etude de traceurs de combustion de la biomasse dans l’air … · 6 1 présentation de l’étude...
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Juillet 2010
Etude de traceurs de combustion de la
biomasse dans l’air ambiant
autour de trois chaufferies bois
de la région Rhône-Alpes
Saint-Etienne (Montreynaud, 42)
Vénissieux (Minguettes, 69)
Grenoble (Villeneuve-Echirolles, 38)
Mesures réalisées en 2009
Bandeau réalisé sous le logiciel Photoshop.
- Manuel d’utilisation et éléments graphiques disponibles auprès du service communication. - Si demande de réalisation par le service communication, fournir deux photos pour illustrer
l’étude et avertir le service dans un délai suffisant.
2
Cette étude a été réalisée grâce au concours financier de :
la DRASS Rhône-Alpes (Agence Régionale de Santé depuis 2010)
la Ville de Saint-Etienne et la Ville de Vénissieux
ainsi que la société SECUM SNC (groupe DALKIA)
Les associations remercient également :
- Christine Piot, Jean-Luc Jaffrezo et Jean-Luc Besombes, des Laboratoires de
Glaciologie et de Géophysique de l’Environnement (LGGE Grenoble) et du
Laboratoire de Chimie Moléculaire et Environnement (LCME Chambéry) pour leur
travail d’analyse chimique sur les particules et d’interprétation des résultats.
- Toutes les personnes et organismes qui ont autorisé la réalisation de ces
mesures : l’Association des Habitants de la Commanderie à Echirolles (AHCE) et
les services de la Mairie d’Echirolles ; le Centre social Eugénie Cotton à Vénissieux
et les services de la Mairie de Vénissieux ; les habitants du quartier de
Montreynaud et les services de la Mairie de St-Etienne.
Pour tout renseignement, merci de contacter le service communication :
Les associations AMPASEL, ASCOPARG et COPARLY font partie du dispositif français de
surveillance et d’information de la qualité de l’air. Leur mission s’exerce dans le cadre
de la loi sur l’air du 30 décembre 1996 et de ses décrets d’application notamment le
décret 98-361 du 6 mai 1998 relatif à l’agrément des organismes de surveillance de la
qualité de l’air.
A ce titre, elles sont garantes de la transparence de l’information sur le résultat de
leurs travaux.
Conditions de diffusion :
Les données recueillies tombent dès leur élaboration dans le domaine public. Le
rapport d’étude est mis à disposition sur www.atmo-rhonealpes.org, un mois après
validation interne.
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Toute utilisation partielle ou totale de ce document doit y faire référence en ces
termes : « Etude de traceurs de combustion de la biomasse dans l’air
ambiant autour de trois chaufferies bois de la région Rhône-Alpes –
AMPASEL, ASCOPARG, COPARLY - 2010 ».
Les associations ne sont en aucune façon responsables des interprétations et
travaux intellectuels, publications diverses résultant de leurs travaux et pour
lesquels aucun accord préalable n’aurait été donné.
Edition du : 28/09/10
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Résumé de l‘étude
Depuis quelques années, des études menées dans plusieurs pays démontrent que le
chauffage au bois est une source non négligeable de polluants atmosphériques.
En France, la mise en place de deux plans successifs, en 1994-1999 et 2000-2006, a
provoqué un développement rapide du « bois-énergie », notamment dans le domaine du
chauffage collectif. Plus particulièrement, en Rhône-Alpes, le nombre de ce type de
chaufferies est passé de 41 installations en 2000 à 285 en 2004.
Par ailleurs, lors d’une étude conduite par l’INERIS en 2006, des mesures réalisées à
Grenoble ont présenté, pour le lévoglucosan utilisé comme « traceur » de la combustion
de biomasse ainsi que pour les HAP, des niveaux de concentrations relativement élevées
en comparaison avec d’autres villes françaises.
Dans ce contexte, les Associations de Surveillance de la Qualité de l’Air en Rhône-Alpes
ont réalisé en 2009 une étude dans l’environnement proche de trois chaufferies bois de la
région (Grenoble-Villeneuve, Saint-Etienne-Montreynaud et Vénissieux-Minguettes), avec
un suivi dans l’air ambiant de traceurs de combustion de la biomasse.
Cette étude visait notamment les objectifs suivants :
Dresser un bilan de la qualité de l’air autour des trois chaufferies pour les
principaux polluants réglementés.
Essayer d’estimer l’impact des trois installations dans l’air ambiant, en étudiant plus
particulièrement les niveaux de particules fines (PM10) et très fines (PM2,5)
mesurées dans l’environnement proche des chaufferies. Analyser la composition
chimique des ces particules afin de mieux connaitre leur origine et estimer la part
des rejets liés à la combustion de la biomasse par rapport aux autres sources.
Recueillir un jeu de données sur quatre saisons des traceurs de combustion de la
biomasse entrant dans la composition des particules mesurées en air ambiant
autour de chaufferies bois. Etudier l’évolution de ces traceurs, en fonction des
zones, des saisons,… Evaluer l’impact du chauffage au bois (chaufferies bois et
chauffage résidentiel-tertiaire) sur les trois zones d’étude et notamment, confirmer
les résultats obtenus sur la zone de Grenoble en 2006 par l’INERIS.
Les résultats indiquent que les niveaux de qualité de l’air, vis-à-vis des polluants
réglementés peuvent être qualifiés sur les trois zones d’étude de faibles à modérés.
En outre, cette étude montre que l’impact des chaufferies est difficilement décelable à
partir de ces polluants seuls et confirme que la mesure uniquement de la masse des
particules en suspension n’est pas suffisante pour connaitre l’impact des sources de
chauffage au bois.
Les analyses de la composition chimique des particules mesurées durant cette étude ont
permis de confirmer la forte influence du chauffage en période hivernale, notamment sur
la zone de Grenoble. Ces analyses ont également permis de connaître, sur chaque zone
d’étude, l’évolution saisonnière de la contribution des sources liées à la combustion
biomasse et celles liées aux émissions véhiculaires.
Par ailleurs, l’étude des « traceurs » spécifiques, comme le lévoglucosan et les HAP, a
permis d’estimer la part respective du chauffage au bois et des autres sources dans les
niveaux mesurés.
Globalement, sur les trois zones d’étude, même si l’influence du chauffage est bien
observée en période hivernale, l’impact des émissions des chaufferies collectives au bois
reste faible ou en tout cas peu visible face aux émissions des autres sources existantes
sur la zone considérée (chauffages résidentiels, sources industrielles ou autres).
4
TABLE DES MATIERES
RESUME DE L‘ETUDE ........................................................................................................................................ 3
1 PRESENTATION DE L’ETUDE ...................................................................................................................... 6
1.1 CONTEXTE ET OBJECTIFS DE L’ETUDE ................................................................................................................. 6 1.2 QUELQUES RAPPELS SUR LA COMBUSTION DE BIOMASSE ....................................................................................... 7
1.2.1 Qu’est-ce que la combustion de biomasse et quels sont les enjeux sur la qualité de l’air ? ............ 7 1.2.2 Quelles sont les sources à l’origine des émissions de particules ? ................................................... 8 1.2.3 Quels sont les traceurs de combustion de la biomasse ? ................................................................ 9
1.3 DONNEES D’EMISSIONS : PM10, HAP, COV .................................................................................................. 11 1.3.1 Les émissions de particules (PM10 et PM2,5) ............................................................................... 11 1.3.2 Les émissions de HAP .................................................................................................................... 12 1.3.3 Les émissions de benzène .............................................................................................................. 13
1.4 CARACTERISTIQUES DES CHAUFFERIES ETUDIEES ................................................................................................ 16
2 MATERIEL ET METHODE.......................................................................................................................... 17
2.1 SITES DE MESURES ...................................................................................................................................... 17 2.1.1 Chaufferie de Villeneuve - Grenoble-Echirolles .............................................................................. 17 2.1.2 Chaufferie des Minguettes (Vénissieux) ........................................................................................ 18 2.1.3 Chaufferie de Montreynaud (Saint-Etienne).................................................................................. 19
2.2 METHODOLOGIE DE MESURE ET D’ECHANTILLONNAGE ....................................................................................... 21 2.2.1 Type de matériel utilisé ................................................................................................................. 21 2.2.2 Dates des campagnes : .................................................................................................................. 22 2.2.3 Liste des polluants mesurés, nombre et durée des prélèvements ................................................. 23 2.2.4 Méthodes d’analyse des prélèvements ......................................................................................... 24
2.3 REPRESENTATIVITE DES MESURES ................................................................................................................... 25
3 RESULTATS ............................................................................................................................................. 27
3.1 BILAN DE LA QUALITE DE L’AIR A PARTIR DES POLLUANTS REGLEMENTES ................................................................. 27 3.1.1 Episodes de pollution ..................................................................................................................... 27 3.1.2 Synthèse des niveaux mesurés vis-à-vis de la réglementation ...................................................... 29 3.1.3 Analyse des niveaux mesurés ........................................................................................................ 31
3.2 ETUDE SPECIFIQUE DES PARTICULES (PM10 ET PM2,5) .................................................................................... 38 3.2.1 Evolution des niveaux par saison................................................................................................... 38 3.2.2 Composition chimique des aérosols .............................................................................................. 45 3.2.3 Etude de la contribution des principales sources d’émissions de particules.................................. 47
3.3 ETUDE SPECIFIQUE DES TRACEURS DE COMBUSTION DE LA BIOMASSE ET AUTRES INDICATEURS DE SOURCES .................. 50 3.3.1 Niveaux moyens en lévoglucosan sur les trois agglomérations (Grenoble, Saint-Etienne, Vénissieux)..................................................................................................................................................... 50 3.3.2 Niveaux moyens en HAP particulaires sur les trois agglomérations (Grenoble, Saint-Etienne, Vénissieux)..................................................................................................................................................... 52
3.4 SYNTHESE DES RESULTATS ET ESTIMATION DE L’IMPACT DE LA COMBUSTION DU BOIS SUR CHAQUE ZONE ..................... 59
4 CONCLUSION GENERALE ......................................................................................................................... 61
ANNEXES ........................................................................................................................................................ 62
ANNEXE 1 : VALEURS REGLEMENTAIRES ................................................................................................................. 62 Définition des valeurs réglementaires ........................................................................................................... 62 Textes réglementaires ................................................................................................................................... 62 Valeurs réglementaires concernant le dioxyde d’azote (NO2) ....................................................................... 63 Valeurs réglementaires pour le dioxyde de soufre (SO2) ............................................................................... 64 Valeurs réglementaires pour les particules fines en suspension (PM10) ...................................................... 64 Valeurs réglementaires pour les particules très fines en suspension (PM2,5) .............................................. 64 Valeurs réglementaires concernant les COV ................................................................................................. 64 Valeurs réglementaires concernant les HAP ................................................................................................. 65 Valeurs réglementaires pour le monoxyde de carbone (CO) ......................................................................... 65
5
ANNEXE 2 : DETAILS SUR LA SPECIATION DES PARTICULES ET L’ANALYSE DES TRACEURS DE COMBUSTION DE LA BIOMMASSE
.......................................................................................................................................................................... 66 ANNEXE 3 : GRAPHES DES RESULTATS DE MESURES POUR L’ETUDE DES POLLUANTS REGLEMENTEES ............................. 69 ANNEXE 4 : GRAPHES DE L’EVOLUTION DES NIVEAUX POUR L’ETUDE DES PARTICULES PM10 ET PM2,5 ...................... 79 ANNEXE 5 : REFERENCES BIBLIOGRAPHIQUES .......................................................................................................... 85
6
1 Présentation de l’étude
1.1 Contexte et objectifs de l’étude
Dans de précédentes publications, les AASQA1 de la région Rhône-Alpes ont rappelé les
impacts potentiels sur la qualité de l’air des émissions de polluants provenant du chauffage
au bois, en lien avec le développement du concept « bois-énergie » qui a accru
rapidement, et notamment sur le territoire Rhône-Alpes, le nombre de chaufferies
collectives et de sources individuelles de chauffage domestique utilisant cette source
d’énergie [ADEME 2009, AASQA Rhône-Alpes 2009 et 2007]. Par ailleurs, il existe
relativement peu de données concernant les niveaux de polluants mesurés dans
l’atmosphère attribuables au chauffage au bois, par rapport aux connaissances sur les
données d’émissions.
L’INERIS2 a publié des
résultats de mesures réalisées
en 2006, visant à étudier
l’impact du chauffage au bois
sur la qualité de l’air dans
quatre grandes
agglomérations françaises
(Grenoble, Lille, Strasbourg et
Paris) [INERIS, 2007a et
2007b].
A partir de travaux de
recherche, cette étude a
notamment montré que le
Lévoglucosan et d’autres
composés issus de l’analyse chimique des particules pouvaient être utilisés comme
« traceurs » de la combustion de biomasse. Il a également été observé que les
concentrations mesurées à Grenoble, pour le Lévoglucosan ainsi que pour les HAP, sont
relativement élevées en comparaison des autres villes étudiées (voir graphe ci-dessus).
Plus généralement, sur la région Rhône-Alpes, les niveaux mesurés en HAP depuis le début
de la surveillance de ces composés (dans les années 2000), sont élevés par rapport aux
autres régions françaises et les concentrations de particules PM10, sur la région comme au
niveau national, deviennent de plus en plus problématiques.
Par ailleurs, dans les inventaires d’émissions nationales ou au niveau de la région Rhône-
Alpes, il apparait que la part de la combustion du bois dans les émissions de polluants du
secteur résidentiel est majeure pour les HAP et relativement importante pour les particules
fines PM2,5 et le benzène.
Dans ce contexte, les AASQA de la région Rhône-Alpes ont réalisé une étude pour établir
un suivi des traceurs de la combustion de biomasse dans l’air ambiant, dans
l’environnement proche de chaufferies industrielles utilisant le brûlage du bois comme
source d’énergie, couplé à des mesures d’autres composés comme les HAP, les particules
(PM2,5 et PM10) et le benzène.
Cette étude s’inscrivait également dans le cadre de la déclinaison du Plan National Santé
Environnement 2004-2008, notamment l’action n°7, qui vise la réduction des émissions
aériennes de substances toxiques d’origine industrielles.
1 AASQA : Associations Agréées pour la Surveillance de la Qualité de l’Air 2 INERIS : Institut National de l’Environnement Industriel et des Risques
7
Cette étude poursuivait trois objectifs principaux :
Dresser un bilan de la qualité de l’air autour des trois chaufferies pour les
principaux polluants réglementés.
Essayer d’estimer l’impact des trois installations dans l’air ambiant, en étudiant plus
particulièrement les niveaux de particules fines (PM10) et très fines (PM2,5)
mesurées dans l’environnement proche des chaufferies. Analyser la composition
chimique des ces particules afin de mieux connaitre leur origine et estimer la part
des rejets liés à la combustion du bois (chaufferies bois et chauffage résidentiel
tertiaire)
Recueillir un jeu de données sur quatre saisons des traceurs de combustion de la
biomasse entrant dans la composition des particules mesurées en air ambiant
autour de chaufferies bois. Etudier l’évolution de ces traceurs, en fonction des
zones, des saisons,… et notamment, confirmer les résultats obtenus sur la zone de
Grenoble lors de l’étude réalisée en 2006 par l’INERIS.
Les campagnes de mesures ont été réalisées entre décembre 2008 et décembre 2009,
dans un cadre multi-partenarial, sur trois zones situées dans des quartiers résidentiels
sous l’influence potentielle de trois chaufferies bois :
- La chaufferie de la Villeneuve, implantée à la limite entre Grenoble, Echirolles, et
Eybens (38).
- La chaufferie de Montreynaud, implantée au nord de Saint-Etienne (42)
- La chaufferie des Minguettes, implantée sur la commune de Vénissieux (69)
1.2 Quelques rappels sur la combustion de biomasse
1.2.1 Qu’est-ce que la combustion de biomasse et quels sont les enjeux sur la
qualité de l’air ?
Le terme « combustion de biomasse » regroupe les sources « feux de biomasse »,
qu’elles soient d’origines naturelles (incendies de forêt,…) ou anthropiques (brûlage de
végétaux à l’air libre1,…), et « combustion du bois », ce qui permet de la différencier de
la « combustion des produits fossiles ».
En théorie, les produits de la combustion complète du bois sont uniquement du dioxyde
de carbone (CO2) et de l’eau (H2O). Toutefois, même lors d’une combustion complète,
d’autres composés comme les oxydes d’azote (NOx) et les particules (PM10, PM2,5, PM1),
formés principalement à partir des minéraux, se retrouvent également dans les fumées.
En réalité, la combustion est souvent incomplète et engendre la formation d’autres
produits comme :
- le monoxyde de carbone (CO),
- les imbrûlés solides (suies, goudrons, charbon,..),
- les Composés Organiques Volatils (COV),
- les Hydrocarbures Aromatiques Polycycliques (HAP),
- les dioxines et furanes.
Même si ces produits sont minoritaires (les fumées sont composées à 99% en volume
d’eau, de dioxyde de carbone, d’azote et d’oxygène, même dans le cas d’une combustion
incomplète), certains d’entre eux peuvent atteindre des concentrations en air ambiant
qui peuvent engendrer des effets sanitaires non souhaitables.
Les particules (appelées aussi poussières ou aérosols) constituent une famille de
polluants un peu particulière, qui se différencient à la fois par leur taille et leur
composition. La combustion de bois est émettrice de particules fines (< 10µm) et même
principalement très fines (< 2,5µm), à la surface desquelles peuvent s’adsorber plusieurs
1 Un seul feu de 50 kg de végétaux équivaut, en particules, à 5 jours de chauffage au bois d’un pavillon par une cheminée (avec insert mis en service après 1996) ou 1 mois de chauffage d’un pavillon avec une chaudière bois performante.
8
polluants tels que, par exemple, des HAP ou des traces de métaux lourds. La proportion
de particules fines varie en fonction de l’appareil de combustion, du combustible et des
conditions de combustion, toutefois cette catégorie reste toujours majoritaire en masse
et en nombre [Rabot-Querci, 2006].
D’après des études menées dans plusieurs pays, la relation entre le chauffage au bois et
la pollution atmosphérique est maintenant avérée. Des actions de sensibilisation sur les
émissions polluantes de ce mode de chauffage ont été menées depuis plusieurs années
au Canada, en Suisse et plus récemment en Allemagne et en France [Environnement
Canada ; ADEME 2009].
En France et plus particulièrement en Rhône-Alpes, la mise en place de deux plans
successifs en 1994-1999 et 2000-2006 a provoqué un développement rapide du « bois-
énergie », notamment dans le domaine du petit collectif alors qu’historiquement le
chauffage au bois était plutôt associé au chauffage individuel. Ainsi, selon des chiffres
publiés par l’ADEME, le nombre de chaufferies collectives en Rhône-Alpes est passé de 41
installations en 2000 à 285 en 2004. Par ailleurs, les objectifs européens du paquet
« énergie-climat » (réduction de 20% des émissions de gaz à effet de serre ;
amélioration de 20% de l'efficacité énergétique ; part de 20% d'énergies renouvelables
dans la consommation d'énergie de l'UE) vont entraîner un fort développement du « bois-
énergie », et notamment dans les chaufferies urbaines.
Si les données bibliographiques relatives aux émissions sont a priori très largement
référencées, en revanche, peu de données concernant les niveaux de polluants dans
l’atmosphère attribuables au chauffage au bois sont disponibles [AASQA Rhône-Alpes,
2007].
La présente étude a pour but, entre autre, d’améliorer les connaissances dans
ce domaine.
1.2.2 Quelles sont les sources à l’origine des émissions de particules ?
Les niveaux de particules mesurés en air ambiant peuvent provenir de plusieurs sources
d’émissions : combustion de biomasse, émissions véhiculaires, industries, combustion de
gaz naturel, apports crustaux1,... A ces sources d’émissions primaires doivent s’ajouter
également les processus secondaires de formation des aérosols encore mal connus et dus
aux interactions gaz-particules.
Des programmes de recherche récents montrent qu’il est possible d’estimer l’impact sur
la qualité de l’air des différents processus d’émissions, à partir de l’analyse poussée de la
composition des particules échantillonnées dans l’air ambiant (« spéciation chimique »)
et de la caractérisation du profil chimique des émissions de chaque source
(« signature »). Les confrontations de ces signatures de sources avec celles obtenues en
air ambiant constituent alors une approche permettant d’estimer la contribution de
chaque source aux concentrations des particules échantillonnées. Suivant le jeu de
données issues de la spéciation chimique, cette estimation peut alors être qualitative ou
quantitative.
En outre, comme le montrent les nombreux programmes en cours en France (dont
certains sur Grenoble et Chambéry, conduits en grande partie par la LGGE2 et le LCME3),
la combustion de biomasse constitue une source importante d’émissions de particules et
fait l’objet actuellement d’une attention particulière dans une période de définition de
choix énergétiques. Par exemple, des travaux réalisés en 2009 dans le cadre du
programme Primequal « FORMES » ont montré que la contribution de la combustion de
biomasse aux particules (PM10) varie de 15% à 74% à Grenoble en période hivernale
[Favez et al. 2010].
1 Part caractérisant l’érosion, la remise en suspension de particules (notamment par le trafic routier) et le transport éolien de matières crustales. 2 Laboratoires de Glaciologie et de Géophysique de l’Environnement (Grenoble) 3 Laboratoire de Chimie Moléculaire et Environnement (Chambéry)
9
Les méthodologies d’étude de contribution des sources basées sur la spéciation chimique
fine de l’aérosol se sont fortement développées ces dernières années au niveau
international. Toutefois, les travaux mettent en évidence la nécessité de disposer d’une
large gamme de signatures chimiques de sources. Notamment, les empreintes chimiques
des particules émises par la combustion de biomasse selon différents procédés de
combustion, allant des dispositifs de chauffage individuels au bois (bois bûche,
granulés…) aux chaudières industrielles, en passant par le brûlage de déchets verts, sont
encore mal définies.
Les données recueillies dans le cadre de cette étude devraient donc permettre
d’améliorer les connaissances sur la caractérisation des particules en proximité
de chaufferies utilisant le bois comme combustible.
1.2.3 Quels sont les traceurs de combustion de la biomasse ?
L’aérosol (ou particule en suspension) est caractérisé par une fraction organique et une
fraction inorganique.
La fraction organique (OM : Organic Matter) est composée de différentes grandes
familles chimiques tels que les acides, alcanes, HAP (Hydrocarbures Aromatiques
Polycycliques), methoxyphénols, sucres (dont le lévoglucosan).
La fraction inorganique de l’aérosol est caractérisée par le carbone élémentaire (EC),
les ions majeurs (sulfate, ammonium et nitrate) et les espèces cationiques, notamment
le calcium permettant de calculer la part de poussières crustales (appelée « dust »). La
fraction inorganique est composée également d’espèces chimiques telles que les traces
de métaux lourds, non analysées dans cette étude.
Généralement, les PM10 sont composées en moyenne de 20 à 30 % d’OM, de 2 à 8 %
d’EC et de 15 à 40 % d’espèces ioniques, la proportion d’espèces non identifiées pouvant
parfois atteindre 60 %.
En période hivernale, la part de matière organique (OM) peut augmenter jusqu’à
atteindre 50% de la masse des PM10, avec notamment des concentrations importantes
en Lévoglucosan et en HAP.
La combustion de biomasse conduit à l'émission de composés traceurs des familles des
methoxyphénols et des deshydrosaccharides, provenant de la décomposition thermique
de la cellulose. Notamment, le Lévoglucosan et ses deux isomères (Galactosan et
Mannosan) constituent des traceurs non ambigus de la combustion de biomasse et sont
très largement utilisés dans la recherche pour étudier l’influence de cette source, en
raison notamment de facteurs d’émission relativement importants et de leur stabilité
atmosphérique. Ces composés sont donc assez aisément identifiés sur des échantillons
d’air ambiant.
Les contributions de différentes sources d’émission à la concentration soit de la matière
organique, soit des PM10, peuvent être estimées à partir d’espèces traceurs de sources et
de données de la littérature caractérisant les sources d’émission. Les explications du
traitement des données et des formules utilisées sont présentées en Annexe 2.
En outre, les analyses de spéciation chimique des particules réalisées dans le
cadre de cette étude ont permis d’estimer la part de la combustion de biomasse
et celle des émissions véhiculaires dans les concentrations de PM10 mesurées à
proximité des chaufferies bois.
10
Les Hydrocarbures Aromatiques Polycycliques (HAP) sont émis par tout type de
combustion. Les émissions véhiculaires et la combustion de biomasse sont généralement
deux sources majoritaires de HAP [Simoneit et al. 2002]. Cependant les données
d’émissions en Rhône-Alpes montrent que la part des différentes sources d’émissions
peut varier en fonction de la zone d’étude et de la saison (voir plus loin : les émissions de
HAP). Par ailleurs, les profils HAP (éventail des concentrations relatives de chaque HAP
par rapport à la somme totale des HAP) sont différents selon la source d’émission
(cf. partie 3 : profils des HAP particulaire en proximité de chaufferie).
L’étude des profils HAP peut donc apporter des informations sur les sources
d’émissions de ces composés, même s’il s’avère difficile de mettre en évidence
un profil type de HAP qui caractériserait une source car peu de ces polluants
sont traceurs d’une seule source.
Le tableau suivant présente les HAP prédominants en fonction des différentes sources
[Masclet et al. 1984].
HAP prédominants dans les émissions de différentes sources
A noter qu’en milieu urbain, les véhicules à essences constituent une source importante
d'introduction de HAP dans l'atmosphère, parmi lesquels le Benzo(a)pyrène (réglementé
en air ambiant).
Ce tableau montre que les HAP susceptibles de fournir des indications sur la combustion
de biomasse sont le Benzo(a)anthracène et le Chrysène. Le Fluoranthène et le Pyrène ne
peuvent pas être pris comme traceurs car les autres sources d’émissions sont a priori
trop nombreuses. D’autres études ont mis en évidence une proportion importante de
Chrysène, Benzo(b)fluoranthène et Benzo(k)fluoranthène dans les émissions de la
combustion du bois. De même, une valeur élevée du rapport IP/(IP+BghiP), serait
représentative d’une contribution importante de la combustion du bois [INERIS, 2008].
Les Composés Organiques Volatils (COV) sont également émis de manière
importante par la combustion du bois, et notamment le benzène, le seul composé
réglementé en air ambiant. Les COV sont beaucoup moins utilisés pour les études de
sources. Néanmoins, des études finlandaises ont observé un rapport toluène/benzène
plus élevé dans le cas de la combustion du bois que celui des émissions véhiculaires
(caractérisées généralement par un rapport se situant autour de 3) [INERIS, 2008].
11
1.3 Données d’émissions : PM10, HAP, COV
L’utilisation du bois comme source d’énergie permet de réduire le recours aux
combustibles fossile et donc de diminuer les émissions de gaz à effet de serre. Il apparaît
cependant que la combustion de biomasse peut constituer une source d’émission
importante de polluants atmosphériques tels que les particules fines (PM10, PM2,5), les
hydrocarbures (HAP) et les composés organiques volatils (COV), dont le benzène.
1.3.1 Les émissions de particules (PM10 et PM2,5)
Source : Données émissions 2006 CITEPA (mai 2009)
Données émissions 2006 Atmo Rhône-Alpes (2009_version 2010-1)
Un peu plus des 2/3 des émissions de PM10 de la région Rhône Alpes, proviennent à 35%
de l’habitat (dont 93% des émissions de ce secteur résultent du chauffage individuel au
bois)1 et à 35% de l’industrie (dont 6% des émissions de ce secteur proviennent du
chauffage produit par les « réseaux de chaleur ou chaufferies », UIOM2).
1 Le reste des émissions de ce secteur proviennent majoritairement d’autres sources de combustion (chauffage fioul, feux de jardin…) 2 UIOM : Usine d’Incinération des Ordures Ménagères
30
9
4
32
35
53
38
56
26
35
17
24
11
12
21
29
34
32
0% 20% 40% 60% 80% 100%
France
Rhône-Alpes
AggloGrenobloise
Agglo Stéphanoise
Agglo Lyonnaise
Répartition des émissions de PM10 par secteur d'activité en 2006 (en %)
Agriculture/Nature Industrie/Tertiaire Habitat Transports
Agriculture
Nature
9%
Transport
21%
Habitat
35%
Industrie
tertiaire
35%
Emissions PM10 en Rhône-Alpes
Agriculture Nature
Transport
Chauffage individuel au bois
Autres sources
Chauffage (réseau chaleur, UIOM..)
Autres sources
Chauffage (réseau de chaleur, UIOM...)
6%
Chauffage individuel au
bois 93%
12
Cette répartition varie à l’échelon national : le secteur de l’agriculture-nature occupe une
place plus importante (du fait des labours).
Au niveau des trois agglomérations étudiées, la part du secteur de l’habitat est plus faible
qu’au niveau de la région. Ceci est dû au fait que la part des émissions liées au chauffage
au bois en milieu urbain est moins importante que sur l’ensemble de la région, qui
comprend également des zones périurbaines et rurales. Par ailleurs, les émissions liées
aux transports en milieu urbain sont plus importantes (usure des pneus et des plaquettes
plus accentuée, phénomène de remise en suspension des particules).
Source : Données émissions 2006 Atmo Rhône-Alpes (2009_version 2010-1)
La part de l’habitat dans les émissions de PM2,5 est plus importante (45%) par rapport
aux PM10 (35%), alors que la part des émissions de particules fines liée au chauffage
individuel au bois dans ce secteur reste la même : 93%.
1.3.2 Les émissions de HAP
Les émissions de HAP1 présentées ci-après couvrent les 4 HAP suivants :
benzo(a)pyrène, benzo(b)fluoranthène, benzo(k)fluoranthène et indéno(1,2,3-cdpyrène).
Ces 4 HAP sont ceux définis par le Protocole d’Aarhus relatif aux POP (Polluants
Organiques Persistants) de 1998 et par le règlement n°850/2004 du parlement européen
et du conseil du 29 avril 2004.
Les HAP se forment dans des proportions relativement importantes lors de la combustion
et tout particulièrement celle de la biomasse qui s’effectuent souvent dans des conditions
mal maîtrisées (par exemple en foyer ouvert) dans le secteur résidentiel.
1 HAP : Hydrocarbures Aromatiques Polycycliques
Agriculture
Nature
8%
Industrie
Tertiaire
25%
Habitat
45%
Transport
22%
Emissions de PM2,5 au niveau de la région Rhône-Alpes
Agriculture
Nature
Industrie
Tertiaire
Habitat
Transport
Chauffage individuel au bois 93 %
13
Source : Données émissions 2006 CITEPA (mai 2009) Données émissions 2006 Atmo Rhône-Alpes (2009_version 2010-1)
Les HAP sont émis en majorité par le secteur de l’habitat (53%) et en particulier par le
chauffage domestique au bois qui représente 98% des émissions de ce secteur. Les
émissions du secteur industrie tertiaire sont plus élevées au niveau de l’agglomération
lyonnaise du fait de la présence d’un émetteur industriel de HAP important situé sur la
commune de Vénissieux.
1.3.3 Les émissions de benzène
Parmi les nombreux COV, seul le benzène fait l’objet d’une réglementation. Le graphique
suivant présente les émissions de benzène au niveau national car l’inventaire des
émissions au niveau de la région est uniquement disponible (sur la période 2000-2007)
pour l’ensemble des COV. La réalisation d'un cadastre régional spécifique au benzène est
prévue en 2011.
4
36
13
39
88
75
53
56
42
6
19
10
31
19
6
0% 10% 20% 30% 40% 50% 60% 70% 80% 90% 100%
France
Rhône-Alpes
Agglo Grenobloise
AggloStéphanoise
AggloLyonnaise
Répartition des émissions de 4 HAP par secteur d'activité en 2006 en %
Agriculture/Nature Industrie/Tertiaire Habitat Transports
Agriculture
Nature
2% Transport
10%
Chauffage
individuel
au bois
98%
Habitat
53%
Chauffage
(réseau chaleur, UIOM..)
1%
Industrie
tertiaire
36%
Emissions de 4 HAP en Rhône-Alpes
Agriculture Nature
Transport
Chauffage individuel au bois
Autres sources
Chauffage (réseau chaleur, UIOM..)
Autres sources
14
Source : Données émissions 2006 CITEPA (Avril 2010) Données émissions 2006 Atmo Rhône-Alpes (2009_version 2010-1)
Au niveau national, le principal secteur émetteur de benzène est le résidentiel (73%) en
particulier du fait de la combustion de biomasse, suivi du transport (22%).
Etude des émissions liées au chauffage
Sur une année (2006), les émissions de particules en Rhône-Alpes liées au chauffage
(tous secteurs confondus) représentent environ 1/3 des émissions, mais elles deviennent
majoritaires à 54% en période hivernale pour atteindre 70% les jours de grands froids
(-10°C en température minimale), soit une multiplication par 2 des tonnages émis.
Les émissions de HAP liées au chauffage sont majoritaires sur l’année (53%) et elles
peuvent atteindre 82% les jours de grand froids.
Ceci est dû à la contribution du secteur de l’habitat (chauffage individuel au bois) qui
augmente significativement en période hivernale.
Agriculture
nature
2%
Industrie
Tertiaire
3%
Habitat
73%
Transport
22%
Emissions benzène en france par secteur d'activité en 2006
Agriculture nature
Industrie Tertiaire
Habitat
Transport
37%
54%
70%
31%
23%
15%
32%
24%
15%
0% 20% 40% 60% 80% 100%
A nnée 2006
Période de
chauffe (6 mois)
Jour de grand
froid
La part du chauffage dans les émissions de PM10 en
Rhône-Alpes
C hauffage (rés identiel, tertiaire, réseaux de chaleur et agriculture)
T ransports, agriculture
Indus trie
15
Source : Données émissions 2006 Atmo Rhône-Alpes (2009_version 2010-1)
Etude de la part du chauffage au bois sur les émissions dues au chauffage
Sur la région, 90% des émissions de poussières (PM10, PM2,5) et la quasi-totalité des
émissions de HAP (97%) et de COVNM (98%) issues du chauffage sont liées au
chauffage individuel au bois. Comparativement, les émissions des installations de
chauffage (réseau de chaleur ou chaufferie) sont très faibles. La maîtrise du chauffage
individuel au bois apparaît ainsi comme un enjeu majeur.
Source : Données émissions 2006 CITEPA (mai 2009)
Données émissions 2006 Atmo Rhône-Alpes (2009_version 2010-1)
53%
70%
82%
12%
8%
5%
35%
23%
13%
0% 20% 40% 60% 80% 100%
A nnée 2006
Période de
chauffe (6 mois)
Jour de grand
froid
La part du chauffage dans les émissions de HAP en
Rhône-Alpes
C hauffage (rés identiel, tertiaire, réseaux de chaleur et agriculture)
T ransports, agriculture
Indus trie
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
PM 10 PM 2,5 COVNM HAP CO NOx
UIOM avec valorisation énergétique
Réseaux de chaleur
Chauffage tertiaire
Chauffage résidentiel individuel (excepté bois)
Chauffage résidentiel individuel au bois
Chauffage agriculture
Part du chauffage au bois sur les émissions dues au chauffage sur la région
Rhône-Alpes (2006)
16
1.4 Caractéristiques des chaufferies étudiées
Une étude réalisée par ANTEA concernant l’évaluation des risques sanitaires d’une
chaufferie bois collective a donné lieu notamment à une synthèse bibliographique sur les
émissions des chaudières bois [ADEME, 2005]. Des différentes études recensées ressort
notamment l’importance du dimensionnement, de l’humidité du combustible et de
l’exploitation des installations. En outre, la plupart des chaudières respectent les
normes en vigueur et les rejets atmosphériques sont limités lorsque la
technologie est bien dimensionnée. Les auteurs ont également souligné l’importance
de maîtriser les trois paramètres que sont la diversité du combustible, les performances
et le mode d’exploitation de l’équipement.
Le tableau suivant compare le fonctionnement des trois chaufferies investiguées dans
notre étude et notamment la part de la consommation de biomasse en 2009.
En 2009, 50% de l’énergie qui a été produite au niveau de la chaufferie de Villeneuve
était issue de la combustion du bois, soit l’équivalent de 39 000 tonnes de bois
transformé en chaleur sur la période d’octobre à mai.
Pour la chaufferie des Minguettes à Vénissieux, le fonctionnement nominal est
normalement quasi-équivalent à celui de la chaufferie de Villeneuve (40% bois et 60 %
autres combustibles). Mais en 2009, suite à des dysfonctionnements de la chaudière
bois, cette chaufferie n’a pu produire que 10 % de son énergie à partir du bois, soit
seulement l’équivalent de 5 000 tonnes de bois consommé (au lieu des 33 000 tonnes
prévues en fonctionnement nominal). En contre-partie, elle a utilisé essentiellement du
fioul (90 % de la production d’énergie).
Par ailleurs, il faut noter que la chaufferie des Minguettes fonctionne tout au long de
l’année (pour des besoins en eau chaude sanitaire), mais avec une consommation plus
faible pour les mois qui sont en dehors de la période de chauffage.
L’unité bois de la chaufferie Montreynaud à Saint-Etienne est très récente. Le démarrage
en 2009 a provoqué quelques périodes de discontinuité dans le fonctionnement.
Même si elle a produit 70% de son énergie grâce à la biomasse, sa consommation de
bois en 2009 a été 3 fois moins importante que celle de la chaufferie de Villeneuve
(12 000 t contre 39 000 t). La chaufferie de Montreynaud est prévue de fonctionner toute
l’année, cependant elle utilise l’énergie biomasse uniquement sur la période de chauffage
d’octobre à mai.1
1 La chaudière biomasse est mise à l'arrêt en période estivale et lors des faibles demandes de chaleur.
Consommation biomasse
(tonnes/an)39 000 t 5 000 t 12 000 t
Production d'énergie (%/an )
Biomasse 50% 10% 70%
Autres combustibles
(fioul, charbon, gaz,...) 50% 90% 30%
Période de fonctionnementuniquement en
période hivernaleannuel annuel
Période de chauffage
Remarques
faible consommation
de biomasse en 2009
(arrêt en septembre)
Démarrage de la
chaufferie en 2009 (avec
plusieurs discontinuités
de fonctionnement)
Fonctionnement des
chaufferies en 2009
Chaufferie Villeneuve
Grenoble
Chaufferie Minguettes
Vénissieux
Chaufferie Montreynaud
Saint-Etienne
oct.-nov. à avril-mai
17
Matériel et méthode
1.5 Sites de mesures
Sur chaque zone, le choix des sites de mesures s’est appuyé sur :
des données d’émissions relatives aux chaufferies (données de dispersion,
paramètres d’émission,…), pour essayer de se situer dans la zone des retombées
maximales.
des données géographiques relatives à la zone étudiée (rose des vents, densités
de population,…) pour se placer sur des zones de population potentiellement
exposées.
mais également des contraintes d’ordre technique ou logistique (taille et
dégagement de l’emplacement, autorisation, fourniture d’électricité,…).
1.5.1 Chaufferie de Villeneuve - Grenoble-Echirolles
Localisation des sites autour de la chaufferie de la Villeneuve (zone de Grenoble)
Sur la zone de Grenoble, deux sites de mesures ont pu être équipés avec des
laboratoires mobiles :
- le site « stade Jean Vilar », à environ 400 mètres à l’ouest de la chaufferie, situé
entre la limite des premières zones d’habitations du quartier des Granges et celle
Page de garde réalisé entièrement sous Photoshop - Si demande de réalisation par le service communication, fournir les photos pour illustrer
l’étude et avertir le service dans un délai suffisant.
18
de la zone potentielle des retombées maximales. A noter que ce site est
également proche des émissions du trafic automobile de la Rocade Sud (à env.
100 mètres au sud du site).
- le site « Commanderie », à environ 800 mètres au sud-sud-ouest de la chaufferie,
situé dans un petit jardin public du quartier de la Commanderie, sur une zone
potentiellement beaucoup moins exposée que le premier site aux émissions de la
chaufferie, dans un environnement plus résidentiel (entouré de maisons
individuelles).
Des mesures automatiques et certains prélèvements ont été réalisés en parallèle sur le
site fixe de Grenoble les Frênes (site de fond urbain, à 1000 m de la chaufferie, hors des
retombées des émissions, qui avait été utilisé pour l’étude de l’INERIS en 2006). En
revanche, les deux sites ont été sondés avec le même laboratoire mobile et les mesures
n’ont donc pas pu être réalisées simultanément (cf. plus loin : dates des campagnes).
1.5.2 Chaufferie des Minguettes (Vénissieux)
Localisation des sites autour de la chaufferie des Minguettes (zone de Vénissieux)
Sur Vénissieux-Minguettes (comme sur Saint-Etienne-Montreynaud), en raison de
contraintes techniques et financières, le dispositif de mesure retenu sur la zone
comprenait un seul site de mesure équipé d’un laboratoire mobile, complété avec
d’autres points équipés de tubes passifs permettant d'évaluer la variation spatiale de
quelques polluants (Oxydes d'azote, Benzène, Toluène, Xylènes).
19
Le laboratoire mobile a été implanté à environ 250m au sud de la chaufferie (dans
l’enceinte du Centre Social Eugénie Cotton).
Les deux sites équipés de tubes passifs ont été placés respectivement à 120m au sud
(Place du Marché) et 280m au Nord (rue Marat).
Le site fixe de référence le plus proche est un site industriel, « Vénissieux-Village », qui
sert notamment à la surveillance des niveaux de HAP autour d’un émetteur industriel
(Carbone Savoie). Ce site est implanté à environ 800m au Sud-Est de Carbone Savoie,
dans une zone de retombées maximales pour les HAP, et à environ 750m au Nord-Est de
la chaufferie des Minguettes, dans une zone de retombées potentielles, mais non
maximales. Cependant, il n’est pas exclu que les émissions en HAP du site industriel
puisse avoir eu une certaine influence sur les niveaux mesurés par le site laboratoire
mobile durant cette étude, notamment par vent de nord, malgré la distance relativement
éloignée (environ 1500m).
Le site fixe de fond urbain de référence pour cette zone est le site de Lyon-Centre, qui
mesure un grand nombre de polluant, situé au centre de Lyon (dans le 3ème
arrondissement, à quelques kilomètres de Vénissieux).
1.5.3 Chaufferie de Montreynaud (Saint-Etienne)
Localisation des sites autour de la chaufferie de Montreynaud (zone de Saint-Etienne)
Le laboratoire mobile était implanté à 160m de la cheminée de la chaufferie bois, dans
une zone résidentielle, et donc également proche d’habitations individuelles.
Les deux autres sites, équipés de tubes passifs, étaient placés respectivement à 90m au
sud-ouest de la chaufferie bois (rue Paganini) et environ 300m au Sud (place du Forum).
20
A noter que la chaufferie de Montreynaud est située sur la crête d’une colline, ce qui
limite l’apport des émissions urbaines pouvant provenir de l’agglomération stéphanoise
(trafic et autres sources) et offre de relativement bonnes conditions de dispersion des
polluants.
Le site fixe le plus proche est un site périurbain, « St-Etienne-Nord », avec toutefois une
influence trafic marquée, du fait de la proximité de l’autoroute A72. Ce site est à plus
d’1 km au sud-ouest de la zone de Montreynaud et mesure en continu le dioxyde de
soufre (SO2), les oxydes d’azote (NO, NO2) et les particules (PM10).
La mesure des HAP par prélèvements sur la zone de Saint-Etienne est réalisée sur le site
de « Saint-Etienne Sud », situé au sud de l’agglomération stéphanoise (à plusieurs
kilomètres de la zone de Montreynaud).
Le tableau ci-après résume l’emplacement des sites retenus pour cette étude :
Zone – Chaufferie concernée
Nom du site Adresse
(Coordonnées en UTM31) Types de mesures
Distance à la chaufferie
(Direction) Photo
Grenoble-Echirolles
« Villeneuve »
Stade Jean Vilar rue de Lorraine
(714560 / 5003470)
Laboratoire mobile Analyseurs (continu) Prélèvements (24h) Tubes passifs (7j)
400m (O-SO)
Commanderie Parc de la Commanderie, 22
av. Henri Wallon (714853 / 5002805)
Laboratoire mobile Analyseurs (continu) Prélèvements (24h) Tubes passifs (7j)
800m (S-SO)
Vénissieux « Minguettes »
Minguettes 1 - MOB Centre Social Eugénie Cotton
23 Rue Georges Lyvet (645968 / 5062050)
Laboratoire mobile Analyseurs (continu) Prélèvements (24h) Tubes passifs (7j)
250m (S-SO)
Minguettes 2 – Marché Place du Marché
(646070 / 5062144) Tubes passifs (7j)
120m (S)
Minguettes 3 – Marat 19 rue Marat
(646099 / 5062541)
Tubes passifs (7j) 280m (N)
21
Saint-Etienne
« Montreynaud »
Montreynaud 1 – MOB 24, allée du Printemps (609943 / 5036298)
Laboratoire mobile Analyseurs (continu) Prélèvements (24h) Tubes passifs (7j)
160m (SE)
Montreynaud 2 – Paganini Rue Paganini
(609728 / 5036358)
Tubes passifs (7j) 90m (SO)
Montreynaud 3 – Forum Place du Forum
(609748 / 5036088)
Tubes passifs (7j) 300m (S)
1.6 Méthodologie de mesure et d’échantillonnage
1.6.1 Type de matériel utilisé
Les laboratoires mobiles utilisés pour réaliser les mesures dans le cadre de cette étude
étaient équipés :
d’analyseurs automatiques permettant de disposer de données précises et
continues pour les principaux polluants réglementés, déclinées sur un pas de
temps horaire, comme pour les stations fixes des réseaux de surveillance de la
qualité de l’air.
d’échantillonneurs gravimétriques haut-volume (DIGITEL modèle DA-80H, équipés
d’un séparateur PM10)1 pour la collecte des particules atmosphériques ayant un
diamètre inférieur ou égal à 10 µm, sur un pas de temps journalier (24h).
L’analyse des filtres permet ensuite de mesurer les concentrations des polluants
qui entrent dans la composition des particules échantillonnées, tels que les HAP
en phase particulaire ou les traceurs de combustion de la biomasse. Ce
préleveur possède également un système de collecte sur mousses polyuréthanes
pour l’échantillonnage des HAP en phase gazeuse.
Sur les zones de Vénissieux-Minguettes et Saint-Etienne-Montreynaud, le dispositif de
mesures avec un seul laboratoire mobile a été complété avec d’autres points équipés
uniquement de tubes passifs permettant d'évaluer la variation spatiale de quelques
polluants (NO2, NOx, BTX).
1 Prélèvements actifs sur filtres en quartz de 150 mm de diamètre, avec un débit de l’ordre de 30 m3.h-1.
22
1.6.2 Dates des campagnes :
Zone de Grenoble
Site « Commanderie »
n° Saison Date de début
Date de fin
1 Hiver 08-09 03/12/2008 19/12/2008
2 Printemps 09 15/04/2009 30/04/2009
3 Eté 09 06/07/2009 17/07/2009
4 Automne 09 05/10/2009 21/10/2009
Durée totale des mesures : 58j soit 16% d’une année complète
Zone de Grenoble
Site « Stade Jean Vilar »
n° Saison Date de début
Date de fin
1 Hiver 08-09 19/12/2008 05/01/2009
2 Printemps 09 30/04/2009 18/05/2009
3 Eté 09 17/07/2009 31/07/2009
4 Automne 09 21/10/2009 06/11/2009
Nombre total de jours de mesures : 65j soit 18% d’une année complète
Zone de Vénissieux
Site « Vénissieux-Minguettes »
n° Saison Date de début
Date de fin
1 Printemps 09 04/03/2009 20/03/2009
2 Eté 09 12/06/2009 03/07/2009
3 Automne 09 02/09/2009 23/09/2009
4 Hiver 09-10 03/12/2009 22/12/2009
Durée totale des mesures : 75j soit 21% d’une année complète
Zone de Saint-Etienne
Site « St-Etienne-Montreynaud »
n° Saison Date de début
Date de fin
1 Hiver 08-09 09/01/2009 29/01/2009
2 Printemps 09 06/04/2009 23/04/2009
3 Eté 09 03/07/2009 22/07/2009
4 Automne 09 23/09/2009 22/10/2009
5 Hiver 09-10 22/12/2009 12/01/2010
Durée totale des mesures : 84j (105j avec la 5ème campagne) soit 23% (29%) d’une année complète
Tableau récapitulatif des dates de campagnes de mesures
Sur la zone de Grenoble, les campagnes ont débuté sur la période d’hiver 2008-2009
pour finir en Automne 2009.
Sur la zone de Vénissieux, le calendrier des mesures a débuté plus tard : la
campagne n°1 correspond à la période de printemps 2009 et la campagne n°4 à la
période d’hiver 2009-2010.
Sur la zone de Saint-Etienne, les 4 premières campagnes suivent les mêmes saisons
que sur la zone de Grenoble.
Une 5ème campagne a été réalisée fin 2009-début 2010 pour refaire des mesures de
PM2,5 qui n'avaient pas pu être réalisées à la première campagne hivernale.
Les mesures par tubes passifs ont été réalisées sur les mêmes périodes que les
mesures en continu, avec 8 expositions d'1 semaine sur tous les sites de mesures.
23
1.6.3 Liste des polluants mesurés, nombre et durée des prélèvements
Le tableau ci-dessous résume la liste des polluants mesurés, la méthode utilisée et la
durée des prélèvements.
En bleu : les polluants faisant l’objet de valeurs réglementaires à respecter.
Mesures par analyseurs
(en continu) Prélèvements actifs (24h)
et analyses des particules échantillonnées Echantillonnage par
Tubes passifs (7j)
Polluants gazeux et particules Hydrocarbures Aromatiques
Polycycliques (HAP) Spéciation PM Polluants gazeux
Dioxyde soufre (SO2) 2-méthylfluoranthène EC (Carbone élémentaire) Oxydes d'azote (NOx)
Monoxyde d'azote (NO) 2-méthylnaphthalène OC (Carbone Organique) Dioxyde d'azote (NO2)
Dioxyde d'azote (NO2) Acénaphthène Lévoglucosan Benzène (BTX)
Monoxyde de carbone (CO)1 Anthracène Ox
PM10 (2)
Benzo(a)anthracène Cl-
PM2,5 (2)
Benzo(a)pyrène NO3-
Benzo(b)fluoranthène SO42-
Benzo(e)pyrène NH4+
Benzo(g,h,i)pérylène K+
Benzo(j)fluoranthène Mg2+
Benzo(k)fluoranthène Ca2+
Chrysène
Dibenzo(a,h)anthracène
Fluoranthène
Fluorène
Indéno(1,2,3-cd)pyrène
Naphthalène
Phénanthrène
Pyrène Tableau récapitulatif des polluants mesurés
NB : Des mesures de BTX (Benzène, Toluène, Xylènes) par prélèvements actifs, prévues dans le projet initial, n’ont pas pu être réalisées en raison de problèmes techniques sur l’appareil permettant les prélèvements (SYPAC). Néanmoins, cela n’a que peu d’impact sur les conclusions de l’étude.
Nombre de prélèvements (Nb avec résultats validés/ Nb réalisés)
Zone Site NO2 NOx BTX HAP Spéciation PM
St-Etienne Montreynaud
Montreynaud 8/8 8/8 8/8 22/24 23/24
St-Et_Montreynaud_T1_Paganini 8/8 8/8 8/8 - -
St-Et_Montreynaud_T2_Forum 6/8 6/8 6/8 - -
Vénissieux Minguettes
Vénissieux Minguettes 7/8 7/8 7/8 24/24 24/24
Place du marché (sud chaufferie) 7/8 7/8 7/8 - -
Quartier Résidentiel (nord chaufferie) 7/8 7/8 7/8 - -
Grenoble Villeneuve
Commanderie - - 7/8 23/24 23/24
Stade J. Vilar - - 7/8 24/24 24/24
TOTAL avec résultats validés 43 43 57 93 94
TOTAL réalisés 48 48 64 96 96
% fonctionnement 90% 90% 89% 97% 98%
Tableau récapitulatif des prélèvements réalisés
1 Seul le laboratoire mobile utilisé sur la zone de Grenoble, pour les sites Commanderie et Jean Vilar, a pu être équipé d’un analyseur de CO. 2 PM10 et PM2,5 : poussières en suspension de diamètre aérodynamique inférieur à 10µm et 2,5µm.
24
Chaque campagne de mesure (une par saison) comprenait 12 jours de prélèvements
pour la collecte des particules sur filtres : 6 prélèvements pour l’analyse des HAP et
6 pour la spéciation chimique et l’analyse des traceurs de bois. Ces prélèvements n’ont
pas pu être réalisés en parallèle car les filtres n’étaient pas analysés par le même
laboratoire (cf. § suivant).
1.6.4 Méthodes d’analyse des prélèvements
Les HAP sont des composés
hydrophobes qui s’adsorbent très
fortement sur les particules. Les
HAP se répartissent ainsi entre la
phase gazeuse et la phase
particulaire en fonction de leur
pression de vapeur saturante et les
conditions environnementales
(comme la température).
Les prélèvements à la fois sur
filtres et sur mousses permettent
de collecter les HAP dans leur
phase particulaire et/ou gazeuse.
Dans le cadre de cette étude,
l’analyse des échantillons de filtres
et mousses a été confiée au
laboratoire CARSO (à Lyon), pour
mesurer les concentrations de
19 HAP.
Liste des HAP analysés
La spéciation chimique des particules a été réalisée par le LGGE (à Grenoble) et le
LCME (à Chambéry). L’ensemble du protocole de traitement des échantillons sur filtres
comporte différents types d’analyses :
Analyse de la matière carbonée réalisée par une technique de combustion afin de
déterminer les parts relatives des fractions « carbone organique (OC) » et
« carbone suie (EC) », selon une méthode européenne standardisée.
Analyse des espèces ioniques solubles par chromatographie ionique, pour les
anions (chlorures, nitrates, sulfates, …) et les cations (sodium, ammonium,
potassium …).
Analyses détaillées de la composition chimique en espèces organiques en utilisant
des techniques élaborées d’analyses, de type chromatographie phase gazeuse
couplée à la spectrométrie de masse (GC-MS) avec et sans dérivation.
Ce protocole est expliqué plus en détail dans l’Annexe 2.
Les mesures de particules prennent en compte depuis 2007 une fraction volatile
supplémentaire pouvant représenter au final près de 30% de la concentration totale.
Dans le cadre de cette étude, l’écart volatil a été mesuré à partir de stations de référence
situées sur la région grenobloise pour les sites « commanderie » et « Jean-Vilar » et sur
la zone de Lyon-centre pour les sites « St-Etienne-Montreynaud » et « Vénissieux
Minguettes ».
25
1.7 Représentativité des mesures
Les campagnes de mesure réalisées avec les laboratoires mobiles dans le cadre de cette
étude couvrent entre 16% et 29% de l’année et sont réparties sur les quatre saisons
(cf. dates de campagnes).
Le critère de représentativité temporelle défini par la directive 2008/20/CE pour réaliser
des mesures indicatives (14% de couverture annuelle) est donc respecté.
En outre, la représentativité temporelle des mesures a été vérifiée sur la base des
mesures réalisées au niveau des stations du réseau fixe par comparaison de la
concentration moyenne annuelle et des concentrations moyennes partielles obtenues au
cours des campagnes de mesures.
NB : l’ozone ne faisait pas partie des polluants ciblés dans le cadre de cette étude, mais
les valeurs de ce polluant ont été prises en compte afin d’améliorer l’estimation de la
représentativité annuelle.
Zone de Grenoble
Site « Commanderie »
Zone de Grenoble
Site « Jean Vilar »
Zone de Vénissieux
Site « Vénissieux-Minguettes »
Zone de Saint-Etienne
Site « St-Etienne-Montreynaud »
Comparaison entre les moyennes partielles et les moyennes annuelles (en µg.m-3)
Commentaires :
Sur la zone de Grenoble :
Pour la période où les mesures ont été réalisées sur le site « Commanderie », la
comparaison entre les moyennes calculées pour cette période et les moyennes calculées
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s (c
am
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gn
es
1-2
-3-4
)
Moyennes annuelles (2009)
Comparaison entre les moyennes partielles et les moyennes annuelles (en µg.m-3)
SO2
NO
NO2
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PM2,5
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Y=X+10%
Y=X-10%
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Moyennes annuelles (2009)
Comparaison entre les moyennes partielles et les moyennes annuelles (en µg.m-3)
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Moyennes annuelles (2009)
Comparaison entre les moyennes partielles et les moyennes annuelles (en µg.m-3)
SO2
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Moyennes annuelles (2009)
Comparaison entre les moyennes partielles et les moyennes annuelles (en µg.m-3)
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Moyennes annuelles (2009)
Comparaison entre les moyennes partielles et les moyennes annuelles (en µg.m-3)
S02
NO
NO2
PM10
PM25
Ozone
Y=X
Y=X+10%
Y=X-10%
26
sur l’année complète (sur les sites fixes de référence) présente une légère sous-
estimation uniquement pour les particules PM10 et PM2,5 (d’environ 5 µg.m-3).
Pour la période où les mesures ont été réalisées sur le site « Jean Vilar », ce sont les
concentrations d’ozone qui sont légèrement sous-estimées (de 5 à 10 µg.m-3), alors que
les moyennes partielles et annuelles en particules sont comparables.
Ceci est dû en grande partie aux conditions climatiques qui peuvent varier fortement
entre deux semaines consécutives et auxquelles ces deux polluants, ozone et particules
sont très sensibles.
Les mesures de PM10 et PM2,5 sur le site Jean Vilar sont donc plus représentatives de la
moyenne annuelle que celles du site Commanderie (et vice-versa pour l’ozone).
Néanmoins, il n’a pas été estimé nécessaire de redresser les valeurs pour le calcul des
moyennes annuelles. En revanche, il a été tenu compte de ce fait dans les commentaires
de comparaison aux valeurs réglementaires.
Sur la zone de Vénissieux :
Les moyennes partielles obtenues sur l’ensemble des campagnes réalisées sur la zone de
Vénissieux sont relativement comparables aux moyennes annuelles pour tous les
polluants, sauf peut-être pour le NO (qui ne possède pas de valeurs réglementaires).
Aucun redressement n’a été réalisé sur les moyennes.
Sur la zone de Saint-Etienne-Montreynaud :
La première campagne de mesure (Hiver 09) a été marquée par un important épisode de
pollution observé à l'échelle de la Région Rhône-Alpes, entre le 8 et le 15 janvier 2009,
avec des niveaux élevés notamment en particules (PM10) et dioxyde d'azote (NO2). Des
niveaux élevés et souvent maximum ont été observés sur cette période pour tous les
polluants mesurés.
En dehors de cette période spécifique, les résultats de la 1ère campagne (Hiver 08-09) et
de la 5ème campagne1 (Hiver 09-10) ont été globalement équivalents. Cette période
hivernale est généralement propice à l'observation des valeurs maximales, avec de moins
bonnes conditions de dispersion et des émissions plus importantes (liées entre autre au
chauffage).
Afin de ne pas biaiser les résultats en donnant un poids plus important à cette campagne
hivernale, l'estimation des moyennes annuelles et des dépassements de valeurs
réglementaires n'a pas été réalisée sur l'ensemble des 5 campagnes de mesures, mais
bien sur 4 saisons.
Une comparaison a été réalisée entre la moyenne partielle calculée sur les périodes des
campagnes de mesures et la moyenne annuelle réelle obtenue sur l'ensemble de l'année
2009, sur plusieurs sites fixes de référence. La meilleure estimation de la moyenne
annuelle est obtenue en prenant la moyenne sur les 4 première campagnes de mesures
(1-2-3-4).
La comparaison aux valeurs réglementaires pour chaque polluant a donc été réalisée sur
ces 4 premières campagnes, excepté pour les PM2,5 puisque les mesures ont été
réalisées sur les campagnes 2-3-4-5.
Représentativité des autres mesures :
Les 8 semaines de campagnes de mesure réalisées avec les tubes passifs (NO2, NOx et
BTX) couvrent 15% de l’année et sont réparties sur les quatre saisons et respectent donc
le critère de représentativité temporelle défini par la directive 2008/20/CE (14%).
Les 24 prélèvements de 24h pour la mesure des HAP et la spéciation chimique des
particules couvrent seulement 6,5% de l’année et ont été réparties sur les quatre saisons
(6 prélèvements par saison). Cet échantillonnage respecte néanmoins le pourcentage
minimum admis par la directive 2008/20/CE pour réaliser des mesures indicatives (6%).
1 Pour rappel : cette 5ème campagne a permis de refaire des mesures de PM2,5 qui n'avaient pas pu être réalisées à la première campagne hivernale.
27
2 Résultats
2.1 Bilan de la qualité de l’air à partir des polluants réglementés
2.1.1 Episodes de pollution
L’année 2009 aura été dans l'ensemble plus "polluée" que l'année 2008 et marquée par
un important épisode de pollution aux particules PM10 qui a duré 9 jours, du 8 au 16
janvier, et touché l'ensemble de la région. Cet épisode s’est produit durant la première
campagne de mesures hivernales sur le site de Saint-Etienne-Montreynaud (mesures du
09/01/09 au 29/01/09), ce qui explique certains niveaux élevés observés sur ce site.
Au cours de cet épisode, des dépassements du seuil d’information, mais aussi du seuil
d’alerte, ont été enregistrés pour les PM10. Le lundi 11 janvier, une nouvelle étape était
franchie, avec également de fortes teneurs en dioxyde de soufre d’origine industrielle
dans le sud lyonnais, et de dioxyde d’azote, surtout lié au trafic routier, dans les
agglomérations de Lyon et Saint-Etienne. La région grenobloise a été légèrement
épargnée par l’épisode, notamment pour les concentrations en dioxyde d’azote, mais les
niveaux de particules ont été équivalents à ceux observés sur la zone de Saint-Etienne.
Pendant cette période, l'indice ATMO de l'agglomération lyonnaise a pris la valeur 10
durant trois jours consécutifs, les 11, 12 et 13 janvier. Les niveaux de particules ont été
particulièrement élevés dans l’agglomération lyonnaise, sur la plaine de l’Ain, la vallée de
la Loire, la moyenne vallée du Rhône et la vallée de l’Arve.
Cet épisode hivernal, avec des émissions essentiellement « locales », était caractérisé
par des températures froides, peu de vent et une atmosphère stable, provocant des
inversions thermiques (cf. explications ci-après). Ces mauvaises conditions de dispersion
ont donc favorisé l’accumulation des particules dans les basses couches de l’atmosphère.
Par ailleurs, les émissions liées au chauffage se sont accrues, du fait de températures qui
sont restées souvent négatives tout ou partie de la journée.
Le dispositif préfectoral d’information en région Rhône-Alpes a été activé dès le jeudi 8
janvier 2009, sur la base des prévisions réalisées par les AASQA d’élévation des taux de
particules, et n’a été levé qu’à la fin de l’épisode, le 17 janvier. Ce dispositif a notamment
engendré la mise en place de mesures de restriction des émissions industrielles et de
réduction de vitesse sur les grands axes routiers de la région.
D’autres dépassements du seuil d’information pour les PM10 se sont produits entre le 30
janvier et le 31 janvier 2009, engendrant de nouveau l’activation du dispositif préfectoral
sur plusieurs zones de la région, mais cet épisode s’est déroulé en dehors des campagnes
de mesures de la présente étude.
A noter que sur l’ensemble des dépassements de seuil observés en 2009 (tous
polluants confondus), près de la moitié ont concerné les particules PM10.
Le dioxyde d’azote (NO2) a également été à l’origine d’un épisode en automne 2009, le
28 octobre, avec un dépassement constaté du seuil d’information et de recommandations
pour les personnes sensibles sur l'agglomération lyonnaise, qui a engendré 3 jours
d'activation du dispositif préfectoral d’information sur cette zone. Cet épisode ne
concernait pas directement les mesures de cette étude, qui étaient alors réalisées sur la
zone de Grenoble. Néanmoins, en cette saison, les conditions atmosphériques sur cette
zone n’étaient pas non plus très favorables à la dispersion des polluants, qui marquaient
également le début de l’augmentation des émissions liées au chauffage.
Concernant le dioxyde de soufre (SO2), 4 jours ont été touchés du fait de dépassements
du seuil d’information et de recommandations pour les personnes sensibles, les 26 mars,
17 juin, 30 août et 6 septembre, mais sur des zones assez localisées, en proximité
industrielle. Ces épisodes n’ont pas eu de répercussion sur les mesures réalisées dans le
cadre de cette étude.
28
NB : la première campagne de mesures réalisée sur la zone de Grenoble (décembre
2008) n’a pas enregistré d’épisode de pollution sur cette zone, mais la fin de l’année a
connu 3-4 jours avec de très mauvaises conditions de dispersion et des épisodes de
pollution ont été observés sur le bassin lyonnais et la vallée de l’Arve (en Haute-Savoie).
La carte ci-après présente les concentrations moyennes en PM10 calculées pour la
journée la plus touchée par l’épisode de janvier 2009 (11 janvier) à partir d’une
modélisation avec les mesures « assimilées » des différentes stations du réseau fixe des
AASQA. Ce jour là, les moyennes journalières en PM10 ont atteint 153 µg.m-3 à Lyon, 134
µg.m-3 à Villefranche, 135 µg.m-3 à Vienne et 152 µg.m-3 dans la vallée de l’Arve. Sur la
zone de Grenoble, les concentrations ont également approché les 100 µg.m-3 par endroit.
Par ailleurs, ce même jour, les concentrations horaires en dioxyde d’azote et en dioxyde
de soufre ont atteint un maximum respectivement de 272 μg.m-3 dans le bassin
stéphanois et 554 μg.m-3 dans le bassin lyonnais, dépassant ainsi, pour ces deux
polluants, les seuils d’information et de recommandations pour les personnes sensibles.
Explication du mécanisme d’inversion thermique :
Lors de périodes hivernales anticycloniques,
le refroidissement du sol va créer des
couches d'inversions thermiques, dans
lesquelles la température va augmenter
avec l'altitude (au lieu de diminuer, comme
c’est le cas normalement). L'hiver, en
absence de vent et avec un ensoleillement
réduit, le sol ne parvient pas à être
suffisamment réchauffé pour permettre de
faire disparaître ces couches d'inversion qui
perdurent souvent toute la journée. Les
polluants, dont les particules, s'accumulent
alors dans les premières centaines de
mètres au-dessus du sol.
29
2.1.2 Synthèse des niveaux mesurés vis-à-vis de la réglementation
Les tableaux page suivante présentent un bilan synthétique des niveaux mesurés vis-à-
vis de la réglementation, à partir d’indicateurs choisis pour visualiser rapidement les
niveaux mesurés de tous les polluants mesurés en continu, comparés à certaines valeurs
réglementaires (objectifs de qualité, valeurs limites, seuil d’information), tout en ayant
une vision des effets sur la santé sur le long, moyen ou court terme (moyennes annuelle,
journalière ou horaire). L’ensemble des valeurs réglementaires existantes ainsi que celles
choisies pour établir ces tableaux de synthèse sont présentés dans l’Annexe 1.
Explications préalables :
Niveaux en moyenne annuelle :
Cette ligne contient la moyenne annuelle pour chaque polluant.
Le pictogramme à côté de la valeur indique si cette moyenne dépasse ou non les valeurs
réglementaires de chaque polluant concerné :
feu vert : objectif de qualité respecté
feu orange : moyenne entre l’objectif de qualité1 et la valeur limite
feu rouge : valeur limite non respectée
Nombre de dépassements – VL en moyenne J / en moyenne H :
Les deux lignes suivantes indiquent le nombre de dépassements observés durant les
campagnes de mesures vis-à-vis de certaines valeurs limites (concentrations en
moyenne journalière / en moyenne horaire), ces dernières ne devant pas être dépassées
plus d’un certain nombre de jours / d’heures dans l’année.
Le pictogramme à côté de la valeur indique si ce nombre dépasse ou non le nombre fixé
comme valeur limite réglementaire pour chaque polluant concerné :
feu vert : nombre de dépassements < 50% du nombre fixé par la valeur limite
feu orange : nombre de dépassements >= 50% et <100% de la valeur limite
feu rouge : valeur limite non respectée
NB : le tiret «-» indique qu’il n’y a pas de valeur limite sur le pas de temps concerné
(horaire ou journalier)
Nombre de dépassements – seuil information (H ou J) :
La dernière ligne présente le nombre de dépassements observés du seuil d’information et
de recommandation pour les personnes sensible pour chaque polluant (lorsqu’il existe).
Le pictogramme à côté de la valeur indique si le seuil a été atteint ou approché :
feu vert : aucun risque (a priori) de dépassement du seuil d’information
feu orange : aucun dépassement observé, mais des valeurs proches du seuil
d’information (valeur max >= 90% du seuil horaire ou journalier)
feu rouge : 1 ou plusieurs dépassement(s) observé(s)
1 ou <75% de la valeur limite si l’objectif de qualité est égal à la valeur limite
30
Tableaux de synthèse vis-à-vis des valeurs réglementaires (Unités des concentrations exprimées en µg.m-3, sauf pour le B(a)P qui sont en ng.m-3)
Site Grenoble-Commanderie Grenoble-Commanderie Grenoble-Commanderie Grenoble-Commanderie Grenoble-Commanderie Grenoble-Commanderie Grenoble-Commanderie
Typologie [Labo mobile] [Labo mobile] [Labo mobile] [Labo mobile] [Labo mobile] [Labo mobile] [Labo mobile]
Polluant SO2 NO2 PM10 PM2,5 Benzène (COV) Benzo(a)Pyrène (HAP) CO
Niveaux en moyenne annuel le 5 26 21 17 1,2 1,2 -
Nb de dépassement - VL en moyenne J 0 - 1 - - - 0
Nb de dépassement - VL en moyenne H 0 0 - - - - -
Nb de dépassement - seui l d'information (H ou J) 0 0 0 - - - -
Site Grenoble-JeanVilar Grenoble-JeanVilar Grenoble-JeanVilar Grenoble-JeanVilar Grenoble-JeanVilar Grenoble-JeanVilar Grenoble-JeanVilar
Typologie [Labo mobile] [Labo mobile] [Labo mobile] [Labo mobile] [Labo mobile] [Labo mobile] [Labo mobile]
Polluant SO2 NO2 PM10 PM2,5 Benzène (COV) Benzo(a)Pyrène (HAP) CO
Niveaux en moyenne annuel le 4 33 27 22 1,2 0,5 -
Nb de dépassement - VL en moyenne J 0 - 4 - - - 0
Nb de dépassement - VL en moyenne H 0 0 - - - - -
Nb de dépassement - seui l d'information (H ou J) 0 0 0 - - - -
Site Vénissieux-Minguettes Vénissieux-Minguettes Vénissieux-Minguettes Vénissieux-Minguettes Vénissieux-Minguettes Vénissieux-Minguettes
Typologie [Labo mobile] [Labo mobile] [Labo mobile] [Labo mobile] [Labo mobile] [Labo mobile]
Polluant SO2 NO2 PM10 PM2,5 Benzène (COV) Benzo(a)Pyrène (HAP)
Niveaux en moyenne annuel le 3 29 25 22 1,3 0,3
Nb de dépassement - VL en moyenne J 0 - 0 - - -
Nb de dépassement - VL en moyenne H 0 0 - - - -
Nb de dépassement - seui l d'information (H ou J) 0 0 0 - - -
Site Montreynaud Montreynaud Montreynaud Montreynaud Montreynaud Montreynaud
Typologie [Labo mob] [Labo mob] [Labo mob] [Labo mob] [Labo mob] [Labo mob]
Polluant SO2 NO2 PM10 PM2,5 Benzène (COV) Benzo(a)Pyrène (HAP)
Niveaux en moyenne annuel le 2 18 25 22 0,8 0,2
Nb de dépassement - VL en moyenne J 0 - 6 - - -
Nb de dépassement - VL en moyenne H 0 0 - - - -
Nb de dépassement - seui l d'information (H ou J) 0 0 1 - - -
31
2.1.3 Analyse des niveaux mesurés
Afin d’alléger la lecture de cette partie, tous les graphes avec les résultats de mesures
des polluants réglementés sont présentés en Annexe 3.
Seuls quelques graphes aidant à la compréhension du texte ont été repris ici.
Dioxyde de soufre (SO2)
Sur tous les sites de mesures de cette étude, les niveaux de SO2 ont été très faibles, que
ce soit en moyenne annuelle ou en maxima horaires. Aucun dépassement de valeurs
réglementaires n'a été constaté sur l'ensemble des périodes de mesures. Les trois
chaufferies bois n’ont donc, a priori, aucun impact notable sur les niveaux de SO2.
Dioxyde d’azote (NO2)
Comparativement aux niveaux mesurés sur d’autres sites de la région, notamment les
sites urbains, les niveaux en NO2 sur les quatre sites de cette étude peuvent être
qualifiés de faibles à modérés.
Les niveaux en moyenne sur quatre saisons sont relativement comparables sur les sites
Grenoble-Commanderie (26 µg.m-3), Grenoble-Jean Vilar (33 µg.m-3) et Vénissieux-
Minguettes (29 µg.m-3), alors qu’ils sont presque deux fois plus faibles sur le site de
Saint-Etienne-Montreynaud (18 µg.m-3). En revanche, sur ce dernier site, la moyenne en
période hivernale double (33 µg.m-3) et est comparable au site de Vénissieux-Minguettes
(35 µg.m-3).
Les valeurs maximales horaires sur tous les sites se situent entre 100 et 130 µg.m-3 (le
seuil d’information étant fixé à 200 µg.m-3 sur 1h). Ces niveaux maximum ont été
observées principalement en période hivernale, sauf pour le site « Grenoble–JeanVilar »
et « Vénissieux-Minguettes », où des niveaux similaires ont été enregistrés également au
printemps et en automne.
Moyennes et maxima en NO2 mesurés avec les analyseurs continus
Hiver 08-09 Printemps Eté AutomneBilan 4
campagnes
MOYENNE 47 24 20 41 33
Max horaire
118 103 64 106 118
020406080100120140160180200
0102030405060708090
100
µg.
m-3
Grenoble-Stade Jean Vilar - NO2
Printemps Eté Automne Hiver 09-10Bilan 4
campagnes
MOYENNE 35 20 25 37 29
Max horaire
121 94 125 126 126
020406080100120140160180200
0102030405060708090
100
µg.
m-3
Vénissieux-Minguettes - NO2
32
A noter, sur ces deux derniers sites, pour les quelques heures où les concentrations sont
supérieures à 100 µg.m-3 :
- Sur le site Grenoble-Jean Vilar, les valeurs sont toutes proches des heures de
pointes, vers 9h ou entre 18h et 21h (heure locale), et sont a priori attribuables à
l’influence du trafic de la Rocade Sud à proximité (à moins de 100m du site), qui
connait régulièrement des embouteillages, précisément à ces heures.
- Sur le site de Vénissieux-Minguettes, plusieurs valeurs sont enregistrées aux
heures de pointes, susceptibles donc d’être attribuables au trafic local, dû à
l’environnement urbain du site. En revanche, quelques valeurs observées après
21h (heure locale) pourraient être dues aux émissions de la chaufferie avoisinante
ou à d’autres sources industrielles.
En ce qui concerne les mesures par tubes passifs (NO2 ou NOx) :
Moyennes et maxima en NO2 en NOx mesurés avec les tubes passifs
Sur la zone de Saint-Etienne-Montreynaud, les niveaux sur les 3 sites étudiées ne
montrent pas de différence significative, ni en moyenne ni en maxima (sur 7 jours), y
compris sur le site « Paganini », le plus proche de la chaufferie (90 m au sud-ouest). Ces
résultats ne montrent donc pas d’influence de la chaufferie au niveau de ces polluants.
Sur la zone de Vénissieux-Minguettes, la moyenne annuelle la plus élevée (en NO2 et
NOx) et le maxima sur 7 jours (en NOx uniquement) sont mesurés sur le site « Marché »,
Moyenne de NO2 Max de NO2
St-Et_Montreynaud-1_MOB 19 37
St-Et_Montreynaud-2_Paganini 17 33
St-Et_Montreynaud-3_Forum 20 35
Vénissieux_Minguettes-1_MOB 34 48
Vénissieux_Minguettes-2_Marché 40 53
Vénissieux_Minguettes-3_Marat 37 55
0102030405060
µg.
m-3
Mesures de NO2 par tubes passifs (moyennes sur 8 semaines d'exposition)
Moyenne de NOx Max de NOx
St-Et_Montreynaud-1_MOB 23 54
St-Et_Montreynaud-2_Paganini 21 47
St-Et_Montreynaud-3_Forum 25 51
Vénissieux_Minguettes-1_MOB 42 68
Vénissieux_Minguettes-2_Marché 54 87
Vénissieux_Minguettes-3_Marat 47 70
0102030405060708090
100
µg.
m-3
Mesures de NOx par tubes passifs(moyennes sur 8 semaines d'exposition)
33
le plus proche de la chaufferie (à 120 m au sud). Ces résultats sembleraient donc
indiquer une certaine influence de la chaufferie dans son environnement proche (environ
100 m), mais il ne faut pas oublier que les stationnements et la circulation du trafic,
notamment les jours de marché, peuvent aussi être à l’origine de ce résultat.
Les niveaux en NOx mesurées sur les 3 sites de la zone de Vénissieux ne sont pas
conformes à la valeur limite réglementaire à respecter pour la protection de la végétation
(30 µg.m-3 en moyenne annuelle).
Sur la zone de Montreynaud, cette valeur est respectée sur les 3 sites sondés et les
niveaux sont relativement faibles, y compris au plus près de la chaufferie. A noter que la
chaufferie de Montreynaud est située sur la crête d’une colline, limitant ainsi l’influence
des émissions provenant de l’agglomération stéphanoise (trafic et autres sources) et
permettant sans doute une meilleure dispersion des polluants.
Poussières fines et très fines (PM10 et PM2,5)
Sur le site de Grenoble-Commanderie, les moyennes en PM10 et PM2,5 paraissent
légèrement inférieures aux autres sites, mais il faut rappeler que l’étude de la
représentativité annuelle a montré que ces niveaux sous-estimaient la moyenne annuelle
réelle d’environ 5 µg.m-3.
De ce fait, les niveaux sont en moyenne relativement comparables sur tous les sites de
l’étude. L’étude détaillée des particules menée plus loin dans ce rapport montrera tout de
même quelques différences entre les zones d’étude.
Sur tous les sites, les moyennes annuelles estimées en particules PM10 sont conformes à
la valeur limite (40 µg.m-3 à respecter depuis 2005) et à l’objectif de qualité (fixé à
30 µg.m-3).
Les moyennes en particules PM2,5 sont toutes conformes à la valeur limite fixée par la
Directive Européenne (29 µg.m-3 à respecter en 2009 et 25 µg.m-3 en 2015). En
revanche, elles sont toutes supérieures à l’objectif de qualité français prévu par la loi
Grenelle, fixé à 15 µg.m-3 (d’où le « feu orange » dans le tableau de synthèse des
valeurs réglementaires ; voir aussi Annexe 1).
Un dépassement du seuil réglementaire pour les PM10 en moyenne sur 24h (seuil de
80 µg.m-3) à été enregistré sur le site de Saint-Etienne-Montreynaud en période
hivernale (le 11/01/09, avec 82 µg.m-3). Ce dépassement est lié principalement à
l’épisode de pollution observé à l'échelle de la Région Rhône-Alpes, entre le 8 et le 16
janvier 2009 (cf. explications plus haut).
Les concentrations en PM10 durant cet épisode sur ce site laboratoire mobile sont tout à
fait comparables à celles des autres sites de référence de l’agglomération stéphanoise,
voire même inférieures (cf. graphes ci-dessous), et ne montrent pas, a priori, de niveaux
particuliers susceptibles d’être directement liés à l’impact de la chaufferie de
Montreynaud sur la zone d’étude.
34
Moyennes horaires et journalières en PM10 mesurées avec les analyseurs
Aucun dépassement du seuil d’information n’a été constaté sur les trois autres sites
d’études, Vénissieux-Minguettes, Grenoble-JeanVilar et Grenoble-Commanderie.
Les valeurs maximales pour les PM10 en moyennes journalières ont atteint :
44 µg.m-3 sur le site de Vénissieux-Minguettes (le 13/03/09),
70 µg.m-3 sur le site de Grenoble-JeanVilar (le 30/12/08),
et 57 µg.m-3 sur le site de Grenoble-Commanderie (le 09/12/08).
L’évolution des niveaux des particules PM10 et PM2,5 ainsi que leur composition chimique
sont étudiées plus en détails un peu plus loin dans ce rapport.
Monoxyde de carbone (CO)
Les concentrations en monoxyde de carbone mesurées uniquement sur les deux sites
implantés sur la zone de Grenoble ne montrent pas de niveaux particuliers qui pourraient
être liés à la présence de la chaufferie de la Villeneuve.
Les niveaux sont conformes aux valeurs réglementaires.
Benzène et autres COV
Concernant le benzène, sur tous les sites sondés avec des tubes passifs (laboratoires
mobiles et sites transects), les niveaux moyens mesurés sont inférieurs à l'objectif de
qualité (2 µg.m-3) et par conséquent également conformes à la valeur limite
réglementaire (5 µg.m-3).
0
50
100
150
200
250µ
g.m
-3
Moyennes horaires en PM10 du 9 au 17 janvier 2009
sur la zone de St-Etienne et Montreynaud
ST-ETIENNE NORD
ST-ETIENNE SUD
ST-ETIENNE N88
ST-CHAMOND
Montreynaud
020406080
100120140
µg.
m-3
Moyennes journalières en PM10 du 9 au 17 janvier 2009
sur la zone de St-Etienne et Montreynaud
ST-ETIENNE NORD
ST-ETIENNE SUD
ST-ETIENNE N88
ST-CHAMOND
Montreynaud
35
Moyennes en benzène mesurées avec les tubes passifs
Les moyennes les plus faibles sont observées sur la zone de Montreynaud et les plus
élevées sur la zone de Vénissieux-Minguettes. L’évolution par saison montre que les
valeurs maximales sont enregistrées en période d’hiver ou d’automne (cf. graphes en
Annexe 3), en lien certainement avec l’augmentation des émissions liées au chauffage et
de plus mauvaises conditions de dispersions.
Sur la zone de Montreynaud, les maxima sont observés la première semaine de mesure,
durant l'épisode de pollution de janvier 2009, sauf pour le site de la Place du Forum
(Montreynaud-3_Forum) qui mesure également des valeurs maximales lors la dernière
campagne d'automne (en Benzène mais aussi pour les autres COV ; cf. Annexe 3).
Mesures de benzène par tubes passifs sur le site de St-Etienne-Montreynaud
Même si les concentrations mesurées ne sont pas si élevées, du point de vue qualité de
l’air, l’origine de ces valeurs reste inexpliquée. En effet, les valeurs des tubes NO2 et NOx
exposés sur le même site et la même période ne montrent pas de valeurs
significativement plus élevées, ce qui aurait dû être le cas dans l’hypothèse d’une
émission locale liée au trafic. Par ailleurs, les valeurs mesurées sur les deux autres sites,
et notamment celui à proximité de la chaufferie de Montreynaud, ne valident pas non
plus l’hypothèse d’une origine liée aux émissions de cette dernière.
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
Estimations des moyennes annuelle en Benzène (par tubes passifs) sur les sites d'étude
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
Hiv
er
Hiv
er
Pri
nte
mp
s
Pri
nte
mp
s
Eté
Eté
Au
tom
ne
Au
tom
ne
12/1/09 19/1/09 6/4/09 15/4/09 3/7/09 10/7/09 23/9/09 30/9/09
µg.
m-3
Evolution des niveaux en Benzène (tubes passifs)Zone de St-Etienne-Montreynaud
St-Et_Montreynaud-1_MOB St-Et_Montreynaud-2_Paganini
St-Et_Montreynaud-3_Forum
36
Rapports des concentrations toluène/benzène mesurées par tubes passifs
Sur tous les sites des trois zones étudiées, le rapport des concentrations toluène/benzène
est globalement équivalent (légèrement moins élevé sur la zone de Montreynaud). Sur
toutes les zones, ce rapport inférieur à 3, rapport généralement observé pour des
émissions liée au trafic, ce qui ne permet pas de conclure sur l’influence de la combustion
du bois. Néanmoins, ce rapport n’est pas l’indicateur principalement utilisé comme
traceur de la combustion de bois.
HAP
Sur l’ensemble des 19 HAP mesurés, seul le benzo(a)pyrène possède une valeur
réglementaire à respecter : valeur cible de 1 ng.m-3 en moyenne annuelle. Cette valeur
est respectée sur l’ensemble des sites de mesures de cette étude implantés à proximité
de chaufferies bois, sauf sur le site Grenoble-Commanderie (site d’étude) et Vénissieux-
village (site de référence industriel).
0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0
Grenoble_Commanderie
Grenoble_Stade_JeanVilar
St-Et_Montreynaud-1_MOB
St-Et_Montreynaud-2_Paganini
St-Et_Montreynaud-3_Forum
Vénissieux_Minguettes-1_MOB
Vénissieux_Minguettes-2_Marché
Vénissieux_Minguettes-3_Marat
Rapport Toluène/Benzène (mesures par tubes passifs - moyenne annuelle)
0
2
4
6
8
10
12
0
1
2
3
4
5
6
ng.
m-3
Niveaux en B(a)P - moyennes annuellesMoyenne de Benzo(a)pyrène Max de Benzo(a)pyrène
37
Moyennes annuelles (ou sur 4 saisons) et moyennes hivernales en Benzo(a)pyrène
mesurées par prélèvements actifs (Echelle de droite : maxima sur 24h)
Sur le site de Grenoble-Commanderie, la moyenne enregistrée sur les quatre saisons
(24 prélèvements) est proche de la moyenne annuelle (126 prélèvements) mesurée sur
le site de Vénissieux-village, implanté à proximité d’un émetteur industriel de HAP.
Cette moyenne est notamment due à plusieurs fortes valeurs enregistrées sur la période
hivernale et qui semblent donc être liées majoritairement aux émissions du chauffage.
La suite de ce rapport analyse les différentes sources qui peuvent être à l’origine des
concentrations observées.
A noter qu’avec un nombre de prélèvements plus importants, l’estimation de la moyenne
annuelle serait sans doute moins élevée.
Les textes réglementaires prévoient également le suivi des niveaux de certains autres
HAP, notamment dans leur phase particulaire. L’étude des niveaux de ces composés est
présentée dans la partie consacrée aux traceurs de la combustion de biomasse.
En résumé pour les polluants réglementés
Les concentrations de polluants mesurées autour des trois chaufferies de cette étude
peuvent être qualifiées de faibles à modérées.
Faibles, sur toutes les zones, pour les polluants tels que le dioxyde de soufre (SO2), le
benzène ou encore le monoxyde d’azote (CO). Faibles également, en moyenne annuelle
pour dioxyde d’azote (NO2) et les poussières fines (PM10).
Modérée, en moyenne annuelle pour les poussières très fines (PM2,5) sur toutes les
zones et pour les HAP (benzo(a)pyrène) sur le site de Grenoble-Commanderie. Modérée
également pour les niveaux mesurés en période hivernale pour le NO2 et les poussières
PM10 et PM2,5 (avec 1 dépassement du seuil d’information pour les PM10 observé sur la
zone de Montreynaud, lors d’un épisode généralisé sur l’ensemble de la région Rhône-
Alpes).
En ce qui concerne les polluants réglementés, l’ensemble des mesures réalisées
en air ambiant, dans l’environnement proche des chaufferies, n’a pas montré
d’impact significatif sur les niveaux de qualité de l’air, qui pourrait être
directement lié aux émissions de ces installations. Seuls quelques niveaux plus
élevés ont été relevés sur certains sites, mais qui pourraient aussi bien être
dus à l’influence d’autres sources.
0
2
4
6
8
10
12
0
1
2
3
4
5
6
ng.
m-3
Niveaux en B(a)P - moyennes hivernalesMoyenne de Benzo(a)pyrène Max de Benzo(a)pyrène
38
2.2 Etude spécifique des particules (PM10 et PM2,5)
2.2.1 Evolution des niveaux par saison
Tous les graphes présentant l’évolution des niveaux des PM10 et PM2,5 sont disponibles
dans l’annexe 4. Seuls les graphes aidant à la compréhension du texte ont été repris
dans cette partie.
Sur la zone de Montreynaud, les niveaux en particules fines (PM10) mesurés sur le site
d’étude sont plus importants que les autres polluants primaires (SO2, NO, NO2) tout en
étant légèrement inférieurs aux niveaux de fond mesurés sur les sites fixes de référence.
En comparaison, sur les trois sites des autres zones, les concentrations en PM10 et PM2,5
sont relativement équivalentes à celles mesurées sur les sites de référence de chaque
zone respective.
En revanche, sur le site de Montreynaud, les niveaux en PM2,5 sont légèrement plus
élevés que les niveaux de fond mesurés sur l’agglomération de Saint-Etienne et le
rapport PM2,5/PM10 est plus important sur ce site (entre 93% et 98%) et ceci, tout au
long de l’année (voir graphes ci-après et en Annexe 4).
En période hivernale, les roses de pollution montrent qu’une partie de la pollution
moyenne est apportée par des vents bien établis (vents forts) en provenance de la
direction de la chaufferie (secteurs compris entre 310° et 340° environ), notamment en
ce qui concerne les particules PM10 ou PM2,5.
En période hivernale, l’influence des émissions de la chaufferie est observable toutefois
les niveaux mesurés étant faibles à modérés, elle n’a que très peu d’impact sur la qualité
de l’air de cette zone. Ces niveaux sont donc certainement dus en partie aux émissions
de la chaufferie qui fonctionne au bois énergie en période hivernale mais sur l’ensemble
de l’année, ils peuvent être également liés à d’autres sources comme le chauffage
résidentiel, les feux de jardins, labours…
0%
2%
4%
6%360°
10 2030
4050
60
70
80
90
100
110
120130
140150
160170180
190200210
220230
240
250
260
270
280
290
300310
320330
340350
Rose des vents (VV vect. classes non cumulées)
vents forts
vents modérés
vents faibles (moyenne)
Campagne 5 (Hiver 10)
0
20
40
60360°
10 2030
4050
60
70
80
90
100
110
120130
140150
160170180
190200210
220230
240
250
260
270
280
290
300310
320330
Rose de pollution moyenne(classes non cumulées)
vents forts
vents modérés
vents faibles (moyenne)
Campagne 5 (Hiver 10)
PM10
0
20
40
60360°
10 2030
4050
60
70
80
90
100
110
120130
140150
160170180
190200210
220230
240
250
260
270
280
290
300310
320330
Rose de pollution moyenne(classes non cumulées)
vents forts
vents modérés
vents faibles (moyenne)
Campagne 5 (Hiver 10)
PM2,5
PM10 PM2,5
39
Evolution des moyennes journalières en PM10 et PM2,5 sur les sites « Grenoble-Commanderie », « Grenoble-Jean Vilar » et « Grenoble Les Frênes »
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Hiver 08-09
PM10
PM2,5
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Hiver 08-09
PM10
PM2,5
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Hiver 08-09
PM10
PM2,5
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Automne
PM10
PM2,5
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Automne
PM10
PM2,5
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Automne
PM10
PM2,5
Grenoble - Commanderie Grenoble – Jean Vilar Grenoble – Les Frênes
µg.m-3
PM10
PM2,5
PM10
PM2,5
PM10
PM2,5
PM10
PM2,5
PM10
PM2,5
PM10
PM2,5
40
Evolution des moyennes journalières en PM10 et PM2,5
sur le site « Vénissieux-Minguettes » « Saint-Etienne - Montreynaud »
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Automne
PM10
PM2,5
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Automne
PM10
PM2,5
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Hiver 09-10
PM10
PM2,5
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Hiver 09-10
PM10
PM2,5
Vénissieux-Minguettes St-Etienne - Montreynaud
µg.m-3
PM10
PM2,5
PM10
PM2,5
PM10
PM2,5
PM10
PM2,5
41
Evolution saisonnière du rapport PM2,5/PM10 sur les sites d’étude
Hiver 08-09 Printemps Eté AutomneBilan 4
campagnes
MOYENNE 90% 78% 72% 78% 78%
0%10%20%30%40%50%60%70%80%90%
100%
µg.
m-3
Grenoble-Commanderie - PM2,5/PM10
Hiver 08-09 Printemps Eté AutomneBilan 4
campagnes
MOYENNE 87% 73% 65% 83% 80%
0%10%20%30%40%50%60%70%80%90%
100%
µg.
m-3
Grenoble-Stade Jean Vilar - PM2,5/PM10
Printemps Eté Automne Hiver 09-10Bilan 4
campagnes
MOYENNE 91% 90% 95% 79% 88%
0%10%20%30%40%50%60%70%80%90%
100%
µg.
m-3
Vénissieux-Minguettes - PM2,5/PM10
Printemps Eté Automne Hiver 09-10Bilan 4
campagnes
MOYENNE 95% 98% 97% 93% 95%
0%10%20%30%40%50%60%70%80%90%
100%
µg.
m-3
St-Etienne-Montreynaud - PM2,5/PM10
PM2,5/PM10 PM2,5/PM10
PM2,5/PM10 PM2,5/PM10
42
Sur la zone de Grenoble
Pour la période hivernale, le rapport PM2,5/PM10 sur les deux sites d’étude est égal à 90%
et 87%. Sur le site de fond de Grenoble les Frênes, il est de 92% (cf. Annexe 4). Ceci
semble donc être le signe d’une influence de sources de chauffage.
Les deux sites d’étude présentent plusieurs valeurs journalières en PM10 au-dessus de
50 µg.m-3, notamment le site de Grenoble-Jean Vilar (à 400 m à l’ouest de la chaufferie),
entre le 28 et le 30 décembre 2008, avec un vent souvent faible (< à 1 m.s-1), où les
moyennes journalières montent jusqu’à 70 µg.m-3 en PM10 et 59 µg.m-3 en PM2,5.
Durant cette période, les conditions de dispersion ont été en effet mauvaises, avec
plusieurs phénomènes d’inversions de températures observés sur la région (le seuil
d’information et de recommandation a été dépassé dans la zone du bassin lyonnais et la
vallée de l’Arve).
Le site de Grenoble Les Frênes (situé à 1000 mètres au nord) suit la même évolution,
avec des valeurs également maximales entre le 28 et le 30 décembre, mais un peu plus
faibles que sur le site de Grenoble Jean Vilar, pour les PM10 (60 µg.m-3) comme pour les
PM2,5 (55 µg.m-3).
Roses des vents et de pollution pour les PM10 du 28 au 30/12/08
sur le site Grenoble-Jean Vilar
La rose des vents, calculée à partir des données météorologiques mesurés sur le site
Grenoble-Jean-Vilar pour cette période de 3 jours, indique que le vent était faible (sans
direction privilégiée) ou modéré en provenance du quart-est, et donc susceptible de
rabattre le panache de la chaufferie en direction de l’endroit où était implanté le site
Grenoble-Jean-Vilar.
La rose de pollution (concentrations moyennées en fonction des classes de vitesses et
direction de vent), calculée pour les PM10 mesurées sur ce même site et la même
période, indique que les niveaux les plus élevés sont majoritairement mesurés par vent
faible (moyenne de toutes les valeurs supérieure à 40 µg.m-3) et que les périodes de
vent modéré provenant de la moitié-est apportent également des valeurs élevées en
PM10 (avec des moyennes souvent supérieures à 50 µg.m-3).
Cette période particulière met donc peut-être en évidence une influence directe des
émissions de la chaufferie de la Villeneuve, sachant que par vent faible, les niveaux
peuvent également être dus aux émissions du trafic de la Rocade Sud à proximité.
Néanmoins, si cet impact est vraiment dû à la chaufferie, il reste relativement modéré :
l’écart des moyennes journalières entre les deux sites, Grenoble-Jean Vilar et Grenoble-
les Frênes, est d’environ 10 µg.m-3 pour les PM10 et 5 µg.m-3 pour les PM2,5. Soit un
accroissement des niveaux de poussières de l’ordre de 10 à 15% en moyenne
journalière.
D’autre part il convient de noter que, de manière générale, le site de Grenoble Les Frênes
n’est pas sous l’influence directe des émissions de la chaufferie, sauf peut-être durant
cette période où les polluants étaient bloqués au niveau du sol par des inversions de
0%
2%
4%
6%360°
10 2030
4050
60
70
80
90
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110
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140150
160170180
190200210
220230
240
250
260
270
280
290
300310
320330
Rose des vents(VV arithm. classes non cumulées)
vents forts
vents modérés
vents faibles (moyenne)
28 au 30 déc.08
0
50
100360°
10 2030
4050
60
70
80
90
100
110
120130
140150
160170180
190200210
220230
240
250
260
270
280
290
300310
320330
Rose de pollution moyenne(classes non cumulées)
vents forts
vents modérés
vents faibles (moyenne)
28 au 30 déc.08
PM10PM10
43
température, et que les niveaux mesurés sur ce site les autres jours sont comparables à
ceux mesurés sur Grenoble-Jean Vilar.
Ces niveaux sont donc certainement dus au chauffage (eu égard à la période), mais il est
très difficile de dire s’ils sont liés uniquement à la chaufferie ou à d’autres sources,
notamment aux chauffages résidentiels (voir aussi plus loin, l’analyse de la composition
chimique des particules).
Etude de la provenance des PM10 sur le site Grenoble-Jean Vilar
pour la période du 28 au 30 décembre 2008
Pour la période d’automne, la mise en route de la chaufferie de la Villeneuve a débuté le
14 octobre et le site de Grenoble-Commanderie montre une légère élévation des niveaux
de poussières PM10 et PM2,5 à ce moment là. Mais les niveaux sont restés assez faibles,
comparativement au site de Grenoble-Jean Vilar, dont les niveaux commencent à
vraiment augmenter sur la période du 27/10/09 au 01/11/09.
Ceci peut s’expliquer par le fait qu’à partir de la fin du mois d’octobre, les conditions de
dispersion se sont dégradées, notamment sur la région grenobloise (vents faibles,
températures plus basses avec des inversions de températures). Ceci est à corréler
également avec le début de la période des chauffages individuels, de manière générale.
Par ailleurs, contrairement à la période hivernale, les niveaux mesurés du 27/10/09 au
01/11/09 sont cette fois-ci plus élevés sur le site Grenoble Les Frênes que sur le site
Grenoble-Jean Vilar (10 µg.m-3 d’écart pour les PM10 et les PM2,5).
Et pourtant, les données météorologiques mesurées pendant cette période montrent que,
sur le site Grenoble-Jean Vilar, le vent était souvent faible ou modéré et directement en
provenance de la direction de la chaufferie (cf. rose des vents ci-après).
0
50
100360°
10 2030
4050
60
70
80
90
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140150
160170180
190200210
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260
270
280
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300310
320330
Rose de pollution moyenne(classes non cumulées)
vents forts
vents modérés
vents faibles (moyenne)
28 au 30 déc.08
PM10
44
La rose de pollution des PM10 sur le site Grenoble Jean Vilar montre en effet que les
niveaux par vent faible sont importants, et que le reste des niveaux élevés sont apportés
par les vents en provenance de la chaufferie et parfois en provenance de la Rocade Sud.
Roses des vents et de pollution pour les PM10 du 28/10/09 au 01/11/09
sur le site Grenoble-Jean Vilar
La rose de pollution sur le site de Grenoble Les Frênes n’est pas présentée, car ce site ne
mesure pas les données de vent et le calcul avec les données du site de Grenoble-
Jean Vilar ou une autre station météorologique de la zone n’est pas suffisamment
représentatif. En tout cas, il parait clair que les niveaux mesurés sur ce site de fond ne
proviennent pas de la chaufferie de la Villeneuve, ou du moins pas entièrement.
Sur la zone de Vénissieux, il n’y a pas eu de période suffisamment caractérisée avec
des niveaux plus élevés que les autres pour faire le même genre d’analyse. En revanche,
il est intéressant de noter que les niveaux sont relativement équivalents sur toutes les
saisons, y compris en été. Il faut redire également que la chaufferie des Minguettes a
très peu fonctionné au bois-énergie durant toute l’année 2009 (en raison de
dysfonctionnements sur l’unité bois). Ceci laisse donc à penser que d’autres sources
peuvent être à l’origine des particules mesurées sur cette zone d’étude, qui par ailleurs
est située non loin d’une zone qui concentre un grand nombre d’activités industrielles.
Tous ces commentaires montrent bien que la mesure uniquement de la masse des
particules en suspension n’est pas suffisante pour connaitre l’impact des sources de
chauffage au bois. En outre, ces mesures ne renseignent pas sur la taille des particules,
qui diffèrent en fonction de la source, ni sur leur composition chimique.
En milieu urbain, les particules grossières sont principalement émises par des processus
mécaniques (construction, remise en suspension par le roulement des véhicules et le
vent,…), tandis que les particules fines sont majoritairement émises lors des phénomènes
de combustion (trafic routier, mais également production d’énergie, chauffage,
élimination de déchets, certains processus industriels,…). A ces sources primaires
d’émission s’ajoutent les particules secondaires en partie dus aux interactions gaz-
particules. Les PM10 et les PM2,5 mesurées dans l’air ambiant en milieu urbain constituent
donc un ensemble inhomogène, dont les sources et la composition peuvent varier dans
l’espace et dans le temps.
La partie qui suit présente les résultats issus des analyses de spéciation chimique
réalisées par le LGGE et le LCME sur des prélèvements de particules PM10 (sur 24h), qui
doivent permettre de mieux caractériser les sources.
0%
5%
10%360°
10 2030
4050
60
70
80
90
100
110
120130
140150
160170180
190200210
220230
240
250
260
270
280
290
300310
320330
Rose des vents(VV arithm. classes non cumulées)
vents forts
vents modérés
vents faibles (moyenne)
27 oct - 1 Nov.09
0
20
40
60360°
10 2030
4050
60
70
80
90
100
110
120130
140150
160170180
190200210
220230
240
250
260
270
280
290
300310
320330
Rose de pollution moyenne(classes non cumulées)
vents forts
vents modérés
vents faibles (moyenne)
27 oct - 1 Nov.09
PM10PM10
45
2.2.2 Composition chimique des aérosols
Pour rappel, les aérosols (ou particules en suspension) sont caractérisés par une fraction
organique et une fraction inorganique :
La fraction organique (OM : Organic Matter) est composée de différentes grandes
familles chimiques tels que les acides, alcanes, HAP (Hydrocarbures Aromatiques
Polycycliques), methoxyphénols, sucres (dont le lévoglucosan).
La fraction inorganique de l’aérosol est caractérisée par le carbone élémentaire (EC),
les ions majeurs (sulfate, ammonium et nitrate) et les espèces cationiques, notamment
le calcium permettant de calculer la part de poussières crustales (appelée « dust »). La
fraction inorganique est composée également d’espèces chimiques telles que les traces
de métaux lourds, non analysées dans cette étude.
En milieu urbain, les PM10 sont généralement composées en moyenne de 20 à 30 %
d’OM, de 2 à 8 % d’EC et de 15 à 40 % d’espèces ioniques, la proportion d’espèces non
identifiées pouvant parfois atteindre 60 %.
En période hivernale, la part de matière organique (OM) peut augmenter jusqu’à
atteindre 50% de la masse des PM10, avec notamment des concentrations importantes
en lévoglucosan et en HAP.
Les analyses de spéciation chimique ont permis la caractérisation des aérosols, en
étudiant les parts respectives de chacune des espèces quantifiées (parts relatives à la
concentration massique des PM10) : la matière organique (OM), le carbone élémentaire
(EC), les espèces ioniques (Sulfates, Ammonium, Nitrates, chlorures) ou encore les
poussières crustales1 (appelées aussi « dust »). Cette caractérisation globale a été réalisée sur les prélèvements des sites à proximité des
chaufferies et pour comparaison sur le site de référence de fond urbain de Grenoble Les
Frênes.
Bilan massique des particules sur les sites d’étude
Le graphe suivant indique les concentrations en masse de PM10 calculées spécifiquement
sur les périodes des prélèvements effectués, par sites et par saison (6 prélèvements de
24h réalisés pour chaque saison).
Concentrations moyennes en PM10 par site et par saison
(Les barres d’erreurs indiquent les valeurs minimales et maximales)
1 Part caractérisant l’érosion, la remise en suspension de particules (notamment par le trafic routier) et le transport éolien de matières issues de l’écorce terrestre.
0.0
10.0
20.0
30.0
40.0
50.0
60.0
70.0
80.0
hiver printemps été automne
PM
10 (
µg
.m-3
)
Commanderie
Stade J.Vilar
Montreynaud
Vénissieux
2009
46
Comme vu précédemment, ce graphe montre encore une fois la variation saisonnière des
niveaux de poussières, avec des valeurs plus élevées lors des périodes où les émissions
du chauffage sont plus importantes, notamment en hiver.
Pour le site de St-Etienne-Montreynaud, les analyses concernent les prélèvements de
PM10 réalisés lors de la première campagne hivernale (janv. 09) qui présente les niveaux
maximum, notamment lors de l’épisode de pollution. Aucun prélèvement n’a été fait lors
de la deuxième période hivernale (déc.09-janv10), notamment pour des raisons
budgétaires.
Composition chimique des particules
Les compositions chimiques des particules mesurées sont représentées sur les
graphiques ci-après pour deux saisons contrastées : hiver et été (moyennes sur
l’ensemble de 6 prélèvements sur chaque saison). La part non identifiée des PM10
(« Autres », en gris) correspond à l’ensemble des espèces chimiques non quantifiées par
les analyses1 (part restante vis-à-vis de la masse totale des PM10).
Composition relative (en %) des PM10 sur les quatre sites de proximités de chaufferies et
le site de Grenoble Les Frênes en hiver et été 2009.
Sur la zone de Grenoble (Commanderie, Stade J. Vilar et le site de fond urbain de
comparaison Grenoble les Frênes), la composition chimique moyenne des particules est
semblable entre les sites. La proportion de matière organique dans les particules est
importante en hiver (40% à 50% environ), avec notamment de fortes concentrations en
Lévoglucosan et/ou en HAP (voir résultats présentés plus loin). La proportion de Nitrates
est également plus élevée à cette période. En été, la proportion de matière organique est
beaucoup plus faible (25%). Par ailleurs, la période estivale indique une part plus
importante de certaines espèces secondaires, les sulfates et notamment les poussières
crustales, pouvant être issues de phénomènes de transports des masses d’air.
Ces résultats semblent donc indiquer que, sur la zone de Grenoble, la
composition chimique des particules en hiver est fortement influencée par le
chauffage.
Sur les sites de Montreynaud et Vénissieux-Minguettes, la composition chimique
moyenne des particules est différente de celle de Grenoble, avec une proportion de
matière organique deux fois moindre en hiver, et par ailleurs moins importante en hiver
qu’en été (Montreynaud : 21% l’hiver et 27% l’été ; Vénissieux : 23% l’hiver et 29 %
1 Cette part peut être liée à la fraction minérale issue des activités humaines comme les travaux ou la remise en suspension des poussières du sol par le trafic, ainsi que les espèces métalliques issues d’activités industrielles ou autres (cf. Annexe 2)
OM EC Sulfates Ammonium Nitrates Chlorures Dust Autres
Stade J.Vilar déc 08 Montreynaud janv 09
Vénissieux juin 09Commanderie juil 09 Stade J.Vilar juil 09 Montreynaud juil 09
Les Frênes déc.08
Les Frênes juil 09
Commanderie déc.08 Vénissieux déc 09
47
l’été). Par ailleurs, une forte proportion de la composition chimique des particules reste
non identifiée pour ces deux sites, notamment en période hivernale (Montreynaud : 55%,
Vénissieux : 49%).
Il semblerait donc que, sur ces deux zones, d’autres sources que le chauffage
puissent contribuer à la composition chimique des particules.
Toutefois, les résultats qui suivent montrent qu’en hiver, la contribution de la combustion
de biomasse, dont le chauffage au bois fait partie, est importante sur la zone de
Grenoble, mais n’est pas non plus négligeable sur les zones de Vénissieux et
Montreynaud.
2.2.3 Etude de la contribution des principales sources d’émissions de particules
A partir des analyses de spéciation chimique des particules, il a été possible d’estimer la
part liée à la combustion de biomasse et celle des émissions véhiculaires dans la matière
organique des particules PM10 mesurées à proximité des chaufferies bois dans le cadre
de cette étude.
Les graphes ci-dessous présentent la contribution de chacune de ces sources calculée sur
les sites d’étude et le site de référence de Grenoble Les Frênes (fond urbain) pour les
deux saisons d’hiver et d’été.
Contributions de la combustion de biomasse, des émissions véhiculaires et des autres
sources au carbone organique (en %) dans les PM10 sur les quatre sites de proximités de
chaufferies et le site de Grenoble Les Frênes en hiver et été
Combustion de la biomasse
La contribution de la combustion de biomasse à la matière organique contenue dans les
PM10 est calculée à partir de la proportion de Lévoglucosan dans cette matière organique
(en utilisant les relations présentées dans l’annexe 2).
Pour les quatre sites à proximité des chaufferies et le site de fond urbain de Grenoble,
cette contribution est majoritaire en hiver (supérieure à 70%) et très faible en été
(inférieure à 10%).
Sur la zone de Grenoble, sur les deux sites d’étude comme sur le site de fond urbain, la
contribution de la combustion de biomasse est très élevée en hiver (supérieure à 85%),
et en tout cas plus élevée que sur le site de Saint-Etienne Montreynaud (71%) et de
Vénissieux-Minguettes (79%).
85%
8%7%
Commanderie déc 08
85%
11%4%
Stade J.Vilar déc 08
71%
7%
22%
Montreynaud janv 09
3%12%
85%
Commanderie juillet 09
2%16%
82%
Stade J.Vilar juillet 09
7%
16%
77%
Montreynaud juil 09
7%
15%
78%
Vénissieux juin 09
combustion biomasse émissions véhiculaires autres sources d'organiques
87%
13%
Les Frênes déc 08
6%
18%
76%
Les Frênes juin 09
79%
17%
4%
Vénissieux déc 09
48
Cette forte contribution de combustion de la biomasse sur la zone de Grenoble a déjà été
observée dans des proportions similaires, que ce soit sur le site de Grenoble Les Frênes
[Primequal FORMES, INERIS 2007a], mais également sur d’autres sites d’études en fond
urbain dans le nord grenoblois [ASCOPARG 2009].
Emissions véhiculaires
La contribution des émissions véhiculaires directes (émissions des combustions de
carburants) dans la matière organique est estimée en utilisant une approche « mono-
traceur », à partir des concentrations en lévoglucosan, carbone organique et carbone
élémentaire et en faisant l’hypothèse que le carbone élémentaire contenu dans les
particules est émis uniquement par deux sources : la combustion de biomasse et les
émissions véhiculaires (voir en Annexe 2 pour le détail des calculs).
Par cette approche, la contribution des émissions véhiculaires dans la matière organique
en période hivernale est estimée entre 7% et 17% pour les sites étudiés. En été, les
émissions dues à la combustion de biomasse étant faibles, la contribution des émissions
véhiculaires augmente et varie entre 12% et 18%.
Il est également intéressant de noter que sur le site de Vénissieux-Minguettes, la part
estivale des émissions véhiculaires est équivalente à celle de l’hiver, ce qui indique bien
que le trafic a une certaine influence sur cette zone tout au long de l’année.
Autres sources d’émissions de matière organique
En hiver, la combustion de biomasse et les émissions véhiculaires sont les principales
sources d’émissions de carbone organique. Les impacts éventuels d’autres sources
d’émissions et de processus de formation secondaire sont donc de moindre importance
dans ces zones urbaines ou périurbaines.
En été, le bilan massique obtenue par cette approche met en évidence l’influence forte
d‘autres sources d’émissions (> 75%). Ces autres sources non identifiées par l’approche
« mono-traceur » peuvent notamment être les émissions industrielles puisque les sites se
situent en milieu urbain, mais aussi des processus secondaires de formation des
particules liés aux interactions gaz-particules. Le programme analytique mis en œuvre
n’avait pas vocation à identifier ces différentes autres sources de matière organique. Des
études plus poussées, mais beaucoup plus complexes pourrait éventuellement permettre
d’obtenir des informations sur ces autres sources [El Haddad et al., 2010a,b].
49
En conclusion, sur la zone de Grenoble, la contribution de la combustion de
biomasse dans la matière organique des particules mesurées en période
hivernale est importante. Ce résultat ne semble pas dû uniquement à l’influence
des émissions de la chaufferie de la Villeneuve, mais plus aux sources de
chauffages prises dans leur ensemble (installations collectives et chauffages
résidentiels).
Sur les zones de Saint-Etienne-Montreynaud et Vénissieux-Minguettes, la
contribution de la combustion de biomasse dans la matière organique des
particules en hiver est un peu moins importante qu’à Grenoble, mais reste
majoritaire par rapport aux autres sources.
A noter enfin qu’une forte contribution de la combustion de biomasse a pu être
également observée sur d’autres sites de la région Rhône-Alpes (cf. carte ci-dessous),
notamment sur des zones périurbaines et plutôt résidentielles, où les émissions de
chauffage au bois individuel sont potentiellement importantes à certains moments de
l’année, comme la Côte Saint-André en plaine de Bièvre (Isère), ou la zone de Guilherand
(Ardèche) dans l’agglomération de Valence.
Carte issue des résultats de l’étude « Cartographie des particules
en région Rhône-Alpes », réalisée par les AASQA de Rhône-Alpes1,
avec 8 prélèvements d’une semaine répartis sur une année entre 2008 et 2009
La partie qui suit présente une analyse spécifique des traceurs de la combustion de la
biomasse, afin d’étudier plus précisément l’impact du chauffage au bois sur les zones
d’étude.
1 Rapport en cours de rédaction (publication prévue en septembre 2010)
50
2.3 Etude spécifique des traceurs de combustion de la biomasse et
autres indicateurs de sources
Les profils issus des analyses de spéciation chimique obtenus dans le cadre de cette
étude, en proximité de chaufferies bois, ont été comparés aux profils obtenus sur le site
de référence de fond urbain Grenoble les Frênes (dont des mesures obtenues dans le
cadre du programme « Suivi annuel du lévoglucosan à Grenoble », en collaboration avec
l’INERIS).
2.3.1 Niveaux moyens en lévoglucosan sur les trois agglomérations (Grenoble,
Saint-Etienne, Vénissieux)
Le lévoglucosan est de plus en plus utilisé comme traceur de la combustion de biomasse
et pour évaluer l’influence de cette source sur les émissions de particules.
Le graphique suivant compare les concentrations moyennes en Lévoglucosan sur les
quatre sites d’étude et sur le site de référence de fond urbain des Frênes à Grenoble à
différentes périodes (moyennes en 2008 avec 87 prélèvements, en 2009 avec 77
prélèvements, et durant la période d’étude Chaufferie 2008-2009 avec 19 prélèvements)
Concentrations moyenne en lévoglucosan (en ng.m-3)
sur les quatre sites d’étude et sur le site de Grenoble les Frênes
(moyennes en bleu, échelle de gauche et maxima en rouge, échelle de droite)
Les concentrations moyennes en lévoglucosan les plus élevées ont été mesurées à
Grenoble, sur le site d’étude « Stade Jean Vilar » (le plus proche de la chaufferie de
Grenoble Villeneuve), mais aussi sur le site de fond urbain de Grenoble les Frênes avec
des valeurs moyennes respectives de 741 ng.m-3 et 693 ng.m-3 et des valeurs maximales
pouvant atteindre 4110 ng.m-3. La valeur moyenne la plus faible (203 ng.m-3) est
enregistrée sur le site de Vénissieux-Minguettes.
Le graphique suivant présente l’évolution des concentrations moyennes en lévoglucosan
par saison obtenus sur les différents sites de l’étude et sur le site de fond urbain de
Grenoble les Frênes. La valeur mesurée en hiver 2006-2007 par l’INERIS sur ce même
site est indiquée à titre de comparaison.
Frênes 2008 Frênes 2009Frênes
études chauffCommanderie
Stade Jean Vi lar
MontreynaudVénissieux-Minguettes
Moy 339 520 693 331 741 234 203
Max 1688 4110 2420 1631 3674 1155 818
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
1600
1800
2000
Levo
glu
cosa
n e
n n
g.m
-3
51
Evolution saisonnière des concentrations moyennes en lévoglucosan (en ng.m-3)
sur les quatre sites d’étude et sur le site de fond de Grenoble les Frênes
Une évolution saisonnière de la concentration moyenne en lévoglucosan est observée
pour les quatre sites étudiés avec des valeurs nettement plus élevées en période
hivernale. La concentration moyenne est supérieure à 400 ng.m-3 en hiver alors qu’elle
est inférieure à 30 ng.m-3 en été (baisse d’un facteur 10).
Cette variation saisonnière est moins marquée entre l’hiver et le printemps sur le site de
Vénissieux Village, ce qui peut s’expliquer notamment par la période choisie pour réaliser
les mesures (du 4 au 20 mars), qui correspond plutôt à la fin de l’hiver, début du
printemps, et où les besoins en chauffage sont encore importants. Les niveaux faibles
observés en automne sur ce site peuvent notamment s’expliquer par l’arrêt définitif de
l’utilisation de biomasse début septembre.
En hiver, les niveaux moyens en lévoglucosan sont au moins 3 fois plus
importants sur les sites de Grenoble que sur les deux autres zones étudiées.
Les niveaux observés lors de cette étude confirment par ailleurs les résultats
obtenus sur la zone de Grenoble lors de l’étude réalisée en 2006-2007 par
l’INERIS.
En automne, les niveaux importants en lévoglucosan observés sur le site stade Jean Vilar
peuvent s’expliquer par des conditions météorologiques stables qui ont été peu
favorables à la dispersion des polluants et une intensification du chauffage durant cette
période de mesures. Il est à noter que les données de Grenoble les Frênes sur cette
même période correspondent à un seul prélèvement (lié à des problèmes d’analyses) et
ne sont pas vraiment comparables.
A noter que les valeurs mesurées sur Grenoble sont comparables à celles observées dans
la littérature pour des sites urbains.
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
1600
1800
2000
Hiver Printemps Eté Automne
Lévo
glu
cosa
n e
n n
g.m
-3
Frênes étude INERIS 06-07
Frênes étude chauff. 08-09
Commanderie
Stade Jean Vilar
Montreynaud
Vénissieux-Minguettes
52
Concentrations en lévoglucosan données par la littérature [INERIS, 2007b]
Les niveaux mesurés en lévoglucosan sur la zone de Grenoble confirment donc
que l’impact du chauffage au bois sur cette zone est important. Cependant, cet
impact ne semble pas uniquement dû aux émissions de la chaufferie de la
Villeneuve, car les niveaux de ce traceur restent élevés même en s’éloignant de
l’influence des émissions de la chaufferie.
Sur les zones de Montreynaud et Vénissieux, le chauffage au bois a un impact
observable en période hivernale, mais a priori deux fois moindre que sur la zone
de Grenoble.
La partie suivante présente l’étude des niveaux en HAP, qui montre que d’autres sources
locales peuvent également avoir une influence sur la qualité de l’air.
2.3.2 Niveaux moyens en HAP particulaires sur les trois agglomérations
(Grenoble, Saint-Etienne, Vénissieux)
Les HAP sont émis par tous les processus de combustion de la matière organique.
La combustion du bois est une source particulièrement importante d’émission de HAP,
notamment dans leur phase particulaire. D’autres sources (comme la combustion du fioul
ou de l’essence par exemple) contribuent également aux émissions de ces polluants,
dans leur phase gazeuse et particulaire.
L’étude des HAP peut donc apporter des informations sur les sources d’émissions, même
s’il s’avère difficile d’identifier précisément l’apport respectif de chacune d’entre elles, car
peu de ces composés sont traceurs d’une seule source.
Le tableau suivant montre que les niveaux des HAP particulaires1 en fond urbain sont
équivalents sur Grenoble, Saint-Etienne et Lyon (de l’ordre de 4 à 5 ng.m-3). A proximité
1 Les HAP peuvent se trouver dans l’air ambiant sous forme gazeux ou particulaire selon leur nature et les conditions environnementales. Les HAP particulaires utilisés dans cette étude sont les suivants :
Zone géographique Site Eté Hiver
Launceston, Australie urbain 100-500 2000-13000
Texas, Etats-Unis urbain (Dallas) 500
urbain (Houston) 300
Californie, Etats-Unis rural
urbain (Fresno)
Fraser valley, Canada rural 26000 * 1000
mixte 12000* 3000
urbain 14000*
Bakersfield , Californie urbain 1100-1400
Chamonix, France sub-urbain 500 (500-870)
Maurienne, France sub-urbain 200 (200-520)
Azores, Portugal rural 2 6
Aveiro, Portugal rural maritime 32 1300
K-Puszta, Hongrie rural 7 20
Schauins-land, Allemagne Fond montagne 12 34
Puy de Dôme, France Fond montagne 10 12
Sonnblick, Autriche Fond montagne 21 653
levoglucosan en ng.m-3
*Les fortes concentrations mesurées l 'été au Canada provenaient des feux de forêts
53
d’une source industrielle d’émissions de HAP (site de Vénissieux-village), les niveaux en
moyenne annuelle peuvent être 6 à 7 fois plus importants.
Concentrations moyennes annuelles en HAP particulaires sur différents sites
Le graphique suivant compare les moyennes annuelles en HAP particulaires estimées sur
les quatre sites d’étude et celles sur le site de référence de fond urbain de Grenoble Les
Frênes à différentes périodes.
Concentrations moyenne en HAP particulaires (en ng.m-3) sur les quatre sites d’étude et
sur le site de fond urbain Grenoble les Frênes.
Les concentrations moyennes de HAP particulaires les plus élevées ont été mesurées sur
la zone de Grenoble, sur le site d’étude « Commanderie » (à 800 m au sud de la
chaufferie de Villeneuve) avec des valeurs moyennes proches de 10 ng.m-3, soit des
niveaux deux fois plus élevés que sur le site « Jean Vilar » (à 400 m à l’ouest) ou qu’en
fond urbain (à 1000 m au nord).
Cette moyenne s’explique notamment par plusieurs fortes valeurs mesurées en période
hivernale (cf. graphe page suivante) qui semblent donc, en première hypothèse, liées
aux émissions du chauffage. Les deux valeurs les plus importantes en HAP correspondent
aux deux maxima journaliers de PM10 observés le 09/12/08 et le 15/12/08 (voir résultats
précédents dans la partie consacrée aux PM10 et PM2,5).
benzo(a)anthtracène, chrysène, benzo(j)fluoranthène, benzo(b)fluoranthène, benzo(k)fluoranthène, benzo(a)pyrène, dibenzo(a,h)anthracène, indeno(1,2,3-c,d)pyrène, benzo(g,h,i)perylène.
Sites Typologie
2008 2009
Grenoble les Frênes Urbain 4,3 2,7
Lyon centre Urbain 4,8 4,2
St Etienne Sud Urbain 4 4,2
Vénissieux village Industriel 28,2 23,8
Moy HAP particulaires
en ng.m-3
Frênes 2008 Frênes 2009Frênes études
chauffCommanderie Stade Jean Vilar Montreynaud
Vénissieux-Minguettes
Moy 4,3 2,7 3,4 9,9 4,3 1,3 5,7
Max 21,9 17,2 20,3 61,9 18,8 6,4 23,7
0
10
20
30
40
50
60
70
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
20
HA
P p
arti
cula
ire
s e
n n
g.m
-3
54
Roses de vents pour le 9 et 15 décembre 2008,
calculées à partir des données mesurées sur le site de Grenoble-Commanderie
Les roses de vents ci-dessus montrent que le 09/12/08, les vents étaient
majoritairement faibles (sans direction particulière), et que le 15/12/08, les vents ont été
faibles à modérés (en provenance du secteur nord).
L’origine des émissions de HAP semblent donc provenir soit de sources locales, soit
d’apports de sources plus lointaines, comme les émissions de la chaufferie. Cependant,
sur le site de Grenoble-Jean Vilar (plus proche de la chaufferie), la moyenne en HAP est
de l’ordre de grandeur des niveaux de fond urbain et, même avec des conditions
météorologiques similaires et des niveaux de PM10 équivalents (voire même plus
élevés), les valeurs maximales en HAP ne sont pas aussi importantes que sur le site
Grenoble-Commanderie. Il semblerait donc que, sur ce dernier site, les sources locales
soient majoritaires.
En particulier, ces émissions pourraient être issues de la combustion du fioul qui est
utilisé a priori dans plusieurs habitations du quartier de la commanderie1, auxquelles
viennent s’ajouter les retombées des émissions de la chaufferie et celles des émissions
du trafic de la Rocade Sud.
La valeur moyenne la plus faible (1,3 ng.m-3) est enregistrée sur le site d’étude Saint-
Etienne Montreynaud. Il faut rappeler également que la chaufferie de Montreynaud est
située sur la crête d’une colline, ce qui limite certainement l’influence des émissions
provenant de l’agglomération stéphanoise (trafic et autres sources) et permet sans doute
une meilleure dispersion des polluants.
Les niveaux de HAP particulaires mesurés sur le site de Vénissieux Minguettes sont
supérieurs aux niveaux de fond urbain et sont également plus élevés que sur le site de
Montreynaud alors que les taux de traceurs de combustion de biomasse (lévoglucosan)
étaient quasi-équivalents, parmi les plus faibles (cf. résultats précédents).
Deux facteurs peuvent expliquer ces résultats :
- L’utilisation plus importante par la chaufferie des Minguettes en 2009 du fioul
lourd au détriment du combustible bois, favorable à l’émission de certains HAP
(notamment le pyrène, phénantrène et le fluoranthène).
- L’influence potentielle d’une source industrielle avec des émissions importantes
de HAP située au nord du site d’étude, à environ 1500 mètres. Les résultats
2008 et 2009 de la station de Vénissieux-Village (5 à 6 fois supérieurs)
renforcent cette hypothèse.
1 Cette hypothèse est confirmée par le Président de l’Association des Habitants de la Commanderie à Echirolles (AHCE) et également par les niveaux élevés de HAP gazeux (cf. graphiques pages suivantes)
0%
1%
2%
3%360°
10 2030
4050
60
70
80
90
100
110
120130
140150
160170180
190200210
220230
240
250
260
270
280
290
300310
320330
Rose des vents (VV vect. classes non cumulées)
vents forts
vents modérés
vents faibles (moyenne)
9 déc. 08
0%
2%
4%
6%360°
10 2030
4050
60
70
80
90
100
110
120130
140150
160170180
190200210
220230
240
250
260
270
280
290
300310
320330
Rose des vents (VV vect. classes non cumulées)
vents forts
vents modérés
vents faibles (moyenne)
15 déc. 0815 déc. 08
55
Evolution saisonnière des concentrations moyennes en HAP particulaires
Le graphique suivant présente l’évolution des concentrations moyennes en HAP
particulaires par saison obtenus sur les différents sites de l’étude et sur le site de fond
urbain de Grenoble les Frênes.
Evolution saisonnière des concentrations moyennes en HAP particulaires (en ng.m-3) sur
les quatre sites de proximités de chaufferies et sur le site de fond de Grenoble les Frênes
L’évolution saisonnière de la concentration moyenne en HAP particulaires est bien
observée sur les sites de Grenoble. La concentration moyenne est supérieure à 10 ng.m-3
en hiver alors qu’elle est inférieure à 0,4 ng.m-3 en été (baisse d’un facteur 20).
Cette variation est moins visible sur les deux autres sites d’étude et notamment sur celui
de Vénissieux Minguettes, où la concentration moyenne est égale à 7 ng.m-3 en hiver et
4 ng.m-3 en été (baisse seulement d’un facteur 2).
En première hypothèse, ces résultats pourraient s’expliquer par le fait que la chaufferie
des Minguettes fonctionne toute l’année et notamment avec une forte proportion en 2009
de combustion de fioul. Néanmoins la consommation de fioul en été est de 5 à 7 fois
moindre en été qu’en hiver, ce qui n’explique pas complètement, la différence entre les
niveaux mesurés sur ces deux périodes. L’autre hypothèse de la présence de sources
résidentielles avec un chauffage au fioul parait moins probable, car la chaufferie des
Minguettes alimente la plupart des habitations de la zone. Ceci peut également être lié à
l’apport des émissions de HAP de la source industrielle située au nord. En effet le
graphique suivant montre que les moyennes des HAP gazeux sur le site de Vénissieux-
Minguettes sont aussi importantes en hiver qu’aux autres saisons et même plus
importantes au printemps. Ceci semble donc témoigner de l’influence d’une autre source
que la combustion de biomasse sur ce site.
0
5
10
15
20
25
30
35
40
Hiver Printemps Eté Automne
HA
P p
arti
cula
ire
s n
g.m
-3
Frênes étude INERIS 06-07
Frênes étude chauff. 08-09
Commanderie
Stade Jean Vilar
Montreynaud
Vénissieux-Minguettes
56
Evolution saisonnière de la moyennes des HAP particulaires et HAP gazeux
sur les quatre sites d’étude
Profils HAP particulaires
Les profils HAP particulaires obtenus en proximités de chaufferies ont été comparés à
celui du site des Frênes en hiver et en été.
Signature chimique en HAP sur les quatre sites d’étude
et le site de Grenoble Les Frênes en hiver et été 2008-2009.
0
20
40
60
80
100
120
Hiv
er
Pri
nte
mp
s
Eté
Au
tom
ne
Hiv
er
Pri
nte
mp
s
Eté
Au
tom
ne
Hiv
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nte
mp
s
Eté
Au
tom
ne
Hiv
er
Pri
nte
mp
s
Eté
Au
tom
ne
Commanderie Montreynaud Stade J. Vilar Vénissieux Minguettes
HA
P e
n n
g.m
-3
Evolution des HAP Totaux par saison
Moyenne de HAP Particulaire Moyenne de HAP Gazeux
Commanderie décembre 2008
0
5
10
15
20
25
30
BaA Chr BeP BbF BkF BaP BghiP DbahA IP
HAP
Co
ncen
trati
on
rela
tive (
%)
Stade J.Vilar décembre 2008
0
5
10
15
20
25
30
BaA Chr BeP BbF BkF BaP BghiP DbahA IP
HAP
Co
ncen
trati
on
rela
tive (
%)
Montreynaud janvier 2009
0
5
10
15
20
25
30
BaA Chr BeP BbF BkF BaP BghiP DbahA IP
HAP
Co
ncen
trati
on
rela
tive (
%)
Vénissieux décembre 2009
0
5
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15
20
25
30
BaA Chr BeP BbF BkF BaP BghiP DbahA IP
HAP
Co
ncen
trati
on
rela
tive (
%)
Les Frênes janvier 2009
0
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15
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30
BaA Chr BeP BbF BkF BaP BghiP DbahA IP
HAP
Co
ncen
trati
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rela
tive (
%)
Hiver
Eté Commanderie juillet 2009
0
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BaA Chr BeP BbF BkF BaP BghiP DbahA IP
HAP
Co
ncen
trati
on
rela
tive (
%)
Stade J. Vilar juillet 2009
0
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BaA Chr BeP BbF BkF BaP BghiP DbahA IP
HAP
Co
ncen
trati
on
rela
tive (
%)
Montreynaud juillet 2009
0
5
10
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25
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BaA Chr BeP BbF BkF BaP BghiP DbahA IP
HAP
Co
ncen
trati
on
rela
tive (
%)
Vénissieux juin 2009
0
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25
30
BaA Chr BeP BbF BkF BaP BghiP DbahA IP
HAP
Co
ncen
trati
on
rela
tive (
%)
Les Frênes juin 2009
0
5
10
15
20
25
30
BaA Chr BeP BbF BkF BaP BghiP DbahA IP
HAP
Co
ncen
trati
on
rela
tive (
%)
57
Sur les sites de Grenoble, les profils HAP en hiver sont semblables sur les sites de
proximités de chaufferies notamment celui de Grenoble-Jean Vilar et sur le site de
Grenoble Les Frênes. Ces profils montrent une proportion plus importante en HAP de
poids moléculaire moyen (Chr, BeP, BbF), ce qui semble confirmer une influence de la
combustion de biomasse.
En été, les HAP à poids moléculaires plus élevés (BghiP, IP) sont dans des proportions
plus importantes pour les sites à proximité des chaufferies ainsi que pour le site de
Grenoble Les Frênes, ce qui semble indiquer une influence des émissions véhiculaires.
Mais l’impact des différentes sources ne peut être évalué uniquement à partir des
résultats en HAP [Marchand et al, 2004]. Notamment le chrysène considéré comme un
indicateur de la combustion de biomasse est présent dans les mêmes proportions
relatives en hiver et en été (voir même plus importantes) sur les sites à proximité des
chaufferies.
Sur le site de Saint-Etienne Montreynaud, le profil HAP en hiver est semblable à celui
du site des Frênes avec une proportion plus importante en HAP de poids moléculaire
moyen (caractéristique de la combustion de biomasse). Mais en été, le profil en HAP
présente une faible proportion en HAP à poids moléculaire moyens, seul le chrysène est
présent en forte proportion.
Sur le site de Vénissieux, les profils HAP sont différents de ceux du site des Frênes en
hiver et en été. En hiver et en été, les HAP majoritairement présents sont le chrysène et
le BbF avec une augmentation des concentrations relatives en été en ce qui concerne ces
deux polluants. Ces profils en HAP, comme il a été dit précédemment, pourraient être
dus soit à des apports industriels en HAP par les activités de l’usine située à 1500 m du
site, ou bien sont liés au mode de fonctionnement de la chaufferie des Minguettes en
2009 (réduction de l’utilisation du bois et en contre partie augmentation par 2 de sa
consommation de fioul).
58
En résumé pour les traceurs de sources
Les concentrations moyennes en lévoglucosan les plus élevées ont été mesurées sur les
sites d’étude de Grenoble avec des niveaux équivalents aux niveaux de fond urbain de
Grenoble. Les niveaux moyens en lévoglucosan observés sur les sites de Vénissieux et
de Saint-Etienne sont deux à trois fois moins élevés qu’à Grenoble.
Une évolution saisonnière de la concentration moyenne en lévoglucosan est
observée pour les quatre sites étudiés, avec des valeurs nettement plus
élevées en période hivernale, ce qui met en évidence l’influence de la
combustion de biomasse et notamment à Grenoble, qui apparait comme la ville
la plus impactée par cette source d’émission.
En revanche, les concentrations en lévoglucosan ne montrent pas d’influence
particulière de la source chaufferie industrielle au bois.
Les concentrations moyennes en HAP particulaires les plus élevées ont également été
mesurées à Grenoble sur un site (Commanderie), avec des niveaux deux fois plus élevés
que sur l’autre site d’étude, le plus proche de la chaufferie, et que les niveaux de fond.
Ceci semble être lié majoritairement à un impact local du chauffage au fioul qui est
utilisé dans ce secteur résidentiel, avec un apport complémentaire d’autres sources plus
éloignées (retombées potentielles des émissions de la chaufferie et du trafic).
Les concentrations les plus faibles de HAP particulaires ont été mesurées sur le site de
Saint-Etienne-Montreynaud avec des niveaux 3 fois inférieurs aux niveaux de fond
urbains. Ceci peut s'expliquer par l'implantation géographique de la chaufferie, située
sur la crête d’une colline, a priori moins influencée par les émissions urbaines et
permettant sans doute une meilleure dispersion des polluants.
Les taux de HAP observés sur le site de Vénissieux-Minguettes sont 4 fois plus élevés
que sur le site de Montreynaud alors que les niveaux de lévoglucosan mesurés sur ces
deux sites étaient quasi équivalents, ce qui semble témoigner de l’influence d’une autre
source que la combustion de biomasse sur le site de Vénissieux (fioul ou source
industrielle). L’évolution saisonnière, avec des valeurs plus élevées en hiver qu’en été,
notamment sur les sites de Grenoble, met en évidence l’influence des émissions dues au
chauffage.
L’étude des profils HAP avec une proportion plus importante l’hiver en HAP de
poids moléculaire moyen (Chr, BeP, BbF) semble également indiquer une
influence de la combustion de biomasse, notamment sur les sites de Grenoble
et de Saint-Etienne-Montreynaud.
Cependant, l’impact des différentes sources ne peut être évalué uniquement à
partir des résultats en HAP car peu de composés sont réellement spécifiques
d’une seule activité.
59
2.4 Synthèse des résultats et estimation de l’impact de la
combustion du bois sur chaque zone
L’étude spécifique des niveaux de particules fines (PM10) et très fines (PM2,5),
mais surtout l’analyse de leur composition chimique ont permis de mettre en
évidence la contribution de la combustion biomasse sur les trois zones étudiées.
Contributions en hiver et été de la combustion de biomasse, des émissions véhiculaires
et des autres sources (en %) dans la matière organique des PM10 mesurées
sur les quatre sites d’étude à proximités de chaufferies et le site de Grenoble Les Frênes
L’étude des traceurs de combustion du bois, comme le lévoglucosan et les HAP,
a également permis d’étudier l’impact spécifique du chauffage au bois ou
d’autres sources d’émissions.
Sur la zone de Grenoble :
Les mesures de PM10 et PM2,5 sur une période particulière (du 28 au 30 décembre 2008)
ont peut-être mis en évidence une influence directe des émissions de la chaufferie de la
Villeneuve sur le site de mesure le plus proche « Grenoble-Jean Vilar », mais avec un
impact qui reste relativement faible (de l’ordre de 10 à 15% de poussières en plus) et
très difficile à valider avec certitude.
L’analyse de la composition chimique de ces particules montre que la proportion de
matière organique dans les particules est importante en hiver (40% à 50% environ),
avec notamment de fortes concentrations en Lévoglucosan et en HAP, ce qui est le signe
d’une forte influence du chauffage.
En effet, la contribution de la combustion de biomasse dans la matière organique des
particules est très élevée en période d’hiver (supérieure à 85%), et en tout cas plus
importante à Grenoble que sur le site de Saint-Etienne Montreynaud (71%) et de
Vénissieux-Minguettes (79%). A noter qu’une forte contribution de combustion de la
biomasse peut être également observée sur d’autres sites de la région1, notamment sur
des zones avec un fort potentiel d’émissions liées aux sources de chauffage résidentiel au
bois.
1 « Cartographie des particules en région Rhône-Alpes », AASQA Rhône-Alpes 2010 (en cours de publication)
85%
8%7%
Commanderie déc 08
85%
11%4%
Stade J.Vilar déc 08
71%
7%
22%
Montreynaud janv 09
3%12%
85%
Commanderie juillet 09
2%16%
82%
Stade J.Vilar juillet 09
7%
16%
77%
Montreynaud juil 09
7%
15%
78%
Vénissieux juin 09
combustion biomasse émissions véhiculaires autres sources d'organiques
87%
13%
Les Frênes déc 08
6%
18%
76%
Les Frênes juin 09
79%
17%
4%
Vénissieux déc 09
Zone de Grenoble-Villeneuve-Echirolles (2 sites)
Zone de Saint-Etienne-
Montreynaud
Zone de Vénissieux-Minguettes
Site de référence en fond urbain (Grenoble)
60
Les niveaux moyens en lévoglucosan sont au moins deux fois plus importants en hiver
sur les sites de Grenoble que sur les deux autres zones étudiées, ce qui confirme l’impact
important du chauffage au bois sur cette zone.
Les concentrations en HAP les plus élevées ont été mesurées également à Grenoble, sur
le site d’étude « Commanderie » (à 800 m au sud de la chaufferie de Villeneuve) qui était
implanté dans un secteur résidentiel où le chauffage au fioul peut être une source locale
importante d’émissions de ces composés. Les niveaux de HAP mesurés sur le site
« Grenoble-Jean Vilar », le plus proche de la chaufferie, sont de l’ordre de grandeur des
concentrations mesurées sur les sites de fond urbain et ne montrent pas d’impact
particulier lié à la proximité de la chaufferie.
Sur la zone de Saint-Etienne-Montreynaud :
Le rapport entre les niveaux de PM2,5 et de PM10 semble indiquer la présence de sources
de chauffage au bois sur la zone d’étude et peut-être même plus directement lié à la
chaufferie de Montreynaud en période hivernale.
Il semblerait que d’autres sources que le chauffage contribuent à la composition chimique
des particules mesurées sur cette zone, bien que la contribution de la combustion de
biomasse dans la matière organique des particules en hiver reste majoritaire par rapport
aux autres sources.
Par ailleurs, les niveaux mesurés pour la plupart des polluants réglementés sur cette
zone restent faibles (hormis lors d’un épisode de pollution généralisé à l’ensemble de la
région) et donc, même si l’influence de la chaufferie est avérée, elle n’a que relativement
peu d’impact sur la qualité de l’air de la zone.
Les mesures en Lévoglucosan indiquent que le chauffage au bois a un impact observable
en période hivernale, mais a priori deux fois moindre que sur la zone de Grenoble et
équivalent à la zone de Vénissieux-Minguettes.
Quant aux niveaux en HAP, les mesures sur le site de Saint-Etienne-Montreynaud ont été
les plus faibles, avec des niveaux en HAP particulaires trois fois inférieurs aux niveaux de
fond urbain grenoblois.
Sur la zone de Vénissieux :
Les mesures de PM10 et PM2,5 n’ont pas montré de période caractérisée avec des niveaux
plus élevés que les autres. Les moyennes sont même relativement équivalentes sur
toutes les saisons, y compris en été, ce qui laisse donc à penser que d’autres sources
peuvent être à l’origine des particules mesurées sur cette zone.
Comme sur la zone de Montreynaud, même si la contribution de la combustion de
biomasse en hiver reste majoritaire (79%) par rapport aux autres sources, la
composition chimique des particules mesurées sur cette zone semble être influencée par
d’autres sources que le chauffage. Ceci concorde avec le fait que la commune de
Vénissieux est située au sud de Lyon, non loin d’une zone qui concentre un grand
nombre d’activités industrielles.
Par ailleurs, la part des émissions véhiculaires mesurée dans la matière organique des
PM10, équivalente en été à celle de l’hiver, semble indiquer que le trafic a également une
certaine influence sur cette zone urbaine tout au long de l’année. La zone de Vénissieux
est en effet fortement urbanisée et située non loin de grands axes autoroutiers.
Les mesures en Lévoglucosan sont globalement comparables à ceux mesurés sur la zone
de Saint-Etienne-Montreynaud et indiquent une certaine influence du chauffage au bois
en hiver, mais sans impact directement visible de la part de la chaufferie des Minguettes,
qui a d’ailleurs très peu fonctionné au bois-énergie durant toute l’année 2009 (en raison
de dysfonctionnements sur l’unité bois).
Enfin, les mesure de HAP montrent des profils et des niveaux qui pourraient être la
signature d’émissions industrielles liées aux activités d’une usine située à 1500 mètres de
la zone d’étude et/ou des émissions de la chaufferie des Minguettes, qui a fonctionné
principalement au fioul en 2009.
61
3 Conclusion générale Globalement, les concentrations des polluants règlementés mesurées autour des trois
chaufferies (Grenoble, Saint-Etienne, Vénissieux) de cette étude peuvent être qualifiées
de faibles à modérées. Faibles, sur toutes les zones, pour les polluants tels que le
dioxyde de soufre (SO2), le benzène ou encore le monoxyde d’azote (CO). Faibles
également, en moyenne annuelle pour le dioxyde d’azote (NO2) et les poussières fines
(PM10). Modérées, en moyenne annuelle pour les poussières très fines (PM2,5) sur toutes
les zones et pour les HAP (benzo(a)pyrène) sur le site de Grenoble-Commanderie.
Modérée également pour les niveaux mesurés en période hivernale pour le NO2 et les
poussières PM10 et PM2,5, avec un seul dépassement du seuil d’information pour les PM10
observé sur la zone de Montreynaud, lors d’un épisode généralisé sur l’ensemble de la
région Rhône-Alpes.
Concernant ces polluants réglementés, l’ensemble des mesures réalisées en air
ambiant, dans l’environnement proche des chaufferies, n’a pas montré d’impact
significatif sur les niveaux de qualité de l’air, qui pourrait être directement lié
aux émissions de ces installations. Seuls quelques niveaux plus élevés ont été
relevés sur certains sites, mais qui pourraient aussi bien être dus à l’influence
d’autres sources.
Cette étude aura permis également d’améliorer les connaissances sur la composition
chimique des particules et de suivre l’évolution des traceurs de la combustion de
biomasse sur quatre saisons, en collectant un grand nombre de résultats de mesures.
Sur la zone de Grenoble, cette étude montre que l’impact du chauffage au bois en
hiver est important, en tout cas plus élevé que sur les autres zones. En revanche, cet
impact ne semble pas dû uniquement à l’influence des émissions de la chaufferie de la
Villeneuve, mais plus à l’ensemble des sources de chauffages (collectifs et individuels).
Par ailleurs, les mesures ont confirmé les résultats des autres études réalisées sur cette
zone et notamment celle menée par l’INERIS en 2006.
Sur la zone de Montreynaud, l’influence des émissions de la chaufferie bois est
observable, mais n’a que très peu d’impact sur les niveaux de qualité de l’air mesurés sur
cette zone, certainement du fait de l'implantation géographique de la chaufferie, située
sur la crête d’une colline, permettant une bonne dispersion des polluants. Les niveaux
mesurés sur cette zone sont relativement faibles (en dehors bien sûr des épisodes de
pollution), mais ne sont sans doute pas représentatifs d'une situation similaire en centre-
ville de Saint-Etienne.
Sur la zone de Vénissieux, en milieu urbain dense, l’influence de la chaufferie des
Minguettes est très difficile à mettre en évidence. L’exercice est d’autant plus complexe
que la chaufferie n’a pas beaucoup utilisé le bois-énergie en 2009 et, par ailleurs, qu’il
existe plusieurs sources d’émissions de polluants sur la zone, liées à des activités
industrielles ou au trafic.
En conclusion, cette étude montre que l’influence du chauffage et notamment
de la combustion de biomasse est bien observée sur les trois zones d’étude en
période hivernale.
Mais de manière générale, il reste très difficile de relier directement les niveaux
mesurés à l’impact des émissions des chaufferies collectives au bois.
Cet impact est en effet a priori faible ou bien « noyé » par l’ensemble des
autres sources existantes sur la zone considérée (chauffages résidentiels,
sources industrielles ou autres).
62
ANNEXES ANNEXE 1 : VALEURS REGLEMENTAIRES
Définition des valeurs réglementaires
Les niveaux mesurés sur les différents sites de cette étude sont comparés aux valeurs
fixées par la réglementation française et européenne (voir document sur les polluants et
la réglementation disponible sur le site Internet : http://www.atmo-rhonealpes.org). Les
seuils fixés par ces textes réglementaires sont définis ci-dessous :
Seuil d’information et de recommandations : niveau de concentration de substances
polluantes dans l’atmosphère au-delà duquel une exposition de courte durée présente un
risque pour la santé humaine des groupes particulièrement sensibles, et à partir duquel
des informations actualisées doivent être diffusées à la population.
Seuil d’alerte : niveau de concentration de substances polluantes dans l’atmosphère au-
delà duquel une exposition de courte durée présente un risque pour la santé humaine de
toute la population (ou un risque de dégradation de l’environnement) à partir duquel des
mesures d’urgence et d’information du public doivent être prises.
Valeur limite pour la protection de la santé : niveau maximal de concentration de
substances polluantes dans l’atmosphère, fixé sur la base des connaissances
scientifiques, dans le but d’éviter, de prévenir ou de réduire les effets nocifs de ces
substances pour la santé humaine ou pour l’environnement. En cas de dépassement, la
réglementation prévoit la mise en place de plans d’actions (PDU1, PPA,…) afin d’essayer
de réduire les émissions et de respecter ces valeurs, dans une période donnée.
Objectif de qualité : niveau de concentration de substances polluantes dans
l’atmosphère, fixé sur la base des connaissances scientifiques, dans le but d’éviter, de
prévenir ou de réduire les effets nocifs de ces substances pour la santé humaine ou pour
l’environnement. Il s’agit d’une valeur de confort (valeur guide ou valeur cible), ou d’un
objectif de qualité de l’air à atteindre, si possible, dans une période donnée.
Textes réglementaires
Le dernier texte paru est le décret n°2008-1152 du 7 novembre 2008, qui est la
transcription en droit français des directives européennes 2002/3/CE du 12 février
2002 relative à l’ozone, 2004/107/CE du 15 décembre 2004 concernant l’arsenic, le
cadmium, le mercure, le nickel et les hydrocarbures aromatiques polycycliques ainsi que
2008/50/CE du 21 mai 2008 concernant la qualité de l’air ambiant et un air pur pour
l’Europe.
NB : Les valeurs de tous les seuils réglementaires sont régulièrement réévaluées pour
prendre en compte des résultats d’études médicales et/ou épidémiologiques.
1 PDU : Plan de Déplacements Urbains ; PPA : Plan de Protection de l’Atmosphère
63
Valeurs réglementaires concernant le dioxyde d’azote (NO2)
La réglementation définit pour le dioxyde d’azote (NO2) plusieurs valeurs à respecter :
- un objectif de qualité à 40 µg.m-3 en moyenne annuelle
- une valeur limite pour la protection de la santé qui devra correspondre au
seuil de 40 µg.m-3 défini pour l’objectif de qualité en 2010. (avant cette date des
marges de dépassement de la valeur limite sont autorisées).
Seuils réglementaires Valeur à respecter en µg .m-3 Période de calcul
Seuil d’information et de recommandations
200 (sur 1h) Maximum horaire
Seuil d’alerte 400 (sur 1h) Maximum horaire
Valeurs limites pour la protection de la santé humaine en moyennes horaires
200 (en 2010) Centile 98 des moy. horaires (< 18 heures/an) 220 (en 2008)
Valeurs limites pour la protection de la santé humaine en moyenne annuelle
44 (en 2008) Moyenne annuelle
40 (en 2010)
Objectif de qualité 40 Moyenne annuelle
Valeurs limites pour la protection de la végétation
30 Moyenne annuelle en oxydes d’azote
(NO2 + NO en équiv. NO2)
Evolution des valeurs réglementaires concernant le dioxyde d’azote entre 2000 et 2010
NB: Pour le monoxyde d’azote (NO), il n’existe pas de valeurs réglementaires.
Concernant ce polluant, il n’y a qu’une valeur limite en moyenne annuelle pour les
oxydes d’azote (NO2 + NO en équivalent NO2).
2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010
Valeur limite en moyenne annuelle (avec marges de dépassement autorisées
diminuant chaque année)
60 58 56 54 52 50 48 46 44 42 40
Objectif de qualité de l'air 40 40 40 40 40 40 40 40 40 40 40
3040506070
µg.
m-3
64
Valeurs réglementaires pour le dioxyde de soufre (SO2)
Seuils réglementaires Valeur à respecter en µg .m-3 Période de calcul
Seuil d’information et de
recommandations 300 (sur 1h) Maximum horaire
Seuil d’alerte 500 (sur 3h) Maximum horaire
(sur 3h consécutives)
Valeurs limites pour la protection de la santé humaine
350 Maximum horaire
125 Maximum journalier
Objectif de qualité 50 Moyenne annuelle
Valeur limite pour la protection de la végétation
20 Moyenne annuelle
Valeurs réglementaires pour les particules fines en suspension (PM10)
Seuils réglementaires Valeur à respecter
en µg .m-3 Période de calcul
Seuil d’information et de
recommandations 80 (sur 24h) Moyenne sur 24h
Seuil d’alerte 125 (sur 24h) Moyenne sur 24h
Valeur limite pour la protection de la santé humaine
50 (< 35 jours/an)
Moyenne journalière à ne pas dépasser plus de 35 jours par an
Valeur limite pour la protection de la santé humaine
40 Moyenne annuelle
Objectif de qualité 30 Moyenne annuelle
Pour la valeur limite pour la protection de la santé, la moyenne journalière est
calculée à partir des 24 mesures horaires de la journée.
Concernant les seuils d’information et de recommandations ainsi que le seuil
d’alerte, la moyenne sur 24h est calculée chaque jour (J) à 16h, à partir des 24 mesures
horaires entre (J-1) 17h et (J) 16h (règles de déclenchement fixées par arrêté
préfectoral).
Valeurs réglementaires pour les particules très fines en suspension (PM2,5)
La surveillance des particules PM2,5 est soumise à des valeurs réglementaires depuis le
1er janvier 2008.
Seuils réglementaires Valeur à respecter en µg .m-3 Période de calcul
Valeur limite pour la protection de la
santé
30 (en 2008)
29 (en 2009) 29 (en 2010) 28 (en 2011) 27 (en 2012) 26 (en 2013) 26 (en 2014) 25 (en 2015)
Moyenne annuelle
Valeur cible 25 Moyenne annuelle
La valeur limite pour la protection de la santé à respecter en 2020 est fixée pour l’instant
à 20 µg.m-3 en moyenne annuelle. Cette valeur sera réexaminée par la Commission
Européenne en 2013.
Par ailleurs, la Loi Grenelle prévoit de fixer un objectif de qualité au niveau français, fixé
à 15 µg.m-3 en moyenne annuelle.
Valeurs réglementaires concernant les COV
Seul le benzène possède des valeurs réglementaires :
Valeur limite à 5 µg.m-3 en moyenne annuelle
objectif de qualité à 2 µg.m-3 en moyenne annuelle
65
Valeurs réglementaires concernant les HAP
Sur l’ensemble des 19 HAP mesurés, seul le Benzo(a)pyrène possède une valeur
réglementaire :
valeur cible fixée à 1 ng.m-3 en moyenne annuelle
Valeurs réglementaires pour le monoxyde de carbone (CO)
Seuils réglementaires Valeur à respecter en µg .m-3 Période de calcul
Valeur limite pour la protection de la santé
10000 Maximum journalier de la moyenne glissante sur 8h
Valeurs réglementaires retenues pour établir les tableaux de synthèse vis-à-vis
de la réglementation :
NB : les unités des concentrations pour les valeurs seuils sont en µg.m-3, sauf pour le
Benzo(a)pyrène, qui sont en ng.m-3.
Valeurs réglementaires de
référence SO2 NO2 PM10 PM2,5 Benzène Benzo(a)Pyrène CO
Long terme (1 an) Moy (1 an) Moy (1 an) Moy (1 an) Moy (1 an) Moy (1 an) Moy (1 an) -
seuil rouge 50 40 40 25 5 1 -
seuil orange 20 30 30 15 2 0,75 -
Moyen terme (1 j) 125J (<3 dép) - 50J (<35 dép) - - - 10000MaxJ8H
seuil J 125 - 50 - - - 10000
Nb dép rouge 3 - 35 - - - 2
Nb dép orange 1 - 17 - - - 1
Court terme (1 h) 350H (<24 dép) 200H (<18 dép) - - - - -
Seuil H 350 200 - - - - -
Nb dép rouge 24 18 - - - - -
Nb dép orange 12 9 - - - - -
Seuil d'information 300H 200H 80J - - - -
Seuil rouge (seuil atteint) 300 200 80 - - - -
Seuil orange (90% du seuil atteint) 270 180 72
66
ANNEXE 2 : DETAILS SUR LA SPECIATION DES PARTICULES ET L’ANALYSE DES TRACEURS DE
COMBUSTION DE LA BIOMMASSE
1) Analyses
Afin de caractériser la composition chimique des aérosols, diverses analyses ont été
réalisées par le LGGE et le LCME. Ces analyses concernaient la quantification de la
matière carbonée, des principales espèces ioniques et d’un monosaccharide : le
lévoglucosan.
Les analyses d’ions ont été réalisées par chromatographie ionique (Jaffrezo et al., 1998).
L’analyse des anions permet la quantification du chlorure, du nitrate, du sulfate et de
l’oxalate. L’analyse des cations permet la quantification du sodium, de l’ammonium, du
potassium, du magnésium et du calcium. Ces ions sont les ions majeurs présents dans
les particules atmosphériques et peuvent être des indicateurs du type de sources de
pollution.
La matière organique constitue une fraction importante de l’aérosol atmosphérique. Sa
détermination globale se fait par la mesure simultanée de l’OC (carbone organique) et
l’EC (carbone élémentaire) à l’aide d’une méthode thermo-optique (Aymoz et al., 2007),
en utilisant le protocole de référence (EUSAAR2) qui sera implémenté prochainement au
niveau Européen. En complément de la mesure globale de l’OC, la spéciation à l’échelle
moléculaire de la matière organique particulaire (MOP) permet d’identifier un très large
champ de composés organiques où toutes les familles chimiques sont représentées.
Certains composés constitutifs de cette MOP sont des indicateurs ou traceurs de sources
d’émission.
Ainsi, le lévoglucosan, traceur largement reconnu de la combustion de biomasse
(composé émis uniquement par cette source ; Simoneit et al., 1999), a été analysé sur la
totalité des échantillons par chromatographie liquide couplée à un spectromètre de
masse (Piot et al., 2010).
2) Traitements des données
L’aérosol est caractérisé par une fraction organique et une fraction inorganique. La
fraction organique (OM : Organic Matter) est composée de différentes grandes familles
chimiques tels que les acides, alcanes, HAP (Hydrocarbures Aromatiques Polycycliques),
methoxyphénols, sucres (dont le lévoglucosan)… Dans la fraction inorganique de
l’aérosol, nous identifions le carbone élémentaire (EC), les ions majeurs (sulfate,
ammonium et nitrate) et les espèces cationiques, notamment le calcium permettant de
calculer la part de poussières crustales appelée « dust ». La fraction inorganique est
composée également d’espèces chimiques non identifiées dans cette étude telles que les
métaux.
Les contributions de différentes sources d’émission à la concentration soit de carbone
organique, soit de la matière organique, soit enfin des PM10 peuvent être estimées par
une approche mono-traceurs à partir d’espèces traceurs de sources et de données de la
littérature caractérisant ces sources d’émissions.
Contribution de la combustion de biomasse :
A partir des concentrations en carbone organique et en lévoglucosan et en utilisant les
données à l’émission de la littérature (Puxbaum et al., 2007), la contribution de la
combustion de biomasse sur la fraction organique de l’aérosol est estimée à partir de
cette formule :
OM
anlévogluonContributi
35,7cos
avec [lévoglucosan] : concentration en lévoglucosan (en ng.m-3)
[OM] : concentration en matière organique (en ng.m-3)
[OM] = 1,4 concentration en carbone organique (en ng.m-3)
67
Cette contribution est exprimée généralement en pourcentage.
Le facteur 7,35 est un facteur issu de mesures d’OC et de lévoglucosan effectuées à
l’émission pour des bois durs (Fine et al. 2004).
La concentration en matière organique (OM) est déterminée en appliquant un facteur
correctif prenant en compte les atomes autres que le carbone formant la matière
organique (en particulier l’oxygène). Ce facteur correctif est classiquement de 2,2 pour la
combustion de bois et de 1,2 pour les émissions véhiculaires (Turpin and Lim, 2001).
Pour la matière carbonée ne provenant pas exclusivement d’une de ces deux sources
spécifiques, tel que c’est généralement le cas pour une atmosphère de fond urbain ou
rural, un facteur médian de 1,4 est utilisé en périodes estivale, automnale et
printanière. En période hivernale, lorsque les émissions dues à la combustion du bois
sont potentiellement plus importantes, le facteur utilisé a été de 1,78 (facteur mesuré à
Grenoble dans le cadre du programme Primequal FORMES en 2009).
Contribution des émissions véhiculaires :
A partir des concentrations en carbone élémentaire et en lévoglucosan, et en utilisant les
données à l’émission de la littérature (El Haddad et al., 2009 ; Fine et al., 2004), la
contribution des émissions véhiculaires sur le carbone organique de l’aérosol peut être
estimée à partir de la formule :
OC
EConContributi evéhiculair 65,1/
avec [EC]véhiculaire = [EC] – [EC]combustion bois
[EC] : concentration en carbone élémentaire (en ng.m-3)
[EC]combustion bois = [lévoglucosan] / 2,72
[lévoglucosan] : concentration en lévoglucosan (en ng.m-3)
[OC] : concentration en carbone organique (en ng.m-3)
Le facteur 1,65 est le ratio entre l’EC et l’OC pour des mesures à la source des émissions
véhiculaires (El Haddad et al., 2009) et le facteur 2,72 est issu de mesures d’EC et de
lévoglucosan à l’émission pour des bois durs (Fine et al., 2004). La contribution des
émissions véhiculaires obtenue par cette approche mono-traceur est basée sur
l’hypothèse que l’EC mesuré en site de fond urbain provient uniquement des deux
sources majoritaires, liées à la combustion du bois et aux émissions véhiculaires. Cette
hypothèse semble raisonnable pour nos sites urbains en hiver.
Contribution des apports crustaux (« Dust ») :
La contribution des apports crustaux sur la masse de PM10 (« dust ») est estimée en
calculant le rapport entre la concentration en calcium à laquelle on applique un facteur
correctif de 5,6 issu de la littérature, permettant de prendre en compte le calcium soluble
(Putaud et al., 2004) et la masse totale de PM10.
Ainsi, la comparaison des mesures chimiques avec les mesures de masse (généralement
réalisées avec des appareillages TEOM ou TEOM FDMS) doit prendre en compte :
- les incertitudes de mesures des espèces chimiques,
- les incertitudes sur les facteurs de conversion mentionnés ci-dessus,
- la part des espèces non mesurées via les analyses chimiques (par exemple, la
fraction issue des émissions marines d’aérosols ou bien la grande part de la
fraction minérale issue des activités humaines comme les travaux ou la remise
en suspension des poussières du sol par le trafic, ainsi que les espèces
métalliques issues d’activités industrielles ou autres)
- les incertitudes sur les mesures de masse par TEOM, qui prennent en compte
des espèces plus ou moins hydratées.
68
3) Artéfacts de prélèvements
D’une façon générale, les concentrations atmosphériques sur la phase aérosol sont
influencées par les sources d’émissions ayant contribué à la charge des masses d’air
considérées mais également par les conditions météorologiques durant l’échantillonnage.
Il est donc nécessaire de garder à l’esprit le fort impact potentiel des artéfacts de
prélèvements qui peuvent exister pour certaines espèces chimiques. Le chlore, le nitrate,
le sulfate, le carbone organique, les hydrocarbures aromatiques polycycliques (pour en
citer quelques unes parmi les principales composantes de la matière particulaire) sont
des espèces pouvant se retrouver sous des formes semi-volatiles dans l’atmosphère et
dont des changements de phase peuvent se produire lors des prélèvements. Les artéfacts
de collecte sont dits positifs lorsque des espèces gazeuses telles qu’HNO3 ou HCl se fixent
sur le filtre à des cations tels que Ca2+ ou NH4+, deviennent solides et sont donc
comptabilisées sous cette forme lors des analyses. Les artéfacts sont négatifs lorsqu’une
espèce initialement sous forme particulaire dans l’atmosphère devient gazeuse, par
exemple par différence de pressions entre l’air et le filtre (c’est le cas notamment de
NH4NO3).
69
ANNEXE 3 : GRAPHES DES RESULTATS DE MESURES POUR L’ETUDE DES POLLUANTS REGLEMENTEES
Les graphes suivants présentent les principaux résultats de mesures pour chaque polluant, par site et par saison (moyennes en bleu :
concentrations à lire sur l’échelle de gauche ; maxima en rouge : concentrations à lire sur l’échelle de droite)
Moyennes et maxima horaires en SO2 par site et par saison
Hiver 08-09 Printemps Eté AutomneBilan 4
campagnes
MOYENNE 6 5 2 6 5
Max horaire
41 48 8 37 48
0102030405060708090100
05
101520253035404550
µg.
m-3
Grenoble-Commanderie-SO2
Hiver 08-09 Printemps Eté AutomneBilan 4
campagnes
MOYENNE 5 4 2 6 4
Max horaire
68 30 10 32 68
0102030405060708090100
05
101520253035404550
µg.
m-3
Grenoble-Stade Jean Vilar - SO2
Printemps Eté Automne Hiver 09-10Bilan 4
campagnes
MOYENNE 3 2 3 3 3
Max horaire
37 25 44 18 44
0102030405060708090100
05
101520253035404550
µg.
m-3
Vénissieux-Minguettes - SO2
Hiver 08-09 Printemps Eté AutomneBilan 4
campagnes
MOYENNE 1 1 1 2 2
Max horaire
14 14 5 10 14
0102030405060708090100
05
101520253035404550
µg.
m-3
St-Etienne-Montreynaud - SO2
70
Moyennes et maxima horaires en NO2 par site et par saison
Hiver 08-09 Printemps Eté AutomneBilan 4
campagnes
MOYENNE 45 17 14 24 26
Max horaire
111 70 48 76 111
020406080100120140160180200
0102030405060708090
100
µg.
m-3
Grenoble-Commanderie-NO2
Hiver 08-09 Printemps Eté AutomneBilan 4
campagnes
MOYENNE 47 24 20 41 33
Max horaire
118 103 64 106 118
020406080100120140160180200
0102030405060708090
100
µg.
m-3
Grenoble-Stade Jean Vilar - NO2
Printemps Eté Automne Hiver 09-10Bilan 4
campagnes
MOYENNE 35 20 25 37 29
Max horaire
121 94 125 126 126
020406080100120140160180200
0102030405060708090
100
µg.
m-3
Vénissieux-Minguettes - NO2
Hiver 08-09 Printemps Eté AutomneBilan 4
campagnes
MOYENNE 33 11 8 17 18
Max horaire
103 63 39 62 103
020406080100120140160180200
0102030405060708090
100
µg.
m-3
St-Etienne-Montreynaud - NO2
71
Moyennes en NO2 et NOx mesurées par tubes passifs
Moyenne de NO2 Max de NO2
St-Et_Montreynaud-1_MOB 19 37
St-Et_Montreynaud-2_Paganini 17 33
St-Et_Montreynaud-3_Forum 20 35
Vénissieux_Minguettes-1_MOB 34 48
Vénissieux_Minguettes-2_Marché 40 53
Vénissieux_Minguettes-3_Marat 37 55
0102030405060
µg.
m-3
Mesures de NO2 par tubes passifs (moyennes sur 8 semaines d'exposition)
Moyenne de NOx Max de NOx
St-Et_Montreynaud-1_MOB 23 54
St-Et_Montreynaud-2_Paganini 21 47
St-Et_Montreynaud-3_Forum 25 51
Vénissieux_Minguettes-1_MOB 42 68
Vénissieux_Minguettes-2_Marché 54 87
Vénissieux_Minguettes-3_Marat 47 70
0102030405060708090
100
µg.
m-3
Mesures de NOx par tubes passifs(moyennes sur 8 semaines d'exposition)
MONTREYNAUD
72
Evolution par site et par campagne des moyennes en NO2 et NOx mesurées par tubes passifs
0
10
20
30
40
50
60
Printemps Printemps Eté Automne Automne Hiver Hiver
04/03/2009 11/03/2009 12/06/2009 02/09/2009 14/09/2009 03/12/2009 11/12/2009
µg.
m-3
Evolution des niveaux en NO2 (tubes passifs - moyennes sur 7 jours)
Zone de Vénissieux-Minguettes
Vénissieux_Minguettes-1_MOB Vénissieux_Minguettes-2_Marché
Vénissieux_Minguettes-3_Marat
0
10
20
30
40
50
60
Hiver Hiver Printemps Printemps Eté Eté Automne Automne
12/01/2009 19/01/2009 06/04/2009 15/04/2009 03/07/2009 10/07/2009 23/09/2009 30/09/2009
µg.
m-3
Evolution des niveaux en NO2 (tubes passifs - moyennes sur 7 jours)
Zone de St-Etienne-Montreynaud
St-Et_Montreynaud-1_MOB St-Et_Montreynaud-2_Paganini
St-Et_Montreynaud-3_Forum
0
20
40
60
80
100
Printemps Printemps Eté Automne Automne Hiver Hiver
04/03/2009 11/03/2009 12/06/2009 02/09/2009 14/09/2009 03/12/2009 11/12/2009
µg.
m-3
Evolution des niveaux en NOx (tubes passifs - moyennes sur 7 jours)
Zone de Vénissieux-Minguettes
Vénissieux_Minguettes-1_MOB Vénissieux_Minguettes-2_Marché
Vénissieux_Minguettes-3_Marat
0
20
40
60
80
100
Hiver Hiver Printemps Printemps Eté Eté Automne Automne
12/01/2009 19/01/2009 06/04/2009 15/04/2009 03/07/2009 10/07/2009 23/09/2009 30/09/2009µ
g.m
-3
Evolution des niveaux en NOx (tubes passifs - moyennes sur 7 jours)
Zone de St-Etienne-Montreynaud
St-Et_Montreynaud-1_MOB St-Et_Montreynaud-2_Paganini
St-Et_Montreynaud-3_Forum
73
Moyennes et maxima horaires en PM10 par site et par saison
Hiver 08-09 Printemps Eté AutomneBilan 4
campagnes
MOYENNE 28 18 19 20 21
Max horaire
97 43 54 95 97
020406080100120140160
01020304050607080
µg.
m-3
Grenoble-Commanderie-PM10
Hiver 08-09 Printemps Eté AutomneBilan 4
campagnes
MOYENNE 42 21 18 27 27
Max horaire
103 51 59 63 103
020406080100120140160
01020304050607080
µg.
m-3
Grenoble-Stade Jean Vilar - PM10
Printemps Eté Automne Hiver 09-10Bilan 4
campagnes
MOYENNE 29 23 21 28 25
Max horaire
65 40 50 63 65
020406080100120140160
01020304050607080
µg.
m-3
Vénissieux-Minguettes - PM10
Hiver 08-09 Printemps Eté AutomneBilan 4
campagnes
MOYENNE 39 22 14 22 25
Max horaire
138 50 39 50 138
020406080100120140160
01020304050607080
µg.
m-3
St-Etienne-Montreynaud - PM10
PM10 PM10
PM10 PM10
74
Moyennes et maxima horaires en PM2,5 par site et par saison
Hiver 08-09 Printemps Eté AutomneBilan 4
campagnes
MOYENNE 25 14 13 16 17
Max horaire
71 41 30 92 92
0102030405060708090100
05
101520253035404550
µg.
m-3
Grenoble-Commanderie - PM2,5
Hiver 08-09 Printemps Eté AutomneBilan 4
campagnes
MOYENNE 36 15 11 22 22
Max horaire
89 36 33 54 89
0102030405060708090100
05
101520253035404550
µg.
m-3
Grenoble-Stade Jean Vilar - PM2,5
Printemps Eté Automne Hiver 09-10Bilan 4
campagnes
MOYENNE 26 21 20 22 22
Max horaire
56 37 46 43 56
0102030405060708090100
05
101520253035404550
µg.
m-3
Vénissieux-Minguettes - PM2,5
Printemps Eté Automne Hiver 09-10Bilan 4
campagnes
MOYENNE 21 14 21 31 22
Max horaire
47 37 41 75 75
0102030405060708090100
05
101520253035404550
µg.
m-3
St-Etienne-Montreynaud - PM2,5
PM2,5 PM2,5
PM2,5 PM2,5
75
Moyennes et maxima horaires en CO par site et par saison
Moyennes et maxima horaires en B(a)P, sur 1 an et en période hivernale, avec comparaison aux sites de référence
Hiver 08-09 Printemps Eté AutomneBilan 4
campagnes
MOYENNE 531 220 187 203 285
Max horaire
1569 586 477 1057 1569
0200400600800100012001400160018002000
0100200300400500600700800900
1000
µg.
m-3
Grenoble-Commanderie - CO
Hiver 08-09 Printemps Eté AutomneBilan 4
campagnes
MOYENNE 503 226 185 391 321
Max horaire
1176 637 491 956 1176
0200400600800100012001400160018002000
0100200300400500600700800900
1000
µg.
m-3
Grenoble-Stade Jean Vilar - CO
0
2
4
6
8
10
12
0
1
2
3
4
5
6
ng.
m-3
Niveaux en B(a)P - moyennes annuellesMoyenne de Benzo(a)pyrène Max de Benzo(a)pyrène
0
2
4
6
8
10
12
0
1
2
3
4
5
6
ng.
m-3
Niveaux en B(a)P - moyennes hivernalesMoyenne de Benzo(a)pyrène Max de Benzo(a)pyrène
76
Moyennes annuelles en Benzène, comparaison aux sites de référence
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
Estimations des moyennes annuelle en Benzène (par tubes passifs) sur les sites d'étude
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
Moyennes annuelles en Benzène (par tubes passifs) sur les sites fixes de réference
77
Evolution par site et par campagne des moyennes en Benzène mesurées par tubes passifs
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
Hiv
er
Hiv
er
Pri
nte
mp
s
Pri
nte
mp
s
Eté
Au
tom
ne
Au
tom
ne
3/12/08 10/12/08 15/4/09 22/4/09 6/7/09 5/10/09 12/10/09
µg.
m-3
Evolution des niveaux en Benzène (tubes passifs)zone de Grenoble
Grenoble_Commanderie
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
Hiv
er
Hiv
er
Pri
nte
mp
s
Pri
nte
mp
s
Eté
Eté
Au
tom
ne
23/12/08 29/12/08 30/4/09 7/5/09 17/7/09 23/7/09 29/10/09
µg.
m-3
Evolution des niveaux en Benzène (tubes passifs)zone de Grenoble
Grenoble_Stade_JeanVilar
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
Pri
nte
mp
s
Pri
nte
mp
s
Eté
Au
tom
ne
Au
tom
ne
Hiv
er
Hiv
er
4/3/09 11/3/09 12/6/09 2/9/09 14/9/09 3/12/09 11/12/09
µg.
m-3
Evolution des niveaux en Benzène (tubes passifs)Zone de Vénissieux-Minguettes
Vénissieux_Minguettes-1_MOB Vénissieux_Minguettes-2_Marché
Vénissieux_Minguettes-3_Marat
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
Hiv
er
Hiv
er
Pri
nte
mp
s
Pri
nte
mp
s
Eté
Eté
Au
tom
ne
Au
tom
ne
12/1/09 19/1/09 6/4/09 15/4/09 3/7/09 10/7/09 23/9/09 30/9/09µ
g.m
-3
Evolution des niveaux en Benzène (tubes passifs)Zone de St-Etienne-Montreynaud
St-Et_Montreynaud-1_MOB St-Et_Montreynaud-2_Paganini
St-Et_Montreynaud-3_Forum
78
Moyennes annuelles en Benzène, Toluène, Xylènes, Ethylbenzène et du rapport Toluène/Benzène
Moyenne de Benzène
Moyenne de Toluène
Moyenne de Xylènes
Moyenne de Ethylbenzène
Grenoble_Commanderie 1,0 2,5 1,9 0,5
Grenoble_Stade_JeanVilar 1,2 2,9 2,1 0,5
St-Et_Montreynaud-1_MOB 0,8 1,7 1,0 0,4
St-Et_Montreynaud-2_Paganini 0,7 1,5 1,0 0,4
St-Et_Montreynaud-3_Forum 1,0 2,3 1,3 0,5
Vénissieux_Minguettes-1_MOB 1,3 3,0 2,4 0,6
Vénissieux_Minguettes-2_Marché 1,3 3,2 2,6 0,7
Vénissieux_Minguettes-3_Marat 1,5 3,5 2,6 0,7
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
µg.
m-3
Niveaux mesurés avec les tubes passifs BTX
0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0
Grenoble_Commanderie
Grenoble_Stade_JeanVilar
St-Et_Montreynaud-1_MOB
St-Et_Montreynaud-2_Paganini
St-Et_Montreynaud-3_Forum
Vénissieux_Minguettes-1_MOB
Vénissieux_Minguettes-2_Marché
Vénissieux_Minguettes-3_Marat
Rapport Toluène/Benzène (mesures par tubes passifs)
79
ANNEXE 4 : GRAPHES DE L’EVOLUTION DES NIVEAUX POUR L’ETUDE DES PARTICULES PM10 ET PM2,5
Les graphes suivants présentent l’évolution par site et par saison des moyennes journalières en particules fines (PM10) et très
fines (PM2,5) qui ont été mesurées durant cette étude, ainsi que du rapport PM2,5/PM10.
Evolution saisonnière des moyennes journalières en PM10 et PM2,5 sur le site « Grenoble-Commanderie »
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Hiver 08-09
PM10
PM2,5
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Printemps
PM10
PM2,5
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Eté
PM10
PM2,5
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Automne
PM10
PM2,5
Grenoble - Commanderie µg.m-3
PM10
PM2,5
PM10
PM2,5
PM10
PM2,5
PM10
PM2,5
80
Evolution saisonnière des moyennes journalières en PM10 et PM2,5 sur le site « Grenoble-Jean-Vilar »
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Hiver 08-09
PM10
PM2,5
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Printemps
PM10
PM2,5
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Eté
PM10
PM2,5
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Automne
PM10
PM2,5
Grenoble – Jean Vilar µg.m-3
PM10
PM2,5
PM10
PM2,5
PM10
PM2,5
PM10
PM2,5
81
Evolution saisonnière des moyennes journalières en PM10 et PM2,5 sur le site « Vénissieux-Minguettes »
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Printemps
PM10
PM2,5
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Eté
PM10
PM2,5
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Automne
PM10
PM2,5
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Hiver 09-10
PM10
PM2,5
Vénissieux-Minguettes µg.m-3
PM10
PM2,5
PM10
PM2,5
PM10
PM2,5
PM10
PM2,5
82
Evolution saisonnière des moyennes journalières en PM10 et PM2,5 sur le site « Saint-Etienne - Montreynaud »
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Printemps
PM10
PM2,5
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Eté
PM10
PM2,5
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Automne
PM10
PM2,5
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Hiver 09-10
PM10
PM2,5
St-Etienne - Montreynaud µg.m-3
PM10
PM2,5
PM10
PM2,5
PM10
PM2,5
PM10
PM2,5
83
Evolution saisonnière du rapport PM2,5/PM10 sur les sites laboratoires mobiles
Hiver 08-09 Printemps Eté AutomneBilan 4
campagnes
MOYENNE 90% 78% 72% 78% 78%
0%10%20%30%40%50%60%70%80%90%
100%
µg.
m-3
Grenoble-Commanderie - PM2,5/PM10
Hiver 08-09 Printemps Eté AutomneBilan 4
campagnes
MOYENNE 87% 73% 65% 83% 80%
0%10%20%30%40%50%60%70%80%90%
100%
µg.
m-3
Grenoble-Stade Jean Vilar - PM2,5/PM10
Printemps Eté Automne Hiver 09-10Bilan 4
campagnes
MOYENNE 91% 90% 95% 79% 88%
0%10%20%30%40%50%60%70%80%90%
100%
µg.
m-3
Vénissieux-Minguettes - PM2,5/PM10
Printemps Eté Automne Hiver 09-10Bilan 4
campagnes
MOYENNE 95% 98% 97% 93% 95%
0%10%20%30%40%50%60%70%80%90%
100%
µg.
m-3
St-Etienne-Montreynaud - PM2,5/PM10
PM2,5/PM10 PM2,5/PM10
PM2,5/PM10 PM2,5/PM10
84
Evolution saisonnière du rapport PM2,5/PM10 pour les sites fixes de référence
Hiver 08-09 Printemps Eté AutomneBilan 4
campagnes
MOYENNE 0% 58% 84% 63% 63%
0%10%20%30%40%50%60%70%80%90%
100%
µg.
m-3
Grenoble-Les Frênes - PM2,5/PM10périodes du site "Commanderie"
Hiver 08-09 Printemps Eté AutomneBilan 4
campagnes
MOYENNE 92% 59% 84% 75% 75%
0%10%20%30%40%50%60%70%80%90%
100%
µg.
m-3
Grenoble-Les Frênes - PM2,5/PM10périodes du site "JeanVilar"
Printemps Eté Automne Hiver 09-10Bilan 4
campagnes
MOYENNE 53% 68% 67% 81% 68%
0%10%20%30%40%50%60%70%80%90%
100%
µg.
m-3
Lyon-Centre - PM2,5/PM10
Printemps Eté Automne Hiver 09-10Bilan 4
campagnes
MOYENNE 89% 69% 69% 70% 73%
0%10%20%30%40%50%60%70%80%90%
100%
µg.
m-3
Saint-Chamond - PM2,5/PM10
PM2,5/PM10 PM2,5/PM10
PM2,5/PM10 PM2,5/PM10
85
ANNEXE 5 : REFERENCES BIBLIOGRAPHIQUES
ADEME, 2009. « Bois Energie – Le bilan en Rhône-Alpes ». Brochure
ADEME, 2005. Evaluation des risques sanitaires d’une chaufferie de bois collective.
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