
25 µg/m3
20 µg/m3
Valeur cible
1er janvier 2010
Valeur limite
1er janvier 2015
1er janvier 2020*
* La valeur limite indicative sera révisée par la Commission en 2013 à la lumière des informations
complémentaires sur l'impact sanitaire et environnemental, la faisabilité technique et l'expérience acquise
en matière de valeur cible dans les États membres.
Benzo(a)pyrène (BaP) et Métaux (Pb, As, Ni, Cd)
Valeurs cibles
Polluants Période de référence
Seuil
BaP
Année civile
1 ng/m3
31 décembre 2012
Plomb
Année civile
0,5 µg/m3
1er janvier 2005
Arsenic
Année civile
6 ng/m3
31 décembre 2012
Nickel
Année civile
20 ng/m3
31 décembre 2012
Cadmium
Année civile
5 ng/m3
31 décembre 2012
87
ANNEXE 3
PLAN D’ECHANTILLONNAGE
N°site
Dist.
Typologie
à l'axe
Mesures auto
Prlvt manuels
NOx,
PM10
BaP
Tubes à diffusion
Nom du site
Commune
Adresse
Axe
1
N7 Kremlin
Le Kremlin-Bicêtre
4.5
Le Kremlin-Bicêtre
Le Kremlin-Bicêtre
35 Avenue de Fontainebleau
CHU du Kremlin-Bicêtre - Parc P. Pinel
N7
2
Trafic
Fond
X
X
X
X
3
4
N7 Villejuif
Villejuif
L'Haÿ-les-Roses
Boulevard Maxime Gorki
Stade E. Gérard - Av du Gal de Gaulle
N7
A6
2.5
10
Trafic
Influencé
X
X
X
5
6
L' Haÿ les Roses stade 2
L'Haÿ-les-Roses
L'Haÿ-les-Roses
A6
A6
30
70
Influencé
Influencé
X
X
7
L'Haÿ-les-Roses
A6
110
Influencé
X
X
X
X
8
9
L'Haÿ-les-Roses
N7 Chevilly-la-Rue
L'Haÿ-les-Roses
Chevilly-la-Rue
Boulevard de la Vanne
248/254 Avenue de Stalingrad
2.5
Fond
Trafic
X
X
X
N7
10
11
A86 Thiais
Vitry-sur-Seine
Thiais
Vitry-sur-Seine
Rue des Alouettes
Station AIRPARIF - 103 rue Armangot
A86
8
12
13
N305 Vitry
Vitry Tremblay 1
Vitry-sur-Seine
Vitry-sur-Seine
Avenue M. Robespierre
N305
2.5
14
Vitry Tremblay 2
Vitry-sur-Seine
Rue Edouard Tremblay
N305
N305
16
40
15
16
Vitry Tremblay 3
N305 Labo Vitry
Vitry-sur-Seine
Vitry-sur-Seine
17
18
19
N186 Choisy
Choisy-le-Roi
Choisy-le-Roi
Choisy-le-Roi
Villeneuve-St-Georges
N305
N305
N186
60
3
2
20
21
Villeneuve SG Orset
22
Villeneuve SG Mauris
28 Avenue Rouget de lIsle
Avenue du Gal Leclerc
Stade Jean Bouin - Rue Pompadour
Rue de Paris
Allée Orset
Allée Jusselin
Rue L. Mauris
N6
N6
N6
N6
1.5
30
65
138
Fond
Trafic
Trafic
Fond
Trafic
Influencé
Influencé
Fond
23
24
N6 Valenton
N 406 Valenton
Valenton
Valenton
N6
3
Fond
Trafic
A86 Créteil
Créteil
N406
A86
8
10
Influencé
Influencé
27
28
D1 Créteil
N186 Créteil
Créteil
Créteil
Bordure N406
Chemin des mèches
Parc de la Brèche - Rue Olof Palme
D1
8
N186
29
Maisons-Alfort
Maisons-Alfort
Avenue de Verdun
Stade A. Delaune - Rue du 11 nov. 1918
30
N19 Alfortville
Alfortville
Rue Charles de Gaulle
A4
N19
A4
25
26
31
A4 Charenton
Charenton
R = mesures réalisées dans le cadre du réseau AIRPARIF
88
Stade SNCF G. Roussel - Rue L. Mauris
Av Henri Barbusse
PM2.5
Métaux
NO2
Benzène Aldéhydes
X
X
Trafic
X
X
X
X
Influencé
Influencé
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
Influencé
X
X
X
X
1.5
Trafic
Fond
X
X
X
X
3
2
Trafic
Trafic
X
X
X
X
30
26
Influencé
Fond
R
X
R
X
R
X
X
X
TOTAL
X
X
2
ANNEXE 4
RESULTATS DE MESURE
DIOXYDE D’AZOTE
(µg/m3)
N°site
Nom du site
Adresse
Série 1 Série 2 Série 3 Série 4 Moyenne
27/02 au 03/03 au 10/03 au 17/03 au
Campagne
03/03/08 10/03/08 17/03/08 25/03/08
55
64
55
60
59
1
N7 Kremlin
35 Av de Fontainebleau
2
3
4
Le Kremlin-Bicêtre
N7 V illejuif
CHU du Kremlin, Parc Pinel
Bd Maxime Gorki
Stade E. Gérard
36
54
33
38
60
44
32
51
32
40
52
37
5
Stade E. Gérard
34
44
32
38
6
Stade E. Gérard
34
37
29
32
7
Stade E. Gérard
32
34
29
33
8
L'Haÿ-les-Roses
Boulevard de la V anne
nd
nd
29
31
9
10
N7 Chevilly-la-Rue
A86 Thiais
248/254 Av. de Stalingrad
Rue des Alouettes
54
56
57
71
49
51
51
72
11
Vitry-sur-Seine
Station AIRPARIF
37
42
28
32
12
N305 V itry
Av. M. Robespierre
42
46
42
38
13
Vitry Tremblay 1
36
37
29
31
14
Vitry Tremblay 2
nd
35
25
31
15
Vitry Tremblay 3
32
36
27
31
16
N305 Labo V itry
28 Avenue Rouget de l’Isle
58
64
53
61
17
18
19
N186 Choisy
Choisy-le-Roi
N6 Labo V illeneuve St G.
Stade Jean Bouin
Rue de Paris
49
34
59
54
35
67
44
28
53
48
31
61
20
V illeneuve SG Orset
Allée Orset
37
41
32
36
21
Labo V SG Allée Jusselin
Allée Jusselin
34
37
29
31
22
V illeneuve SG Mauris
Rue L. Mauris
34
35
28
31
23
V illeneuve St Georges
Stade SNCF G. Roussel
nd
nd
25
31
24
N6 V alenton
Av Henri Barbusse
66
65
63
66
25
26
N 406 Valenton
A86 Créteil
Bordure N406
Chemin des mèches
58
62
54
52
27
D1 Créteil
Parc de la Brèche, Rue Palme
38
40
33
37
28
N186 Créteil
Avenue de Verdun
54
67
56
58
29
Maisons-Alfort
Stade A. Delaune
37
nd
29
32
54
53
53
45
59
74
41
82
30
N19 Alfortville
31
A4 Charenton
A4
57
37
59
33
51
64
Cachan
32
36
24
30
31
40
40
34
34
37
29
35
21
27
28
33
41
19
21
29
Montgeron
STATIONS AIRPARIF
37
54
37
37
33
32
30
53
63
35
42
33
30
32
59
49
32
60
37
33
32
nd
65
Ivry-sur-Seine
Bd Périphérique Pte d’Auteuil
82
83
91
107
92
Champs-Elysées
75
70
65
61
68
Autoroute A1
81
76
86
71
79
89
BENZENE
(µg/m3)
Série 1 Série 2 Série 3 Série 4 Moyenne
27/02 au 03/03 au 10/03 au 17/03 au
Campagne
03/03/08 10/03/8 17/03/08 25/03/08
N°site
Nom du site
Adresse
1
N7 Kremlin
1.7
1.7
1.6
1.6
1.6
2
Le Kremlin-Bicêtre
1.1
1.0
0.9
0.8
1.0
3
N7 V illejuif
Bd Maxime Gorki
4
Stade E. Gérard
1.2
1.0
0.9
0.8
1.0
5
Stade E. Gérard
1.0
0.9
nd
0.7
0.9
6
Stade E. Gérard
1.1
0.9
0.8
0.6
0.9
7
Stade E. Gérard
1.0
0.9
0.7
0.6
0.8
8
L'Haÿ-les-Roses
1.1
1.0
nd
0.7
0.9
9
N7 Chevilly-la-Rue
10
A86 Thiais
Rue des Alouettes
1.3
1.2
1.0
1.1
1.2
11
Vitry-sur-Seine
Station AIRPARIF
1.0
1.1
1.0
0.9
1.0
12
N305 V itry
1.6
nd
1.3
1.0
1.3
13
Vitry Tremblay 1
nd
1.2
1.1
0.7
1.0
14
Vitry Tremblay 2
nd
1.2
nd
0.8
1.0
15
Vitry Tremblay 3
nd
1.0
1.0
0.8
0.9
16
N305 Labo V itry
1.6
1.6
1.2
1.1
1.4
17
N186 Choisy
18
Choisy-le-Roi
Stade Jean Bouin
19
Rue de Paris
1.5
2.0
1.4
1.1
1.5
20
Allée Orset
1.2
nd
0.9
0.7
0.9
21
Allée Jusselin
nd
1.3
1.0
0.7
1.0
22
Rue L. Mauris
1.4
nd
0.7
0.8
1.0
23
nd
nd
0.7
0.8
nd
24
N6 V alenton
Av Henri Barbusse
nd
1.9
1.3
nd
nd
25
N 406 Valenton
Bordure N406
26
A86 Créteil
Chemin des mèches
1.5
1.4
1.0
1.2
1.3
27
D1 Créteil
1.1
1.1
0.9
1.0
1.0
28
N186 Créteil
Avenue de Verdun
nd
nd
1.5
1.6
1.6
29
Maisons-Alfort
Stade A. Delaune
1.2
nd
0.9
0.8
1.0
30
N19 Alfortville
2.0
1.8
nd
1.4
1.7
31
A4 Charenton
A4
1.7
1.9
1.4
1.8
1.7
1.0
1.0
1.1
1.0
1.0
1.0
1.1
0.8
0.8
0.9
2.2
2.2
2.4
1.8
2.2
Champs-Elysées
3.0
2.5
2.5
2.1
2.5
Autoroute A1
2.7
2.4
1.9
2.3
2.3
Montgeron
STATIONS AIRPARIF
90
Non échantillonné pour cause de sécurit é
BENZO(a)PYRENE
(ng/m3)
CAMPAGNE HIVERNALE
N° site
Nom du site
27/02 01/03 04/03 07/03 10/03 13/03 16/03 19/03 22/03 25/03 Moyenne*
11
Vitry fond
0.33
0.04
0.14
0.12
0.05
0.09
0.06
0.14
0.10
0.11
0.14
16
N305 V itry Labo
1.1
0.07
0.16
0.88
nd
nd
nd
nd
0.30
0.53
0.51
0.14
0.06
0.10
0.10
0.04
0.07
0.06
0.15
0.08
0.13
0.10
Neuilly-sur-Seine
0.17
0.04
0.09
0.13
0.07
0.07
0.06
0.14
0.06
0.11
0.10
Gennevilliers
0.21
0.06
0.13
0.19
0.04
0.06
0.05
nd
0.07
0.16
0.14
Bd Periph Porte d’Auteuil 0.49
0.23
0.36
0.40
0.14
0.27
0.15
0.58
0.18
nd
0.33
*Moyenne calculée sur les journées disponibles sur le site n°16
CAMPAGNE ESTIVALE
N° site
Nom du site
17/06 20/06 23/06 26/06 29/06 02/07 05/07 08/07 11/07 14/07 Moyenne
11
Vitry fond
0.06
0.16
0.08
0.06
0.05
0.04
0.02
0.02
nd
nd
0.09
16
N305 V itry Labo
0.05
0.07
0.03
0.05
0.07
0.03
nd
0.04
nd
0.07
0.05
0.03
nd
0.03
0.06
0.02
0.05
0.03
0.03
0.02
0.07
0.04
Neuilly-sur-Seine
0.07
nd
0.11
0.06
0.02
0.11
0.02
0.02
0.02
0.08
0.07
Gennevilliers
nd
0.19
0.13
0.06
0.04
0.10
0.02
0.02
0.02
0.19
0.12
0.47
0.50
0.36
0.17
0.18
0.19
0.14
0.17
0.36
0.33
Bd Periph Porte d’Auteuil 0.14
91
METAUX
(ng/m3)
CAMPAGNE HIVERNALE
Polluant
N° site
Nom du site
11
Vitry-sur-Seine
Arsenic
16
Nickel
11
16
27/02 au 03/03 au 10/03 au 17/03 au Moyenne
02/03/08 09/03/08 16/03/08 24/03/08 Campagne
0.34
0.71
0.19
nd
0.41
N305 Labo V itry
0.79
0.35
0.41
0.15
0.26
0.30
0.35
0.38
0.45
0.30
Vitry-sur-Seine
N305 Labo V itry
1.96
2.42
1.24
2.31
1.10
1.26
nd
1.89
1.43
1.97
1.70
0.14
0.74
0.14
1.47
0.15
2.54
nd
1.61
0.14
11
Vitry-sur-Seine
Cadmium
16
N305 Labo V itry
er
Paris 1 Les Halles
0.15
0.15
0.23
0.15
0.15
0.15
0.14
0.15
0.17
0.15
Chrome
11
16
Vitry-sur-Seine
N305 Labo V itry
0.72
2.60
0.71
2.57
0.73
2.13
nd
2.58
0.72
2.47
4.83
4.62
4.11
nd
4.52
11
Baryum
Plomb
(µg/m3)
Vitry-sur-Seine
16
N305 Labo V itry
12.61
13.15
9.45
12.12
11.83
11
16
Vitry-sur-Seine
N305 Labo V itry
0.01
0.01
0.01
0.01
0.01
0.01
0.01
nd
0.01
0.01
0.01
0.01
0.01
0.01
0.01
CAMPAGNE ESTIVALE
Polluant
N° site
Nom du site
11
Vitry-sur-Seine
0.15
0.21
0.15
0.15
0.17
Arsenic
16
N305 Labo V itry
er
Paris 1 Les Halles
0.16
0.22
0.15
nd
0.15
0.15
0.15
nd
0.15
nd
Nickel
11
16
Vitry-sur-Seine
N305 Labo V itry
0.75
0.79
2.11
0.75
0.76
0.75
0.75
0.75
1.09
0.76
1.71
0.15
nd
0.19
0.74
0.15
nd
0.15
nd
0.16
0.16
0.15
0.15
nd
0.15
0.15
0.15
nd
0.15
nd
11
Cadmium
Chrome
16
Vitry-sur-Seine
N305 Labo V itry
11
Vitry-sur-Seine
1.41
2.58
1.57
1.29
1.71
16
N305 Labo V itry
3.94
1.20
2.14
1.71
2.24
2.94
nd
0.74
nd
nd
11
Baryum
Plomb
(µg/m3)
92
16/06 au 23/06 au 30/06 au 07/07 au Moyenne
22/06/08 29/06/08 06/07/08 12/07/08 Campagne
4.89
13.00
5.47
4.80
7.04
16
N305 Labo V itry
Vitry-sur-Seine
10.00
9.43
4.11
nd
6.29
3.69
6.48
nd
6.72
nd
11
16
Vitry-sur-Seine
N305 Labo V itry
0.01
0.01
0.02
0.01
0.01
0.01
0.01
0.01
0.01
0.01
0.01
nd
0.01
nd
nd
ALDEHYDES
(µg/m3)
CAMPAGNE HIVERNALE
FORMALDEHYDE
série 1
série 2
série 3
série 4
Moyenne
N° site
Nom du site
Adresse
27/02 au
03/03/08
11
Vitry-sur-Seine
Station AIRPARIF
1.5
nd
1.5
1.0
1.3
16
N305 Labo V itry
28 Av. Rouget de l’Isle
2.2
2.5
2.0
1.9
2.1
1.7
1.7
1.8
1.4
1.7
STATIONS AIRPARIF
03/03 au 10/03 au 17/03 au
campagne
10/03/8 17/03/08 25/03/08
Montgeron
1.4
1.8
1.4
1.3
1.5
Bd périphérique – Pte d’Auteuil
2.1
2.6
2.6
2.3
2.4
Champs-Elysées
2.9
3.0
3.0
2.4
2.8
série 2
série 3
série 4
Moyenne
ACETALDEHYDE
série 1
N° site
Nom du site
Adresse
27/02 au
03/03/08
11
Vitry-sur-Seine
Station AIRPARIF
0.7
nd
0.8
0.8
0.8
16
N305 Labo V itry
1.0
1.4
1.0
1.2
1.1
1.7
1.1
1.1
1.1
1.0
Montgeron
1.4
0.7
1.0
0.8
0.9
Bd périphérique - Pte d’Auteuil
2.1
1.1
1.3
1.3
1.3
Champs-Elysées
2.9
1.6
1.5
1.6
1.4
série 2
série 3
série 4
Moyenne
STATIONS AIRPARIF
03/03 au 10/03 au 17/03 au
campagne
10/03/8 17/03/08 25/03/08
ACROLEINE
série 1
N° site
Nom du site
Adresse
27/02 au
03/03/08
11
Vitry-sur-Seine
Station AIRPARIF
0.1
nd
<LQ
0.1
0.1
16
N305 Labo V itry
0.1
0.2
0.1
0.2
0.2
1.7
0.1
0.1
0.1
0.1
Montgeron
1.4
0.1
0.1
0.1
0.1
2.1
0.2
0.2
0.1
0.2
Champs-Elysées
2.9
0.1
nd
<LQ
0.1
STATIONS AIRPARIF
03/03 au 10/03 au 17/03 au
campagne
10/03/8 17/03/08 25/03/08
93
ALDEHYDES
(µg/m3)
CAMPAGNE ESTIVALE
FORMALDEHYDE
série 1
série 2
série 3
série 4
Moyenne
N° site
Nom du site
Adresse
16/06 au
23/06/08
11
Vitry-sur-Seine
Station AIRPARIF
2.9
3.0
2.6
1.9
2.5
16
N305 Labo V itry
3.4
3.3
2.9
2.5
3.0
3.1
3.1
3.0
2.0
2.8
STATIONS AIRPARIF
23/06 au 30/06 au 07/07 au
campagne
30/06/08 07/07/08 14/07/08
Montgeron
2.9
3.3
2.7
2.0
2.7
Bd périphérique – Pte d’Auteuil
3.6
3.4
3.1
2.2
3.1
Champs-Elysées
3.9
3.8
3.4
2.4
3.4
série 2
série 3
série 4
Moyenne
ACETALDEHYDE
série 1
N° site
Nom du site
Adresse
16/06 au
23/06/08
11
Vitry-sur-Seine
Station AIRPARIF
1.6
2.0
1.7
1.1
1.5
16
N305 Labo V itry
1.6
1.7
1.9
1.4
1.7
1.7
1.7
1.9
1.4
1.7
Montgeron
1.5
1.7
1.9
1.2
1.6
2.0
2.0
2.1
1.5
1.9
Champs-Elysées
2.3
2.3
2.4
1.8
2.2
série 2
série 3
série 4
Moyenne
STATIONS AIRPARIF
23/06 au 30/06 au 07/07 au
campagne
30/06/08 07/07/08 14/07/08
ACROLEINE
série 1
N° site
Nom du site
Adresse
16/06 au
23/06/08
11
Vitry-sur-Seine
Station AIRPARIF
0.3
0.0
0.1
0.1
0.2
16
N305 Labo V itry
0.3
0.1
0.2
0.1
0.2
0.3
0.1
0.2
0.1
0.2
Montgeron
0.2
0.1
0.1
0.1
0.1
0.4
0.1
0.2
0.1
0.2
Champs-Elysées
0.4
0.1
0.2
0.1
0.2
STATIONS AIRPARIF
94
23/06 au 30/06 au 07/07 au
campagne
30/06/08 07/07/08 14/07/08
ANNEXE 5
VALIDATION DES RESULTATS DE MODELISATION
SUR LA SEMAINE DE MESURE DU 3 AU 10 MARS 2008
Les résultats de la simulation ont été validés par comparaison avec les résultats de la
campagne de mesure, obtenus à différents pas de temps :
-
Pas de temps horaire pour les données les plus fines mesurées à l’aide des
analyseurs automatiques installés dans trois véhicules laboratoires (NO2 et PM10);
Cette validation permet notamment de vérifier la cohérence de l’évolution
temporelle des niv eaux simulés par rapport aux mesures réalisées sur le terrain.
-
Pas de temps hebdomadaire, pour les résultats obtenus avec les tubes à diffusion
passiv e exposés sur les 30 sites (NO2 et benzène).
La validation a été réalisée sur la semaine de mesure la plus défavorable à la dispersion des
polluants (série 2, du 3 au 10 mars).
1. DIOXYDE D’AZOTE
La figure 54 présente une comparaison entre les concentrations horaires en NO2
mesurées et modélisées sur les trois sites de mesure équipés de véhicules laboratoires du 3 au 10
mars 2008.
Les concentrations modélisées suivent globalement bien la dynamique de l’évolution
journalière observée sur les mesures. En termes de niveaux mesurés, on observe une légère sousestimation des concentrations de NO2 en proximité immédiate du trafic routier (sites implantés
en bordure de la RN305 et de la RN6). Cette sous-estimation est variable selon les journées,
certains jours le modèle peine à reproduire l’impact du trafic routier. Ceci peut être lié à des
conditions météorologiques particulières plus difficiles à modéliser, aux incertitudes sur
l’estimation de l’état du trafic routier, ou à la présence d’une source de pollution autre que le
trafic et non prise en compte dans le modèle... Il est à noter que compte-tenu de la forte
variabilité des niveaux à proximité immédiate du trafic routier, la validation des résultats en un
point est très délicate car la valeur modélisée dépend fortement de la position du récepteur.
Un écart de quelques mètres sur la position du récepteur peut engendrer des écarts très
importants en terme de concentration. Sur le site de l’allée Jusselin, situé à 70 mètres de la RN6,
les concentrations modélisées sont très proches de la mesure.
95
N305 VITRY-SUR-SEINE
N6 VILLENEUVE-ST-GEORGES
VILLENEUVE-ST-GEORGES – ALLEE JUSSELIN
Figure 54 : Comparaison des concent rations horaires en NO2 modélisées et mesurées sur les 3 véhicules
laborat oires du 3 au 10 mars 2008
96
Ces observations sont confirmées par la Figure 55, qui illustre les profils moyens journaliers
calculés à partir des données modélisées et des données mesurées sur les 3 sites de mesure
automatique. Le profil journalier est globalement bien reproduit par le modèle, les deux pics liés
à l’évolution journalière du trafic routier sont très bien reproduits par le modèle. En terme de
niveaux, les concentrations sont sous-estimées en proximité immédiate du trafic routier. En
situation influencée, les concentrations modélisées sont très proches des mesures, à la fois en
terme de profil et en terme de concentrations.
200
Figure 55 : Comparaison des profils journaliers moyens en NO2 modélisés et mesurés sur les 3 véhicules
La comparaison des moyennes hebdomadaires mesurées sur les 31 sites équipés de tubes à
diffusion et les résultats de simulation montrent une comparaison satisfaisante des niveaux. Les
écarts sont détailléssur la figure 58, page 96. Sur l’ensemble des sites, les écarts sont compris en
valeur absolue entre 0 et 26 %, ce qui est satisfaisant par rapport aux incertitudes admises pour
la modélisation par la directive européenne du 21 mai 2008, qui fixe une incertitude13 maximum
de 30 % pour l’estimation de la moyenne annuelle.
1. PARTICULES PM10
Pour les particules PM10, on observe le même comportement, comme l’illustre la Figure 56.
« L’incertitude pour la modélisation est définie comme l’écart maximal des niveaux de concentration mesurés et
calculés de 90 % des points de surveillance particuliers, sur la période considérée pour la valeur limite, sans tenir compte
de la chronologie des évènements. »
13
97
VILLENEUVE-ST-GEORGES ALLEE JUSSELIN
Figure 56 : Comparaison des concent rations horaires en PM10 modélisées et mesurées sur les 3 véhicules
La sous-estimation des niveaux est cependant plus importante que pour le dioxyde d’azote. En
effet, aux incertitudes déjà décrites pour le NO2 s’ajoutent la complexité des phénomènes
98
physico-chimiques mis en jeu pour les particules (déposition, remise en supsnesion,
transformations chimiques), qui ne sont aujourd’hui que partiellement traduits dans les modèles
de dispersion ainsi qu’une plus grande diversité des sources. La sous-estimation est plus
importante sur les sites implantés sur la commune de Villeneuve-Saint-Georges. Ceci confirme
que la proximité de la voie ferrée et de la gare de triage entraîne des émissions de particules
qui ne sont pas prises en compte dans les données d’entrée du modèle. Cet élément ne remet
pas en question les résultats des estimations des moyennes annuelles puisque le présent travail
est centré sur l’estimation de l’impact du trafic routier et ne porte pas sur l’estimation des
impacts spécifiques liés à des sources de type industriel.
Figure 57 : Comparaison des profils journaliers moyens en PM10 modélisés et mesurés sur les 3 véhicules
En moyenne sur la campagne (Figure 58), les écarts sont compris entre 0 et 23%, ce qui est
largement conforme aux 30% d’incertitude exigés par la directive.
3. BENZENE
Les résultats de simulation pour le benzène ont été validés sur la base des mesures
hebdomadaires par tubes à diffusion. La comparaison des concentrations hebdomadaires
modélisées et mesurées sur les sites équipés de tubes du 3 au 10 mars (Figure 58 page suivante)
montre que les concentrations modélisées sont globalement légèrement supérieures aux
valeurs mesurées par tubes à diffusion, avec des écarts compris entre 0 et 0.9 µg/m3.
L’incertitude associée à l’estimation de la moyenne hebdomadaire est de 44 %, ce qui est
conforme aux 50 % préconisés par la directive.
99
N° site
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
19
20
21
22
23
24
26
27
28
29
30
31
Nom du site
N7 Kremlin
Kremlin fond
N7 Villejuif
L'Haÿ-les-Roses fond
N7 Chevilly-la-Rue
A86 Thiais
Vitry fond
N305 Vitry
Vitry Tremblay 1
Vitry Tremblay 2
Vitry Tremblay 3
N305 Vitry Labo
N186 Choisy
Choisy fond
N6 VSG Labo Prox
Villeneuve SG Orset
V SG Labo Influencé
Villeneuve SG Fond
N6 Valenton
A86 Créteil
D1 Créteil
N186 Créteil
Maisons-Alfort Fond
N19 Alfortville
A4 Charenton
Resultats_Modèle
NO2
BENZ
PM10
56
2.3
23
44
1.1
19
47
1.5
20
50
1.5
23
46
1.3
21
43
1.2
20
41
1.2
19
37
1.1
18
45
1.3
19
56
1.6
23
46
1.1
18
46
1.6
20
40
1.2
18
40
1.1
18
40
1.1
18
54
2.0
22
43
1.5
20
39
1.1
18
50
2.5
22
44
1.6
20
41
1.3
19
40
1.2
18
39
1.1
18
59
2.6
25
65
2.3
27
45
1.2
19
52
2.5
22
42
1.1
18
50
1.8
21
61
2.0
27
Resultats_Mesure
NO2
BENZ
PM10
64
1.7
38
1.0
60
44
1.0
44
0.9
37
0.9
34
0.9
nd
1.0
57
71
1.2
42
1.1
18
46
nd
26
37
1.2
35
1.2
36
1.0
64
1.6
54
35
67
2.0
28
41
nd
37
1.3
21
35
nd
35
nd
65
1.9
62
1.4
1.1
40
67
nd
nd
nd
53
1.8
74
1.9
Ecarts Modèle/Mesure
NO2
BENZ
PM10
-13%
35%
16%
10%
-22%
14%
50%
5%
44%
15%
33%
22%
33%
nd
10%
-20%
-21%
33%
9%
0%
0%
-1%
nd
-23%
9%
0%
14%
-8%
10%
10%
-15%
25%
-20%
11%
-25%
25%
-21%
8%
nd
12%
0%
-10%
14%
nd
nd
nd
-9%
37%
5%
64%
12%
9%
-22%
nd
nd
nd
-6%
0%
-18%
5%
Figure 58 : Comparaison des concent rations moyennes hebdomadaires modélisées et mesurées sur
l’ensemble des sites de mesure du 3 au 10 octobre 2008
100
ANNEXE 6
COMPARAISON DES CONCENTRATIONS MOYENNES DE NO2 ET PM10
SUR LES STATIONS PERMANENTES DU RESEAU
DU 1ER MAI 2007 AU 30 AVRIL 2008
CALCULEES EN PRENANT L’ENSEMBLE DES JOURS ET 1 JOUR SUR 6
120
Moyenne continue
Moyenne 1 jour sur 6
100
NO2 (µg/m
3
)
80
60
40
20
60
ic
to
r
Au Ba
to sc h
ro
ut
e
A1
Moyenne 1 jour sur 6
40
30
20
10
Pl
.V
ic t
or
B
as
ch
A1
Au
to
ro
ut
e
er
s
vi l
li
ein
e
en
ne
G
ur
-S
Ha
lle
s
Vi
t ry
-s
Pa
r is
Le
s
ea
ux
les
-
M
ou
li n
Bo
bi
gn
y
0
Is
sy
-
3
Pl
.V
Moyenne continue
50
P M10 (µg/m )
lly
-s
ur
Au - Se
No
in
b
ge erv e
i
nt
- s lli er
u
s
r
Vi
try -M a
r
-s
ur ne
Iv
ry Se
i
-s
ur ne
-S
ei
ne
C
ac
h
M
on an
tg
er
on
N
eu
i
Pa
ris
Le
s
Ha
lle
s
0
101
ANNEXE 7
ESTIMATION DE LA MOYENNE ANNUELLE SUR LES SITES TEMPORAIRES DU 1er MAI 2007 AU 30 AVRIL 2008
DIOXYDE D’AZOTE (µg/m3)
N°site
Nom du site
Adresse
Moyenne
Campagne
1
N7 Kremlin
59
2
Le Kremlin-Bicêtre
37
3
N7 V illejuif
Bd Maxime Gorki
54
4
Stade E. Gérard
37
5
Stade E. Gérard
37
6
Stade E. Gérard
33
7
Stade E. Gérard
32
8
L'Haÿ-les-Roses
30
9
N7 Chevilly-la-Rue
53
10
A86 Thiais
Rue des Alouettes
63
11
Vitry-sur-Seine
Station Airparif
35
12
N305 V itry
Av. M. Robespierre
42
13
Vitry Tremblay 1
33
14
Vitry Tremblay 2
30
15
Vitry Tremblay 3
32
16
N305 Labo V itry
59
17
N186 Choisy
49
18
Choisy-le-Roi
Stade Jean Bouin
32
19
Rue de Paris
60
20
Villeneuve SG Orset
Allée Orset
37
21
Allée Jusselin
33
22
Rue L. Mauris
32
23
nd
24
25
N6 V alenton
N 406 Valenton
Av Henri Barbusse
Bordure N406
65
26
A86 Créteil
Chemin des mèches
57
27
D1 Créteil
37
28
N186 Créteil
Avenue de Verdun
59
29
Maisons-Alfort
Stade A. Delaune
33
30
N19 Alfortville
51
31
A4 Charenton
A4
64
STATIONS
AIRPARIF
102
Paris
Moyenne
annuelle
estimée
Intervalle
Incertitude
[Min-Max]
66
[57-76]
41
[35-47]
61
[52-69]
41
[35-47]
41
[35-47]
36
[31-42]
35
[30-40]
33
[28-38]
59
[51-68]
71
[61-81]
38
Mesure réseau
47
[40-53]
36
[31-42]
33
[28-38]
35
[30-40]
66
[57-76]
55
[47-63]
35
[30-40]
68
[58-77]
41
[35-47]
36
[31-42]
35
[30-40]
nd
nd
73
[63-84]
Non échantillonné
64
[55-73]
41
[35-47]
66
[57-76]
36
[31-42]
57
[49-65]
72
[62-82]
Moyenne Moyenne Moyenne Moyenne
Annuelle annuelle annuelle annuelle
2007/2008
2006
2007
2008
36
32
36
34
Station
Typologie
Moyenne
Campagne
Cachan
Fond
31
1er
Fond
37
38
39
37
39
Fond
28
29
25
29
27
Les Halles
Montgeron
Ivry-sur-Seine
Fond
29
37
41
39
34
Trafic
92
103
100
104
105
Champs-Elysées
Trafic
68
69
67
69
66
Autoroute A1 St-Denis
Trafic
79
90
91
91
89
BENZENE
(µg/m3)
N°site
Nom du site
Adresse
Moyenne
Campagne
Moyenne
annuelle
estimée
Intervalle
Incertitude
[Min-Max]
1
N7 Kremlin
1.6
2.1
[1.7 - 2.5]
2
Le Kremlin-Bicêtre
1.0
1.2
[1.0 - 1.4]
3
N7 V illejuif
Bd Maxime Gorki
4
Stade E. Gérard
1.0
1.2
[1.0 - 1.4]
5
Stade E. Gérard
0.9
1.1
[0.9 - 1.3]
6
Stade E. Gérard
0.9
1.1
[0.9 - 1.3]
7
Stade E. Gérard
0.8
0.9
[0.7 - 1.1]
8
L'Haÿ-les-Roses
0.9
1.1
[0.9 - 1.3]
9
N7 Chevilly-la-Rue
10
A86 Thiais
Rue des Alouettes
1.2
1.5
[1.2 - 1.8]
11
Vitry-sur-Seine
Station AIRPARIF
1.0
1.3
Mesure réseau
12
N305 V itry
1.3
1.7
[1.4 – 2.0]
13
Vitry Tremblay 1
1.0
1.2
[1.0 - 1.4]
14
Vitry Tremblay 2
1.0
1.2
[1.0 - 1.4]
15
Vitry Tremblay 3
0.9
1.1
[0.9 - 1.2]
16
N305 Labo V itry
1.4
1.8
[1.5 - 2.1]
17
N186 Choisy
18
Choisy-le-Roi
Stade Jean Bouin
19
Rue de Paris
1.5
2.0
[1.7 - 2.3]
20
Allée Orset
0.9
1.1
[0.9 - 1.3]
21
Allée Jusselin
1.0
1.2
[1.0 - 1.4]
22
Rue L. Mauris
1.0
1.2
[1.0 - 1.4]
23
nd
nd
nd
24
N6 V alenton
Av Henri Barbusse
nd
nd
nd
25
N 406 Valenton
Bordure N406
26
A86 Créteil
Chemin des mèches
1.3
1.7
[1.4 - 2.0]
27
D1 Créteil
1.0
1.2
[1.0 - 1.4]
28
N186 Créteil
Avenue de Verdun
1.6
2.1
[1.7 - 2.5]
29
Maisons-Alfort
Stade A. Delaune
1.0
1.2
[1.0 -1.4]
30
N19 Alfortville
1.7
2.3
[1.9 - 2.7]
31
A4 Charenton
A4
1.7
2.3
[1.9 - 2.7]
Station
STATIONS
AIRPARIF
Typologie
Non échantillonné
Moyenne Moyenne
Campagne annuelle
Moyenne Moyenne Moyenne
annuelle annuelle annuelle
2006
2007
2008
1.4
1.3
1.4
Fond
1.0
1.3
Fond
1.1
1.2
1.3
1.2
1.4
Aubervilliers
Fond
1.1
1.4
1.4
1.4
1.5
Trafic
2.1
2.8
3.4
2.9
2.8
Place V ictor Basch
Trafic
3.0
4.3
4.6
3.8
3.6
Nogent-sur-Marne
103
PARTICULES PM10
(µg/m3)
N° site
Nom du site
Moyenne
Campagne
Moyenne
annuelle
estimée
11
Vitry fond
18
26 (mesure réseau)
16
N305 V itry Labo
25
33
19
28
36
21
21
29
Moyenne
Annuelle annuelle annuelle
Campagne
2007/2008
2007
2008
STATIONS AIRPARIF
20
27
30
26
Nogent-sur-Marne
19
25
27
23
Gennevilliers
19
27
30
25
Bd Periph Porte d’Auteuil
38
47
50
46
PARTICULES PM2.5
(µg/m3)
N° site
Nom du site
Moyenne
Campagne
Moyenne
annuelle
estimée
11
Vitry fond
11
20 (mesure réseau)
16
N305 V itry Labo
16
25
STATIONS AIRPARIF
104
Moyenne
annuelle annuelle annuelle
Campagne
2007/2008
2007
2008
11
20
21
16
Gennevilliers
11
20
21
14
23
32
33
30
BENZO(a)PYRENE
(ng/m3)
N° site
Nom du site
Moyenne
Campagne*
Moyenne
annuelle
estimée
11
Vitry fond
0.10
0.36 (mesure réseau)
16
N305 V itry Labo
0.25
0.49 [0.36 – 0.61]
STATIONS AIRPARIF
Moyenne Moyenne Moyenne Moyenne
Moyenne
annuelle annuelle annuelle annuelle
Campagne
2007
2007/2008
2006
2008
0.06
0.25
0.17
0.23
0.17
Neuilly-sur-Seine
0.07
0.26
0.17
0.24
0.21
Gennevilliers
0.11
0.41
0.27
0.35
0.30
0.29
0.51
0.49
0.49
0.43
*Moyenne calculée sur les journées disponibles sur le site n°16
METAUX
(ng/m3)
Polluant
N° site
Nom du site
Arsenic
11
16
Vitry-sur-Seine
N305 Labo V itry
11
Vitry-sur-Seine
0.26
1.16
0.40
1.83
[1.33 – 2.34]
Nickel
16
N305 Labo V itry
1.57
1.48
1.99
2.05
[1.45 – 2.53]
Cadmium
11
16
Vitry-sur-Seine
N305 Labo V itry
0.15
0.16
0.24
0.26
[0.23 – 0.25]
[0.24 – 0.28]
0.15
0.01
0.24
0.01
Plomb
(µg/m3)
•
Moyenne
Intervalle
Moyenne
annuelle Incertitude
Campagne*
estimée
[Min-Max]
[0.31 – 0.67]
0.31
0.49
[0.40 – 0.63]
0.35
0.51
11
16
Vitry-sur-Seine
N305 Labo V itry
0.01
0.01
0.01
0.01
[0.01 – 0.02]
[0.01 – 0.01]
calculée sur les 6 semaines de prélèvements disponibles sur le site de Paris 1er Les Halles
105