La surveillance de la qualité de l’air consiste à mesurer systématiquement les polluants de l’air ambiant pour pouvoir déterminer l’exposition des récepteurs vulnérables (populations, animaux, végétaux et ouvrages d’art, par exemple) sur la base des normes et directives découlant des effets observés et identifier la source de la pollution atmosphérique (analyse causale).

Les concentrations de polluants dans l’air ambiant sont influencées par la variation dans l’espace ou dans le temps des émissions de substances dangereuses et par la dynamique de leur dispersion dans l’air. On observe donc des variations journalières et annuelles marquées des concentrations. Il est pratiquement impossible de déterminer de façon unifiée toutes ces variations de la qualité de l’air (en langage statistique, la population des états de qualité de l’air). Les mesurages des concentrations de polluants dans l’air ambiant ont donc toujours le caractère d’échantillons aléatoires dans l’espace ou dans le temps.

Pour planifier les mesurages, la première chose à faire est de formuler l’objectif avec autant de précision que possible. Dans la surveillance de la qualité de l’air, les questions et domaines d’activité importants sont:

Les mesurages à référence spatiale:

•   détermination représentative de l’exposition dans une zone (surveillance générale de l’air);
•   mesurage représentatif de la pollution préexistante dans la zone où l’on prévoit d’implanter une installation (autorisation, TA Luft [instruction technique, air]);
•   alertes au smog (smog d’hiver, concentrations élevées d’ozone);
•   mesurages aux points chauds de pollution atmosphérique pour estimer l’exposition maximale des récepteurs (directive UE-NO2, mesurage dans les couloirs de rue urbains, conformément à la loi antipollution de la République fédérale d’Allemagne);
•   vérification des résultats des mesures de réduction de la pollution et des tendances dans le temps;
•   mesurages de présélection;
•   investigations scientifiques — par exemple, le transport des polluants atmosphériques, les transformations chimiques, l’étalonnage des calculs de dispersion.

Les mesurages aux installations:

•   mesurages faits suite à des plaintes;
•   détermination des sources des émissions, analyse causale;
•   mesurages en cas d’incendie ou de rejets accidentels;
•   vérification du succès des mesures de réduction de la pollution;
•   surveillance des fuites et émissions fugaces de l’usine.

La planification a pour but d’utiliser correctement les procédures de mesurage et d’évaluation pour répondre à des questions spécifiques avec une certitude suffisante et à un prix aussi faible que possible.

On trouvera au tableau 55.2 un exemple des paramètres à utiliser pour planifier les mesurages dans le cas d’une évaluation de la pollution de l’air à réaliser dans la zone où l’on prévoit d’implanter une installation industrielle. Sachant que les exigences officielles varient selon les pays, il convient de noter qu’il s’agit ici des procédures allemandes d’autorisation.

Le tableau 55.2 expose le cas d’un réseau de mesurage qui est censé surveiller de façon aussi représentative que possible la qualité de l’air dans une zone déterminée pour la comparer aux limites fixées. Cette méthode repose sur l’idée que l’on choisit au hasard les sites de mesurage de manière à prendre en compte la variabilité des emplacements situés dans une zone où la qualité de l’air est variable (espaces habitables, rues, zones industrielles, parcs, centres urbains, banlieues). Dans des zones étendues, cette méthode peut se révéler très coûteuse en raison du nombre de sites de mesurage requis.

On peut concevoir autrement le réseau de mesurage et commencer par des sites choisis de façon à être représentatifs. Si l’on connaît la variabilité de la qualité de l’air aux emplacements les plus importants et si l’on sait pendant combien de temps les objets protégés restent dans ces «microenvironnements», on peut alors déterminer l’exposition. Cette méthode peut être étendue à d’autres «microenvironnements» (pièces à l’intérieur des bâtiments, voitures, par exemple) pour estimer l’exposition totale. Le choix des sites de mesurage sera facilité par la modélisation de la diffusion ou les mesures de présélection.

Une troisième méthode consiste à faire les mesurages là où l’on pense que l’exposition est la plus élevée (par exemple, dans les couloirs de rue urbains pour le NO2 et le benzène). Si cet emplacement répond aux normes d’évaluation, il existe une probabilité suffisante pour qu’il en soit de même pour tous les autres. En se focalisant sur les points critiques, cette méthode exige relativement peu d’emplacements d’échantillonnage, mais ceux-ci doivent être choisis avec un soin particulier. En effet, on risque de surestimer l’exposition réelle.

Les paramètres de la période de mesurage, de l’évaluation des données obtenues et de la fréquence des mesurages sont donnés en grande partie dans la définition des normes (limites) d’évaluation et des intervalles de confiance désirés pour les résultats. Les valeurs limites admissibles sont liées aux conditions périphériques dont il faut tenir compte dans la planification des mesurages. Grâce à des procédures de mesure en continu, on peut obtenir une densité qui ne laisse pratiquement aucun intervalle de temps entre les mesurages. Cette finesse n’est toutefois nécessaire que pour la surveillance des valeurs de pointe et pour les alertes au smog; pour le suivi des moyennes annuelles, par exemple, des mesurages en discontinu suffisent.

Les possibilités offertes par les procédures de mesurage et de contrôle de qualité en tant qu’autre paramètre important de la planification sont décrites ci-après.

Il peut être coûteux de mesurer les concentrations de polluants dans l’air ambiant, et les résultats obtenus peuvent influer sur des décisions importantes qui peuvent avoir de graves conséquences économiques et écologiques. Les mesures de l’assurance qualité font donc partie intégrante du processus. Deux domaines sont à distinguer ici.

Toute procédure complète de mesurage comprend plusieurs étapes: échantillonnage, préparation et nettoyage de l’échantillon, séparation et détection (étape analytique finale), puis collecte et évaluation des données. Dans quelques cas, spécialement pour le mesurage en continu de gaz inorganiques, certaines étapes peuvent être omises (la séparation, par exemple). Lors des mesurages, il faut se conformer le plus possible aux procédures. Il faut que celles-ci soient normalisées et, par conséquent, entièrement documentées, sous la forme des normes DIN/ISO, des normes CEN ou des directives VDI.

Il ne suffit pas d’utiliser un matériel et des procédures normalisés et éprouvés dans le mesurage des concentrations de polluants dans l’air ambiant pour obtenir un résultat acceptable; encore faut-il que l’utilisateur emploie des méthodes appropriées de contrôle de qualité. Les normes DIN/EN/ISO 9000 (normes de gestion de la qualité et d’assurance qualité), EN 45000 (qui définit les conditions à remplir par les laboratoires d’essai) et le guide ISO 25 (conditions générales de compétence des laboratoires d’étalonnage et d’essai) jouent un rôle important dans les dispositions que doit prendre l’utilisateur pour s’assurer de la qualité.

Les principales dispositions consistent à:

•   accepter les méthodes prescrites et les mettre en œuvre selon les bonnes pratiques de laboratoire;
•   entretenir correctement le matériel de mesurage, prendre les précautions voulues pour éliminer les perturbations et assurer les réparations;
•   procéder aux étalonnages et aux vérifications régulières pour garantir un bon fonctionnement;
•   procéder aux essais interlaboratoires.

Il existe un grand nombre de méthodes de mesurage pour une large gamme de gaz inorganiques. Nous examinerons séparément les méthodes manuelles et les procédures automatisées.

✓ Les méthodes manuelles
Dans le cas des méthodes manuelles dont on se sert pour les gaz inorganiques, la substance à mesurer est habituellement absorbée lors de l’échantillonnage dans une solution ou une matière solide. Dans la plupart des cas, on fait un dosage photométrique après une réaction colorante appropriée. Plusieurs méthodes manuelles de mesurage ont une importance spéciale en tant que pratiques de référence. Etant donné que leur coût en personnel est relativement élevé, elles ne sont que rarement appliquées aujourd’hui pour les mesurages sur le terrain, car des procédures automatisées existent. Les méthodes manuelles les plus importantes sont brièvement exposées au tableau 55.3.

Une variante spéciale des prélèvements, utilisée principalement en liaison avec les méthodes manuelles, est celle du tube de séparation par diffusion (le «dénudeur»). La technique du dénudeur vise à séparer les phases gazeuses des phases particulaires en se fondant sur leurs taux différents de diffusion. Cette technique est utilisée souvent pour les problèmes difficiles de séparation, par exemple: ammoniac et composés de l’ammonium; oxydes d’azote, acide nitrique et nitrates; oxydes de soufre, acide sulfurique et sulfates; ou halogénures d’hydrogène/halogénures. Dans la méthode classique du dénudeur, l’air à analyser est aspiré à travers un tube de verre possédant un revêtement spécial, selon la ou les matières à recueillir. Cette technique a été perfectionnée en un grand nombre de variantes et a aussi été partiellement automatisée. Elle a fortement élargi les possibilités de l’échantillonnage différencié, mais elle peut être très laborieuse, selon la variante, et il faut une grande expérience pour l’utiliser convenablement.

✓ Les procédures automatisées
Il existe sur le marché un grand nombre d’appareils de mesurage en continu pour le dioxyde de soufre, les oxydes d’azote, le monoxyde de carbone et l’ozone. La plupart d’entre eux sont employés en particulier dans les réseaux de mesurage. Les caractéristiques les plus importantes de chacune des méthodes sont résumées au tableau 55.4.

Il faut souligner que toutes les procédures automatisées reposant sur des principes physico-chimiques doivent être étalonnées à l’aide des procédures de référence (manuelles). Etant donné que le matériel automatique des réseaux de mesurage fonctionne souvent pendant de longues périodes (plusieurs semaines, par exemple) sans supervision humaine directe, il est indispensable de contrôler régulièrement et automatiquement son bon fonctionnement. On le fait généralement au moyen de gaz témoins et de gaz d’essai qui peuvent être produits par plusieurs méthodes (préparation de l’air ambiant, bouteilles de gaz sous pression, imprégnation, diffusion, dilution statique et dynamique).

Parmi les polluants atmosphériques particulaires, on distingue les retombées de poussières et les particules en suspension (Suspended Particulate Matter (SPM)). Les retombées de poussières sont des particules plus grandes, qui tombent au sol en raison de leur taille et de leur masse volumique. Les SPM comprennent la fraction des particules qui est dispersée dans l’atmosphère de manière quasi stable et quasi homogène et qui y reste donc en suspension pendant un certain temps.

✓ Le mesurage des particules en suspension et des composés métalliques dans les SPM
Tout comme dans le cas des polluants atmosphériques gazeux, on peut différencier pour les SPM les procédures de mesurage continu ou discontinu. En règle générale, les SPM sont d’abord séparées sur des filtres à fibres de verre ou à membrane. On procède ensuite à un dosage gravimétrique ou radiométrique. Selon l’échantillonnage, on peut distinguer deux procédures de mesurage de la quantité totale de SPM: l’une sans fractionnement en fonction de la dimension des particules, et l’autre avec fractionnement pour mesurer les poussières fines.

Les avantages et les inconvénients des mesurages fractionnés de poussières en suspension font l’objet d’un débat international. En Allemagne, par exemple, toutes les valeurs seuils et les normes d’évaluation sont fondées sur la totalité des particules en suspension. Cela signifie que, la plupart du temps, on mesure uniquement le total des SPM. Aux Etats-Unis, en revanche, on utilise très couramment la procédure PM-10 (Particulate Matter (PM)) (≤10 µm) ). Selon cette méthode, seules sont retenues les particules d’un diamètre aérodynamique maximal de 10 µm (proportion d’inclusion de 50%), qui sont inhalables et peuvent donc entrer dans les poumons. Il est prévu d’introduire la procédure PM-10 dans l’Union européenne en tant que référence. Le coût des mesurages fractionnés de SPM est nettement plus élevé que celui du mesurage des poussières totales en suspension, étant donné que les appareils doivent être équipés d’éléments sensibles spéciaux de construction coûteuse et qui exigent un entretien onéreux. On trouvera au tableau 55.5 des précisions sur les procédures les plus importantes de mesurage des SPM.

On a mis au point des changeurs automatiques qui contiennent un grand nombre de filtres et les connectent automatiquement à l’échantillonneur, l’un après l’autre, à intervalle fixe. Les filtres exposés sont entreposés dans un magasin. Les seuils de détection pour les procédures à filtre sont généralement compris entre 5 et 10 µg/m3.

Enfin, il faut signaler la procédure à la fumée noire pour la mesure des SPM. Originaire de Grande-Bretagne, elle a été incorporée dans les directives de l’Union européenne pour le SO2 et les poussières en suspension. Avec cette méthode, on mesure le noircissement du filtre avec un photomètre réflexe après l’échantillonnage. Les valeurs de fumée noire ainsi obtenues par photométrie sont converties en unités gravimétriques (µg/m3) à l’aide d’une courbe d’étalonnage. Comme cet étalonnage dépend dans une large mesure de la composition de la poussière, spécialement de sa teneur en suie, la conversion en unités gravimétriques est problématique.

Aujourd’hui, les composés métalliques sont souvent dosés d’office dans les échantillons d’immissions de poussières en suspension. En général, la collecte des poussières en suspension sur les filtres est suivie d’une dissolution chimique des poussières retenues, étant donné que les étapes finales les plus courantes de l’analyse présupposent la conversion des composés métalliques et métalloïdes dans une solution aqueuse. En pratique, les méthodes de loin les plus importantes sont la spectroscopie à absorption atomique (AAS) et la spectroscopie d’émission optique à plasma inductif (ICP-OES). Les autres procédures de dosage des composés métalliques dans les poussières en suspension sont l’analyse par fluorescence X, la polarographie et l’analyse par activation des neutrons. Bien que l’on mesure depuis maintenant plus de 10 ans les composés métalliques en tant que composants des SPM dans l’air à l’extérieur sur certains sites de mesurage, d’importantes questions n’ont pas encore trouvé de réponse. L’échantillonnage classique effectué par séparation des poussières en suspension sur les filtres suppose que la séparation des composés de métaux lourds sur le filtre soit complète. Or, on trouve des indications plus anciennes qui en font douter. En tout état de cause, les résultats sont très hétérogènes.

Un autre problème tient au fait que l’on ne peut distinguer les différentes formes de composés métalliques, ou les composés simples des divers éléments, dans l’analyse réalisée à l’aide des procédures classiques de mesurage. Si, dans de nombreux cas, on peut faire des dosages totaux adéquats, il serait souhaitable de procéder à une différenciation plus poussée pour certains métaux particulièrement cancérogènes (As, Cd, Cr, Ni, Co, Be). Il y a souvent de grandes différences dans les effets cancérogènes des éléments et de leurs composés (par exemple, composés du chrome dans les niveaux d’oxydation III et VI — seuls ceux du niveau VI sont cancérogènes). En pareil cas, il serait souhaitable de mesurer séparément les divers composés (analyse par substance). En dépit de l’importance de ce problème, on commence seulement à faire l’analyse par substance dans la technique de mesurage.

✓ Le mesurage des particules en suspension et des composés métalliques dans les SPM
Il existe deux méthodes fondamentalement différentes pour recueillir les retombées de poussières:

•   prélèvement dans des récipients de collecte;
•   prélèvement sur des surfaces adhésives.

Une méthode répandue de mesurage des retombées de poussières (dépôt de poussières) est la procédure Bergerhoff. Elle consiste à recueillir la totalité des précipitations atmosphériques (dépôts secs et humides) pendant 30 ± 2 jours dans des récipients à environ 1,5 à 2 m au-dessus du sol (dépôt brut). Les récipients de collecte sont ensuite transportés au laboratoire et préparés (filtrage, évaporation de l’eau, séchage, pesée). Le résultat est calculé sur la base de la surface du récipient de collecte et de la durée d’exposition en grammes par m2 et par jour (g/m2j). Le seuil relatif de détection est de 0,035 g/m2j.

Parmi les autres procédures de collecte des retombées, on peut citer le système Liesegang-Löbner et les méthodes qui recueillent la poussière déposée sur des feuilles adhésives.

Tous les résultats des mesurages des retombées de poussière sont des valeurs relatives qui dépendent de l’appareil utilisé, étant donné que la séparation est fonction des conditions d’écoulement au voisinage du dispositif mais aussi d’autres paramètres. Les écarts entre les valeurs obtenues avec les différentes procédures peuvent atteindre 50%.

La composition de la poussière déposée a également son importance, notamment les teneurs en plomb, en cadmium et en autres composés métalliques. Les procédures d’analyse utilisées sont fondamentalement les mêmes que pour la poussière en suspension.

✓ Le mesurage des matières spéciales sous forme de poussières
Les matières spéciales sous forme de poussières sont notamment l’amiante et la suie. Il est important de recueillir les fibres en tant que polluants atmosphériques, car l’amiante est classé comme cancérogène avéré. Les fibres d’un diamètre D ≤ 3 µm et d’une longueur L ≥ 5 µm, avec L:D ≥ 3, sont considérées comme cancérogènes. Les procédures de mesurage des matières fibreuses consistent à compter, sous le microscope, les fibres qui ont été retenues sur des filtres. Seules les méthodes faisant appel à des microscopes électroniques peuvent être envisagées dans le cas de l’air extérieur. Les fibres sont séparées sur des filtres poreux revêtus d’or. Avant d’être évalué dans un microscope électronique à balayage, l’échantillon est libéré des substances organiques par incinération par torche à plasma directement sur le filtre. Les fibres sont comptées sur une partie de la surface du filtre choisie au hasard et sont classées d’après leur géométrie et leur type. A l’aide d’une analyse par rayons X à dispersion d’énergie (EDXA), les fibres d’amiante, celles de sulfate de calcium et d’autres fibres inorganiques peuvent être différenciées sur la base de leur composition en éléments. Toute cette procédure est extrêmement coûteuse et exige le plus grand soin pour donner des résultats fiables.

La suie sous forme de particules émises par les moteurs diesel doit être prise en considération, étant donné qu’elle a également été classée parmi les matières cancérogènes. En raison de sa composition changeante et complexe et du fait que plusieurs de ses composants sont également émis par d’autres sources, il n’existe pas de procédure de mesurage propre à la suie du diesel. Néanmoins, si l’on veut une indication concrète sur les concentrations dans l’air ambiant, la suie est définie classiquement comme un carbone élémentaire, faisant partie du carbone total. Elle est mesurée après prélèvement et une étape d’extraction et de désorption thermique. On détermine ensuite la teneur en carbone par combustion dans un flux d’oxygène et par titrage coulométrique ou détection IR non dispersive du dioxyde de carbone formé lors de ce processus.

En principe, pour la suie, on utilise aussi l’æthalomètre et la sonde photoélectrique de mesurage des concentrations en aérosols.

Avec les dépôts secs, les dépôts humides dans la pluie, la neige, le brouillard et la rosée constituent les modes les plus importants de pénétration des matières nocives en provenance de l’air dans le sol, l’eau ou les végétaux.

Pour distinguer clairement les dépôts humides dans la pluie et la neige (brouillard et rosée soulèvent des problèmes spéciaux) du dépôt total (dépôt brut, voir ci-dessus «Le mesurage des particules en suspension et des composés métalliques dans les SPM») et des dépôts secs, on se sert pour les prélèvements de collecteurs de précipitations dont l’ouverture est couverte lorsqu’il ne pleut pas (échantillonneur réservé aux matières humides). Dans ces appareils, qui fonctionnent généralement selon le principe des variations de conductivité, le couvercle s’ouvre lorsqu’il commence à pleuvoir et se referme lorsque la pluie cesse.

Les échantillons sont transférés par un entonnoir (surface à l’air libre d’environ 500 cm2 ou davantage) dans un récipient obscurci et, si possible, isolé (en verre ou en polyéthylène pour les composants inorganiques exclusivement).

En général, on peut analyser l’eau recueillie pour en connaître les composants inorganiques sans préparer l’échantillon. L’eau doit être centrifugée ou filtrée si elle est visiblement trouble. La conductivité, le pH et les anions (NO3–, SO42–, Cl–) et cations (Ca2+, K+, Mg2+, Na+, NH4+, etc.) importants sont mesurés de façon systématique. Les composés instables à l’état de traces et les états intermédiaires comme H2O2 ou HSO3– sont également mesurés à des fins de recherche.

Pour l’analyse, les procédures suivies sont celles dont on dispose en général pour les solutions aqueuses, comme la conductométrie pour la conductivité, les électrodes pour les valeurs du pH, la spectroscopie par adsorption atomique pour les cations (voir ci-dessus «Le mesurage des matières spéciales sous forme de poussières») et, de plus en plus, la chromatographie à échange d’ions avec la détection par conductivité pour les anions.

Les composés organiques sont extraits de l’eau de pluie à l’aide, par exemple, du dichlorométhane, ou en sont aspirés avec de l’argon et adsorbés avec des tubes Tenax (seulement pour les matières très volatiles). Les matières sont ensuite soumises à une analyse chromatographique en phase gazeuse (voir ci-après «Les procédures de mesurage des polluants atmosphériques organiques»).

Les dépôts secs sont directement fonction des concentrations dans l’air ambiant. Les différences de concentration des matières nocives transportées par l’air dans la pluie sont cependant relativement faibles, de sorte que, pour mesurer les dépôts secs, on peut se servir de réseaux à maillage large. A titre d’exemple, on peut citer le réseau de mesurage EMEP en Europe, formé d’environ 90 stations qui recueillent les données concernant les ions de sulfate et de nitrate, certains cations et le pH des précipitations. Il existe aussi de vastes réseaux de mesurage en Amérique du Nord.

Alors que les méthodes décrites jusqu’à présent ne prélèvent la pollution de l’air qu’à un seul point, les procédures de mesurage optique à longue distance le font de manière intégrée sur des trajectoires de lumière de plusieurs kilomètres ou en déterminent la distribution spatiale. Elles utilisent les caractéristiques d’absorption des gaz dans l’atmosphère dans la gamme spectrale UV, visible ou IR et reposent sur la loi de Lambert-Beer, selon laquelle le produit de la trajectoire de la lumière et de la concentration est proportionnel à l’extinction mesurée. En changeant la longueur d’onde de l’émetteur et du récepteur de l’installation de mesurage, plusieurs composants peuvent être mesurés parallèlement ou successivement avec un seul dispositif.

Les systèmes indiqués au tableau 55.6 sont les plus employés dans la pratique.

Le mesurage de la pollution atmosphérique contenant des composants organiques est compliqué principalement par l’éventail des matières entrant dans cette catégorie. On trouve plusieurs centaines de composants aux caractéristiques toxicologiques, chimiques et physiques très différentes sous le titre général de «polluants atmosphériques organiques» dans les registres des émissions et les plans de qualité de l’air des zones surpeuplées.

En raison principalement des grandes différences d’impact potentiel, la collecte des divers composants pertinents a de plus en plus remplacé les procédures par sommation que l’on utilisait précédemment (par exemple, détecteur à ionisation de flamme (DIF), procédure du carbone total), dont les résultats ne peuvent pas être évalués sur le plan toxicologique. La méthode DIF a cependant conservé une certaine importance en liaison avec une courte colonne séparatrice pour isoler le méthane, qui n’est pas très réactif photochimiquement, et comme moyen de recueillir les composés organiques volatils précurseurs (COV) pour la formation de photo-oxydants.

La nécessité fréquente de séparer les mélanges complexes des composés organiques en leurs différents composants fait de leur mesurage un travail qui relève pratiquement de la chromatographie appliquée. Les procédures chromatographiques sont les méthodes de choix lorsque les composés organiques sont suffisamment stables, thermiquement et chimiquement. Pour les matières organiques comportant des groupes fonctionnels réactifs, on continue d’utiliser des procédures distinctes qui font appel aux caractéristiques physiques de ces groupes fonctionnels ou à des réactions chimiques qui les détectent.

A titre d’exemple, on citera l’utilisation d’amines pour convertir les aldéhydes en hydrazones, suivie de la mesure photométrique, la dérivation avec la 2,4-dinitrophénylhydrazine et la séparation de la 2,4-hydrazone qui s’est formée, ou la formation de colorants azoïques avec la π-nitroaniline pour déceler les phénols et crésols.

Parmi les procédures chromatographiques, la chromatographie en phase gazeuse (CPG) et la chromatographie en phase liquide à haute performance (CLHP)) sont les plus fréquemment employées pour séparer les mélanges souvent complexes. Pour la chromatographie en phase gazeuse, on emploie presque exclusivement de nos jours des colonnes séparatrices d’un diamètre très étroit (environ 0,2 à 0,3 mm et d’une longueur de 30 à 100 m environ), appelées colonnes capillaires à haut pouvoir de résolution (CCHR). Il existe une série de détecteurs pour trouver les différents composants après la colonne de séparation, comme le DIF cité plus haut, le DCE (détecteur à capture d’électrons) (en particulier pour les substituts électrophiles comme l’halogène), le PID (détecteur à ionisation photoélectrique) particulièrement sensible aux hydrocarbures aromatiques et autres systèmes par π-électrons et le DTI, détecteur thermoïonique spécialement conçu pour les composés azotés et phosphorés. La CLHP utilise des détecteurs spéciaux à flux continu qui sont conçus, par exemple, pour la cuvette à flux continu d’un spectromètre UV.

Il est particulièrement efficace, mais aussi fort coûteux, d’employer un spectromètre de masse comme détecteur. En fait, certaines identifications, surtout pour les mélanges inconnus de composés, ne sont souvent possibles que par le spectre de masse du composé organique. L’information qualitative du temps de rétention (temps pendant lequel la matière reste dans la colonne contenue dans le chromatogramme avec les détecteurs classiques) est complétée à l’aide de la détection spécifique de chaque composant par les fragmentogrammes de masse à haute sensibilité de détection.

La procédure d’échantillonnage doit être établie avant l’analyse proprement dite. Le choix de la méthode de prélèvement est déterminé principalement par la volatilité, mais aussi par la gamme de concentrations attendue, la polarité et la stabilité chimique. En outre, pour les composés non volatils, il faut choisir entre les mesures de concentration et les mesures de dépôt.

Le tableau 55.7 donne un aperçu des procédures courantes de surveillance continue de l’air pour l’analyse chromatographique des composés organiques, avec des exemples d’application.

Le mesurage des dépôts de composés organiques de faible volatilité (par exemple, dibenzodioxines et dibenzofurannes (PCDD/ PCDF), hydrocarbures polycycliques aromatiques (HPA)) gagne en importance du point de vue de l’impact sur l’environnement. Etant donné que les aliments sont la principale source d’absorption par l’être humain, les matières en suspension dans l’air transférées dans les végétaux alimentaires revêtent une grande importance. On sait toutefois que le transfert des matières sous forme de dépôts particulaires est moins important que les dépôts secs de composés quasi gazeux.

Pour mesurer les dépôts totaux, on utilise les dispositifs normalisés pour la précipitation des poussières (procédure Bergerhoff, par exemple), qui ont été légèrement modifiés et obscurcis pour les protéger contre la pénétration d’une lumière intense. D’importants problèmes techniques, comme la remise en suspension de particules déjà séparées, l’évaporation ou même la décomposition photolytique, font maintenant l’objet de recherches systématiques afin d’améliorer les procédures d’échantillonnage des composés organiques, lesquelles ne sont pas encore optimales.

Les investigations olfactométriques sur les immissions sont utilisées dans la surveillance pour quantifier les plaintes concernant des odeurs et pour établir la pollution de niveau initial dans les procédures d’autorisation. Elles servent principalement à déterminer si les odeurs existantes ou prévues doivent être considérées comme significatives.

En principe, on peut différencier trois approches méthodologiques:

•   mesurage de la concentration de l’émission (nombre d’unités d’odeur) à l’aide d’un olfactomètre et modélisation subséquente de la dispersion;
•   mesurage des différents composants (par exemple, NH3) ou des mélanges de composés (par exemple, chromatographie en phase gazeuse des gaz provenant des décharges), s’ils sont suffisamment caractéristiques de l’odeur;
•   détermination des odeurs au moyen d’inspections.

La première possibilité combine le mesurage des émissions avec la modélisation et, à vrai dire, n’entre pas dans le cadre de la surveillance de la qualité de l’air. Dans la troisième méthode, c’est le nez de l’humain qui sert de détecteur avec une précision sensiblement réduite par rapport aux méthodes physico-chimiques.

Des précisions relatives aux inspections, aux plans de mesurage et à l’évaluation des résultats sont données, par exemple, dans la réglementation sur la protection de l’environnement de certains Länder d’Allemagne.

On utilise parfois des procédures simplifiées de mesurage pour les études préparatoires (de présélection). Il s’agit notamment d’échantillonneurs passifs, de tubes d’essai et de procédures biologiques. Avec les échantillonneurs passifs (diffusifs), la matière objet de l’essai est recueillie selon des procédés à écoulement libre comme la diffusion, l’imprégnation ou l’adsorption dans des collecteurs de forme simple (tubes, plaques) et enrichie dans des filtres imprégnés, tamis ou autres milieux d’adsorption. L’échantillonnage actif (aspiration de l’échantillon d’air à travers une pompe) n’a donc pas lieu. La quantité de matière enrichie, dosée analytiquement en fonction d’un temps d’exposition défini, est convertie en unités de concentration sur la base des lois physiques (diffusion, par exemple) en prenant en compte la durée de la collecte et des paramètres géométriques du collecteur. Cette méthode était utilisée à l’origine dans le domaine de la santé au travail (échantillonnages individuels) et du mesurage de l’air à l’intérieur des locaux, mais elle l’est de plus en plus pour contrôler les concentrations de polluants dans l’air ambiant. On en trouve un aperçu dans Brown, 1993.

On se sert souvent de tubes indicateurs pour l’échantillonnage et les analyses préparatoires rapides des gaz. On aspire un certain volume d’air à travers un tube de verre rempli d’un réactif d’adsorption qui correspond à l’objectif de l’essai. Le contenu du tube change de couleur selon la concentration de la matière à doser qui est présente dans l’air étudié. On utilise souvent de petits tubes d’essai pour la surveillance sur le lieu du travail ou comme procédure rapide en cas d’accidents, comme les incendies. Ils ne sont pas employés pour les mesurages courants des concentrations de polluants dans l’air ambiant du fait que leurs seuils de détection sont généralement trop élevés et leur sélectivité trop limitée. Il existe des tubes indicateurs pour un grand nombre de matières dans diverses gammes de concentration.

Parmi les procédures biologiques, deux méthodes se sont imposées pour la surveillance courante. Avec la procédure normalisée d’exposition des lichens, on détermine le taux de mortalité du lichen sur une durée d’exposition de 300 jours. Selon une autre procédure, l’herbe de prairie française est exposée pendant 14 ± 1 jours. On détermine ensuite le volume de la croissance. Ces deux procédures servent à évaluer sommairement les effets des concentrations de polluants atmosphériques.

On utilise de par le monde les types les plus variés de réseaux de surveillance de la qualité de l’air. Il faut établir une distinction entre les réseaux de mesurage composés de stations automatiques commandées par ordinateur (récipients de mesure) et les réseaux virtuels, qui ne font que définir les emplacements pour divers types de mesurage des concentrations des polluants atmosphériques sous la forme d’une grille préalablement définie. Les types de réseaux et leur rôle ont été décrits plus haut.

Les réseaux de mesurage fonctionnant en continu sont constitués de stations automatiques et servent principalement à surveiller la qualité de l’air dans les zones urbaines. On y mesure les polluants atmosphériques comme le dioxyde de soufre (SO2), les poussières, le monoxyde d’azote (NO), le dioxyde d’azote (NO2), le monoxyde de carbone (CO), l’ozone (O3) et, dans une certaine mesure, la somme des hydrocarbures (méthane libre, CnHm) ou divers composants organiques (benzène, toluène, xylènes, par exemple). En outre, selon les besoins, on inclut les paramètres météorologiques comme la direction du vent, sa vitesse, la température de l’air, l’humidité relative, les précipitations, le rayonnement global ou le bilan radiatif.

Les appareils de mesurage utilisés dans les stations consistent généralement en un analyseur, une unité d’étalonnage et un dispositif électronique de commande et de direction qui surveille l’ensemble de l’équipement et contient une interface normalisée pour la collecte des données. Outre les valeurs mesurées, l’appareil fournit des «signaux de situation» sur les erreurs et l’état de fonctionnement. L’étalonnage des dispositifs fait l’objet d’une vérification automatique par ordinateur à intervalles réguliers.

En règle générale, les stations de mesurage sont reliées au moyen de lignes fixes de transmission des données, de liaisons téléphoniques ou d’autres systèmes de transfert de données à un ordinateur (ordinateur de traitement, poste de travail ou PC, selon la portée du système), qui reçoit, traite et affiche les résultats. Les ordinateurs du réseau et, si nécessaire, un personnel spécialement formé effectuent une surveillance continue pour s’assurer que les valeurs seuils ne sont pas dépassées. On peut ainsi déceler à tout moment les situations critiques. C’est très important, surtout pour surveiller les cas de smog massif en hiver et en été (photo-oxydants) et pour donner au public des informations à jour.

Outre le réseau de mesurage télémétrique, d’autres systèmes sont utilisés à des degrés divers pour surveiller la qualité de l’air. A titre d’exemple, on citera les réseaux (partiellement automatisés à l’occasion) qui déterminent:

•   les dépôts de poussières et leurs composants;
•   la poussière en suspension (SPM) et ses composants;
•   les hydrocarbures et les hydrocarbures chlorés;
•   les matières organiques faiblement volatiles (dioxines, furannes, biphényles polychlorés).

On a classé comme cancérogènes une série de substances mesurées de cette manière, notamment les composés du cadmium, les HPA et le benzène. Il est donc particulièrement important de les surveiller.

A titre d’exemple d’un programme complet, le tableau 55.8 indique sommairement la surveillance de la qualité de l’air faite systématiquement en Rhénanie-du-Nord-Westphalie, qui, avec 18 millions d’habitants, est le Land le plus peuplé d’Allemagne.