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Persistance dans l’environnement
Avant leur interdiction, les PCB ont été rejetés dans l’environnement lors de leur production (par volatilisation), leur stockage et leur utilisation. La plupart des pollutions massives ont été la conséquence de mauvaises pratiques: déversements, égouttages, épandage, fuites accidentelles et enfouissement des déchets. Les contaminations par fuite les plus célèbres sont l’accident de Kyushu au Japon en 1968 baptisé «Yusho» et l’accident de Taïwan en 1979 baptisé «Yushen». Dans leur rapport de 2001, les Nations Unies présentent un schéma (Figure 3) reprenant l’ensemble des sources possibles d’émissions de PCB dans l’environnement (UNEP, 2001).
Ces contaminants sont ubiquistes et sont inclus dans les cycles biogéochimiques à l’échelle globale. Ils sont décelés dans tous les compartiments de l’environnement, notamment dans les plantes, les organismes marins et les mammifères. Les PCB peuvent être transportés sur de longues distances. Les congénères les moins chlorés (plus volatils) se retrouvent dans l’air par volatilisation, notamment le PCB-28 qui est le plus abondamment retrouvé dans l’atmosphère (Vanbremeersch, 2005). Le sol et les sédiments (marins et fluviaux) sont les compartiments les plus contaminés pour les PCB du fait de leur hydrophobicité et leur faculté à être associés aux particules dans la colonne d’eau. En raison du lessivage des sols pollués par les eaux de pluies, les PCB se concentrent dans les sédiments, en particulier ceux riches en matières organiques (Tolosa et al., 1995). Toutefois, la respiration et l’assimilation des PCB en solution dans la colonne d’eau contribuent également au processus de bioconcentration chez les poissons (Noirot-Cosson, 2010). Au cours de leur transfert dans l’environnement jusqu’au compartiment sédimentaire, deux processus de dégradation sont susceptibles de modifier la composition d’un mélange de PCB : la photolyse et la biodégradation.
Les régions les plus touchées par la pollution aux PCB sont essentiellement celles ayant ou ayant eu une forte activité industrielle. Cependant, la volatilisation atmosphérique entraine la migration de PCB dans des régions reculées et cela explique les teneurs non négligeables mesurées dans les neiges en Arctique (Mohn et al., 1997).
Persistance dans l’environnement
Dans l’atmosphère, du fait de leur faible volatilité (pression de vapeur comprise entre 0,002 et 2,2 Pa), l’HCB et le PeCB sont des composés semi-volatils et se répartissent à l’état adsorbé sur les particules et à l’état gazeux dans l’atmosphère. L’HCB se dégrade très difficilement par oxydation, sa demi-vie est estimée à 2,6 ans dans l’atmosphère. Le PeCB lui réagit avec les radicaux hydroxyles présents dans l’air, et sa demi-vie est de 47 à 467 jours. Les modèles et les données de surveillance indiquent également que le PeCB (Mantseva et al., 2004 ; Vulykh et al., 2005 ; Shen et al., 2005) et l’HCB (Barber et al., 2005) peuvent se propager sur de longues distances (8000- 13000 km). La présence de PeCB a été décelée dans l’atmosphère et dans les précipitations dans plusieurs régions du monde, dont pour beaucoup loin de ses sources, la concentration moyenne étant de 0,045 ng/m3 (Shen et al., 2005). Les concentrations atmosphériques étant uniformes dans la plupart des régions, cette faible variabilité spatiale indique que le PeCB et l’HCB séjournent durant une longue période dans l’atmosphère, ce qui leurs permet de se propager sur l’ensemble du globe.
Dans le milieu aquatique, la volatilisation est possible pour le PeCB et l’HCB. Cependant ce phénomène est atténué par l’adsorption sur les particules en suspension et dans les sédiments (UNEP, 2007).
L’HCB se dégrade par photolyse aussi dans le milieu aquatique, et lors de sa biodégradation, différents chlorobenzènes sont formés et notamment le PeCB (Fathepure et al., 1988). Le facteur de bioconcentration est très variable pour le PeCB et l’HCB, mais leur capacité de bioaccumulation est très importante dans les organismes aquatiques (Schuler et al., 2006; Schuler et al., 2007). L’HCB a été détecté à des concentrations moyennes annuelles de 0,31 ng/L dans la Seine (données de l’Agence de l’eau, seine-Normandie), tandis que des concentrations inférieures à 20 pg/L ont été relevées dans des lacs européens (Vilanova et al., 2001).
La méthode d’analyse des flux de matières (MFA) permet d’étudier les émissions et les voies de dispersion des différents POP dans l’environnement (Pacyna, 2011). Un exemple de cette méthode est donné ici pour l’HCB. D’après Pacyna, les principales quantités d’HCB sont émises dans le compartiment atmosphérique (18t), dont les principales sources sont les processus de production (ciments et solvants), l’application dans le domaine agricole et l’incinération des déchets (Figure 5).
Généralités et propriétés physico-chimiques
Les Polybromodiphényléthers (PBDE) sont des produits dits ignifugeants, c’est-à-dire des composés chimiques qui ralentissent la propagation du feu. Les PBDE constituent une famille de substances chimiques ayant une structure de base commune (Figure 6). Mais ce qui distingue les composés les uns des autres est le nombre d’atomes de brome qu’ils contiennent (1 à 10), ainsi que la position de ces derniers autour des deux noyaux benzéniques de la molécule. Les différentes configurations possibles permettent d’obtenir 209 congénères différents, qui se divisent en 10 groupes de PBDE correspondant au nombre d’atomes de brome : monoBDE, diBDE, triBDE, tétraBDE, jusqu’à décaBDE.
Il existe en théorie 209 congénères de PBDE, mais une très faible proportion de ceux-ci est utilisée dans les mélanges commerciaux de ces substances, car bon nombre de congénères sont instables et subissent des débromations (Birnbaum & Staskal, 2004). Les PBDE ont été fabriqués industriellement pour la première fois dans les années 1960 pour être ajoutés durant la fabrication des plastiques, des mousses de rembourrage, des textiles, afin de réduire leur inflammabilité (Figure 7). Au cours des années 1970 à 1980, leur production a été largement augmentée du fait de leur intérêt pour l’extraction pétrolière, comme additif du liquide hydraulique (UNEP, 2007). De plus, la forte demande pour ces composés est due aussi à l’établissement de normes de sécurité visant à réduire l’inflammabilité des biens de consommation à base de matières synthétiques ainsi qu’à la production croissante actuelle des biens de consommation dans le monde.
Persistance dans l’environnement
La présence des PBDE et d’autres substances similaires aux polychlorobiphényles (PCB) a été décelée dans l’environnement aux Etats-Unis en 1979. Plusieurs travaux réalisés en Europe et aux USA ont montré que ces produits se sont répandus dans tous les compartiments physiques et biologiques (réseau trophique) de l’environnement.
Les PBDE constituent un danger pour l’environnement et pour la santé humaine étant donné qu’ils possèdent une forte résistance aux processus de dégradation, qu’ils ont une forte hydrophobicité couplée à un fort potentiel de toxicité pour les humains et les animaux. De plus, ils sont bioaccumulables et transportables sur de très longues distances de par leurs propriétés physico-chimiques (Palm et al., 2002; Rahman et al., 2001). Les PBDE contenus dans ces matériaux peuvent se volatiliser directement dans l’atmosphère, ou se combiner à la poussière au fur et à mesure que les matériaux vieillissent.
Du fait, de leur faible solubilité dans l’eau et leurs forts coefficients Kow, ils ont tendance à s’accumuler dans la matière organique. Ainsi les sols et les sédiments sont des réservoirs de PBDE pour les émissions atmosphériques sur le long terme (La Guardia et al., 2006). La volatilisation à partir des eaux de surface et des sols humides est très importante pour les composés les plus légers (les plus volatils), tandis qu’elle est négligeable pour les composés les plus lourds.
Dans l’air ambiant, les PBDE les plus légers auront tendance à se répartir entre la phasegazeuse et la phase particulaire (transport de la phase gazeuse sur de longues distances facilité), tandis que les PBDE les plus lourds seront présents majoritairement en phase particulaire (potentiel de transport de particules plus faible sur de longues distances) (Gouin et al., 2006; Wania & Dugani, 2003).
Sources diffuses de PBDE
Les sources de PBDE ne se limitent pas aux activités liées aux étapes de production, d’élimination et de recyclage de matériaux ignifuges. En effet, dès leur confection, les PBDE deviennent aussitôt des sources diffuses dans l’atmosphère, que ce soit dans le milieu intérieur que dans le milieu extérieur. Or les grandes villes renferment des stocks importants de matériaux contenant ces inhibiteurs de flammes. En 2012, il était estimé l’équivalent de 1500 à 2000 tonnes de BDE-209 par exemple que sur le territoire de Toronto (Melymuk et al., 2014). L’Union européenne et l’US EPA ont effectué des calculs théoriques afin d’estimer les rejets de PBDE dans l’air pendant la durée de vie utile de ces produits (European Union, 2001; European Union, 2003; European Union, 2004; US EPA, 2010). Molécules assimilées aux POP par la CEE : les HAP
Généralités et propriétés physico-chimiques
Les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) sont des composés organiques dont la structure comprend au moins deux cycles aromatiques. Ils proviennent essentiellement des hydrocarbures présents dans les bruts pétroliers (HAP pétrogéniques) ou des hydrocarbures produits par combustion incomplète (pyrolyse) de la matière organique riche en carbone (HAP pyrogéniques). Bien que la plupart des sources de HAP soient anthropiques (Tableau 5), d’autres sources ponctuelles comme les feux de forêts et les volcans sont à l’origine d’une production de HAP. En France, les rejets atmosphériques sont surtout liés au chauffage (combustion de bois, de charbon et de fioul) dans les secteurs résidentiels et tertiaires. D’autres rejets sont dus au transport automobile (diesel et essence) et à l’industrie.
Persistance dans l’environnement
Les HAP sont très répandus dans les différents compartiments de l’environnement, et ont été détectés dans les eaux de surface, l’eau potable, l’air, le sol, ainsi que les aliments. Ils sont principalement émis dans l’atmosphère à partir des pays industrialisés, sont transportés via les courants atmosphériques et sont condensés dans les régions froides. De plus, ils sont persistants, bien que les composés halogénés, car résistants à la dégradation en condition normale, mais ils subissent des altérations sous l’action de l’ozone, des rayons UV et du soufre. Les concentrations en HAP dans l’atmosphère sont comprises entre quelques dizaines de pg/m3 vers les régions reculées type pôles (Halsall et al., 2001), et quelques dizaines de ng/m3 dans les centres urbains (Smith & Harrison, 1996; Lim et al., 1999). On observe généralement des variations de répartition gaz/particule et de concentrations en HAP dans l’atmosphère, en fonction de la saison (été/hiver) dues à l’augmentation des sources de chauffage domestique en hiver, mais aussi des variations journalières (diurne/nocturne) dues à la température et aux pics de circulation automobile en centre urbain. Dans les eaux, la faible solubilité des HAP entraîne leur adsorption sur la matière organique. Les HAP sont alors entraînés vers les fonds des rivières et sont déposés alors avec les sédiments. Les HAP sont alors en partie dégradés, ou ingérés par les organismes marins et métabolisés notamment chez les vertébrés.
Dans les sols, les HAP peuvent s’accumuler, se dégrader ou migrer par ruissellement vers les eaux de surface et dans une moindre mesure, par percolation vers les eaux souterraines. Les HAP sont peu hydrosolubles, ce qui signifie qu’ils sont susceptibles de s’accumuler dans les tissus adipeux organiques. La bioconcentration ne concerne cependant que les organismes inférieurs de la chaine alimentaire, incapables de dégrader ces hydrocarbures (Motelay- Massei, 2003). Les moules et les huîtres sont des bio-indicateurs de la concentration en HAP et autres POP dans les eaux (Grouhel & Thébaud, 2005; IFREMER, 2011).
Description des différents sites d’études et des échantillonnages
Au cours de cette thèse, 138 échantillons d’air ont été prélevés dont 84 en mode actif (phase gazeuse et phase particulaire collectées et analysés séparément) et 54 en mode passif (phase gazeuse). A noter que tous ces échantillons ont pu être récupérés et analysés à l’exception de 3 prélèvements actifs (2 pour le site de Boissy et 1 pour Paris) et 3 passifs (1 perdu et 2 non exploitables).
Il faut noter qu’à ces échantillons ont été ajoutés 25 échantillons d’eaux et de boues urbaines en station d’épuration. Ainsi que 87 échantillons environnementaux dans le cadre de la surveillance des effets potentiels des installations (et autres activités humaines) sur l’état de contamination de l’environnement : 58 retombées atmosphériques, 23 prélèvements de feuilles de platanes et 6 sols.
Sites de référence (référence urbaine et rurale)
En absence de niveau de concentration de référence locale ou régionale pour l’évaluation de l’incidence potentielle des sources d’émissions suspectées des POP et des autres COSV étudiées (à l’exception des HAP étudiés par Airparif), chaque prélèvement sur site a été accompagné d’un prélèvement concomitant en habitat rural et d’un autre en centre urbain dense (guide LCSQA, 2015).
Site de référence en habitat rural (Boissy-le-Châtel)
Le site de référence de Boissy-le-Châtel se situe en Seine-et-Marne à 50 km à l’Est de Paris en limite d’un bourg de 3100 habitants. Les équipements initialement installés sur la commune voisine de Doue (site de référence initial du laboratoire) ont été déplacés sur celui du centre de l’IRSTEA qui offrait une meilleur sécurité pour le matériel (préleveur grand volume/ passif), tout en étant situé dans le même type d’habitat et avec l’avantage supplémentaire d’avoir une station météorologique et un technicien sur site. La contamination de l’air au niveau du site de Boissy a été étudiée sur deux années consécutives et sur six saisons (Février- Avril 2013, Juin- Juillet 2013, Septembre- Novembre 2013, Décembre- Février 2014, Février- Avril 2014, Juin- Juillet 2014 et Novembre- Décembre 2014) suivant le protocole précédemment décrits. A noter que le 3ème et le 7ème des prélèvements actifs (03/04/13- 18/04/13) font défaut en raison d’une coupure électrique. Le 4ème prélèvement actif présente un volume d’air faible en raison d’un défaut technique de l’appareil, qui a nécessité le changement du système de prélèvement (passage d’un appareil TISCH au système Zambelli Alvol).
Sites et zones d’activités liées aux traitements de déchets liquides et solides
Station d’épuration de Briis-sous-Forges
L’objectif des travaux effectués sur le site de la STEP de Briis-sous-Forges a été tout d’abord de déterminer l’impact de la volatilisation passive sur la qualité de l’air ambiant par les rejets de la STEP au niveau des entrées/sorties d’air du bâtiment ainsi qu’au niveau des bassins extérieurs. Le second objectif a consisté à réaliser un bilan global des émissions au niveau de l’ensemble du site.
La station d’épuration de Briis-sous-Forges est la plus récente (mise en service en 2009) des stations présentes sur le bassin versant de la Prédecelle (Figure 14). L’occupation de ce territoire est majoritairement à vocation agricole (85%). Dimensionnée pour une capacité d’environ 13 000 EH (Equivalent Habitants), la capacité moyenne de traitement est de 900 000 à 1 000 000 m3/an (de 2000 m3.j-1 par temps sec à 6000 m3.j-1 sous conditions de fortes précipitations). Cette filière se caractérise par la mise en oeuvre de procédés d’épuration performants :
– Le traitement des eaux usées par des techniques membranaires.
– Le traitement des odeurs par lit de tourbe.
– Le conditionnement des boues en jardins filtrants de roselière.
Zone industrielle Limay- Porcheville- Guitrancourt
La zone industrielle de Limay-Porcheville est implantée sur la rive droite de la Seine, à environ 50 km de Paris. Elle est située dans une zone dans une zone urbanisée (proche de Mantes-la-Jolie et Mantes-la-Ville), et comprend plusieurs installations industrielles potentiellement émettrices de POP (aciérie-laminoir ALPA, centrale thermique EDF, centre de traitement des déchets SARP, centre de gestion et de valorisation des déchets EMTA, cimenterie Calcia, France plastiques recyclage, Guy Dauphin Environnement (GDE), RTM gaz et le dépôt pétrolier Total). L’autoroute de Normandie (A13) se trouvant sur la rive gauche de la Seine, peut aussi avoir une influence sur les émissions de POP dans la zone d’étude (Figure 19).
Site de trafic routier en milieu urbain (Boulevard Périphérique Est)
L’objectif principal sur ce site a été de caractériser les effets sur la qualité de l’air ambiant des émissions actives et passives (PCB, HCB, PeCB, Phtalates, PBDE) pouvant se superposer à celles des HAP produits par les véhicules à moteur. Les prélèvements ont été effectués à proximité d’une voie rapide avec un trafic routier intense sur l’emplacement d’une station du réseau de mesure permanent d’Airparif. Cela permettra de comparer ces résultats sur les HAP avec ceux de l’ASQA. La méthode d’échantillonnage sur le site du boulevard périphérique Est (Porte Dorée) dans l’air ambiant a consisté en l’association d’un préleveur actif expérimental et d’un préleveur passif (Figure 21). Les concentrations seront également comparées à celles du site de référence urbain de Paris XIII.
Eaux usées de STEP
L’échantillonnage des eaux usées sur le site de la STEP a consisté en un prélèvement en entrée (eau brute) et en sortie (eau épurée). Ces prélèvements ont été effectués à partir de collectes intégrées sur 24h réalisées par les techniciens de la STEP dans des flacons en verre placés à 4°C. Sur ces volumes de collecte, 1L d’eau brute est récupérée en entrée et 3L d’eau épurée en sortie de STEP. Les échantillons prélevés sont ensuite stockés dans l’obscurité au réfrigérateur à 4° C.
Boues liquides de STEP
Les boues liquides ont été collectées avant la mise en jardins filtrants. Le prélèvement de l’ordre de 100 mL est réalisé tous les 15 jours dans un pot en verre. Les échantillons prélevés sont ensuite stockés dans l’obscurité au réfrigérateur à 4° C.
Dans le bassin de séchage des boues, un prélèvement de boues d’épandage a été effectué juste avant le curage d’un bassin en décembre 2014.
Protocole d’extraction
La phase d’extraction permet de transférer les composés organiques de la matrice d’échantillonnage dans un solvant approprié (comme l’hexane ou le méthanol) suivant la technique d’analyse utilisée. Il faut donc veiller à ce que l’extraction soit la plus efficace possible, en évitant au maximum l’extraction simultanée de composés interférents. Pour les matrices aqueuses (RA, eaux usées et boues liquides), l’extraction a eu lieu dans un délai n’excédant pas 48h après le prélèvement.
Air
Phase particulaire (filtre QMA et GFA)
Les filtres (Whatman QMA 47 mm ou GFA 100 mm) sont lyophilisés pendant 12 heures dans des flacons en verre ambrés de 22 mL. Les filtres séchés subissent ensuite une extraction solide-liquide aux ultrasons (Branson 3510, puissance 100 W) dans 10 mL d’un mélange Hexane/Acétone (50/50) pendant 20 min, les étalons internes ont été ajoutés au préalable au mélange (Annexe B). Les filtres sont alors centrifugés pendant 2 min à 2500 tours/min, puis le surnageant est transféré dans un flacon en verre de 22 ml. L’opération est répétée une seconde fois, puis le filtre est rincé avec 2 mL du mélange de solvants et passé au vortex pendant 1 min. En parallèle des blancs « solvant » et « verrerie » sont réalisés dans les mêmes conditions. Les extraits sont ensuite purifiés par différentes techniques (purification Florisil, purification silice activée/alumine activée….) (Annexe C) puis reconcentrés sous flux d’azote et enfin analysés en GC-MS et GC-MS/MS (Annexe D).
Phase gazeuse (résine, sandwich, PUF)
Les sandwichs (PUF/XAD/PUF) contenus dans les cartouches en verre des préleveurs actifs Zambelli Alvol 400 et le TISCH et les mousses PUF (polyurethane foam) contenues dans les capteurs d’air passifs sont initialement dopés avec les étalons internes (Annexe B) et placés pendant 1 nuit au réfrigérateur à 4°C dans les cellules de 100 mL de l’ASE. Le lendemain, les cellules contenant les PUF sont extraites à l’aide d’un ASE 350 (Thermo Scientific Dionex) avec environ 180 mL d’un mélange Hexane/Acétone (50/50) sous 100 °C et 100 bars de pression. Les cellules contenant les sandwichs sont extraits par ASE avec un mélange Acétone/Hexane (75/25) sous 100°C et 100 bars de pression. Cette différence de proportion d’Hexane/Acetone par rapport aux PUF, provient des différences de propriétés physicochimiques des matrices. La résine XAD-2 contenue dans les cartouches métalliques du préleveur expérimental (environ 50 g) est partagée de façon égale entre deux cellules de 100 mL de l’ASE (25 g de résine dans chacune) avant que l’une des deux cellules ne soit dopée avec les étalons internes (Annexe B) puis conservés pendant 1 nuit au réfrigérateur à 4°C. Les cellules contenant les résines dopées et non dopées sont ensuite extraite par ASE avec environ 180 mL d’un mélange de DCM/MeOH (2 :1). Les extraits (PUF/XAD2 ou XAD2) sont ensuite reconcentrés sous flux d’azote, puis recombinés (résine dopée et non dopée) avant d’être transférés dans des flacons ambré de 22 mL puis stockés au réfrigérateur à 4° C. Ces extraits seront ensuite purifiés selon différentes étapes (Annexe C), reconcentrés et analysés en GC-MS et GC-MS/MS (Annexe D). Des blancs « Terrain » et « labo » sont réalisés en parallèle.
Retombées atmosphériques (RA)
La récupération des composés dans les retombées atmosphériques est réalisée sur un échantillon de 3,5 L par trois extractions liquide-liquide successives avec 150 mL d’Hexane/DCM (75/25) après avoir ajouté les étalons internes (Annexe B). L’extraction des retombées atmosphériques est réalisée dans des bouteilles en verre ambrée de 4 L et agitée sur un système d’agitation mécanique latéral pendant 20 min à 170 mouvements/min (IKAWerke Labortechnik, modèle HS-501 digital). La récupération de la phase organique est réalisée à l’aide d’ampoules à décanter de 1 L. Un blanc « labo » est réalisé en parallèle en solvant (3 X 150 mL du mélange Hexane/DCM) dans les mêmes conditions. Les extraits sont ensuite évaporés sur rotavap (Buchi waterbath B-480). Les différents extraits sont ensuite stockés à l’obscurité au réfrigérateur à 4° C avant d’être purifiés (Annexe C), reconcentrés et analysés en GC-MS et GC-MS/MS (Annexe D).
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Table des matières
INTRODUCTION
Chapitre 1 : Comportement des polluants organiques persistants (PCB, PBDE, PeCB et HCB) et des composés semi-volatils dans le compartiment atmosphérique (HAP, phtalates)- Etat de l’art.
1. Les POP organochlorés
1.1 Les PCB
1.2 Pentachlorobenzène (PeCB) et hexachlorobenzène (HCB)
1.3 Retardateurs de flamme (PBDE)
2. Molécules assimilées aux POP par la CEE : les HAP
3. Les plastifiants (phtalates)
4. Objectifs et problématique
Chapitre 2: Stratégie d’échantillonnage sur les sites expérimentaux
1. Stratégie d’échantillonnage
2. Description des différents sites d’études et des échantillonnages
2.1 Sites de référence (référence urbaine et rurale)
2.1.1 Site de référence en habitat rural (Boissy-le-Châtel)
2.1.2 Site de référence en milieu urbain (Paris 13ème)
2.2 Sites et zones d’activités liées aux traitements de déchets liquides et solides
2.2.1 Station d’épuration de Briis-sous-Forges
2.2.2 Centre de traitement de déchets industriels (Mitry-Mory)
2.2.3 Zone industrielle Limay- Porcheville- Guitrancourt
2.3 Sites de transports routier et ferroviaire
2.3.1 Site de trafic routier en milieu urbain (Boulevard Périphérique Est)
2.3.2 Enceinte ferroviaire souterraine
Chapitre 3 : Protocoles de prélèvement terrain et validation des méthodologies analytiques des différentes matrices environnementales
1. Echantillonnage
1.1 Air ambiant
1.2 Retombées atmosphériques (RA)
1.3 Eaux usées de STEP
1.4 Boues liquides de STEP
2. Protocole d’extraction
2.1 Air
2.2 Retombées atmosphériques (RA)
2.3 Eaux usées de STEP
2.4 Boues de STEP
2.5 Feuilles de platanes et sols
2.6 Analyse et expression des résultats
3. Validation des différentes méthodes et blancs analytiques
3.1 Air
3.2 Retombées atmosphériques
3.3 Eaux usées de STEP
3.4. Bilan de la validation des méthodes
4. Spécificités des préleveurs d’air passifs
4.1 Théorie des préleveurs passifs
4.2. Calculs des volumes d’air
5. Phénomène de dégradation au sein des préleveurs actifs et passifs
5.1 Dégradation dans les préleveurs actifs
5.2 Dégradation dans les capteurs passifs
6. Difficultés analytique rencontrées et perspectives de solutions
6.1 Difficultés rencontrés avec les échantillons réels
6.2 Perspective analytique de l’étude
Chapitre 4 : Caractérisation des émissions diffuses par les activités de traitements, de transports et industrielles
1. Caractérisation du bruit de fond de la contamination
1.1 Bruit de fond de la contamination à Paris
1.1.1 Caractérisation générale des niveaux de contamination
1.1.2 Caractérisation de la répartition des phases par échantillonnage actif
1.1.3 Etude de la variabilité saisonnière
1.1.4 Etude de la contamination de l’air par échantillonnage passif
1.2 Bruit de fond de la contamination à Boissy-le-Châtel
1.2.1 Caractérisation générale des niveaux de contamination
1.2.2 Caractérisation de la répartition des phases par échantillonnage actif
1.2.3 Etude de la variabilité saisonnière
1.2.4 Etude de la contamination de l’air par échantillonnage passif
2. Caractérisation du transport urbain
2.1 Axe de trafic routier
2.1.1 Caractérisation générale des niveaux de contamination
2.1.2 Caractérisation de la répartition des phases et des profils moléculaires par échantillonnage actif
2.1.3 Etude de la contamination de l’air par échantillonnage passif
2.2 Enceinte ferroviaire souterraine
2.2.1 Caractérisation générale des niveaux de contamination
2.1.2 Caractérisation de la répartition des phases et des profils moléculaires par échantillonnage actif
2.2.3 Etude de la contamination de l’air par échantillonnage passif
3. Caractérisation des activités de traitement des déchets (liquides et solides)
3.1 Station d’épuration des eaux usées de Briis-sous-Forges
3.1.1Caractérisation de la contamination au sein des matrices eaux usées et boues
3.1.2 Caractérisation générale des niveaux de contamination pour la matrice atmosphérique
3.1.3 Caractérisation des spectres en contaminants et d’émissions en relation avec les activités d’épuration des eaux usées (prélèvement dynamique)
3.1.4 Recherche des zones d’émissions à partir d’un réseau de capteurs passifs
3.2 Centre de traitement et d’élimination des déchets dangereux de Mitry-Mory
3.2.1 Caractérisation générale des niveaux de contamination pour la matrice atmosphérique
3.2.2 Caractérisation des spectres en contaminants
3.2.3 Etude de la contamination de l’air par échantillonnage passifs
3.3 Zone industrielle de Limay-Porcheville et zone ISDD de Guitrancourt
3.3.1 Etude de la contamination de la matrice atmosphérique par échantillonnage dynamique : cas de la ZI de Limay-Porcheville
3.3.2 Etude de la contamination par échantillonnage passif : cas de la ZI de Limay-Porcheville
3.3.3 Evolution des niveaux de contamination au sein de l’ISDD de Guitrancourt
Chapitre 5 : Hiérarchisation des sites d’étude et approche du risque potentiel de contamination de la population riveraine
1. Hiérarchisation des sites d’étude pour la matrice air
2. Etude des bio-accumulateurs végétaux supérieurs
3. Etude des retombées atmosphériques
4. Etude des sols
5. Estimation des flux d’émissions sur le site de la STEP et de la zone de Limay-Porcheville et essai d’évaluation du risque potentiel sanitaire sur la population riveraine
CONCLUSION- PERSPECTIVES
BIBLIOGRAPHIE
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