Comme dans toute étude environnementale nos résultats présentent de nombreuses incer-titudes, que ce soit au niveau du prélèvement ou de l’analyse. Les incertitudes n’ont pu être calculées au cours de cette étude, nous listerons ici l’ensemble des paramètres pouvant représen-ter des sources d’incertitudes.
2.8.1 Incertitudes liées à la collecte des échantillons
Tout d’abord les incertitudes liées à la mesure dans l’atmosphère sont listés ici :
- Les variations du débit d’air prélevé peuvent être à l’origine d’incertitudes sur le volume d’air collecté. Cependant les débits ont été contrôlés afin de vérifier d’éventuels écarts. En revanche sur les mesures faites sur le LPI nous n’avons pas pu vérifier d’éventuelles variations de débits, cependant afin de limiter ce phénomène la dépression appliquée a
été régulièrement contrôlée. En revanche nous n’avons pu tester l’efficacité de collecte des filtres, ce qui engendre une incertitude sur la teneur en particules collectées.
- La durée de prélèvement des particules dans l’atmosphère peut induire notamment sur les composés organiques volatils des phénomènes de perçage, c’est à dire un passage des composés de la phase particulaire (filtre quartz) à la phase gazeuse (mousse PUF). Ce
type de phénomène a déjà été identifié parMarliere(2004) sur les pesticides, on peut donc
supposer qu’il peut également se produire sur les HAP. La mesure globale (filtre + mousse) des composés organiques permet d’éviter une présentation erronée des teneurs dans l’at-mosphère. En revanche, cela peut engendrer une grande incertitude par la suite dans le calcul des flux de dépôt sec des composés organiques étant donné qu’on ne peut appliquer la méthode qu’aux composés associés aux particules atmosphériques. En conséquence par la suite les concentrations et flux de HAP seront présentés de façon indicative.
- Des incertitudes sur la méthode de mesure du dépôt sec sont présentées et très difficiles à quantifier. En effet nous avons mesuré le dépôt des particules sur des parois expérimentales et nous ne savons pas à l’heure actuelle de manière certaine si ce dépôt sera le même sur des parois légèrement différentes (surfaces plus récentes par exemple, présence de matériel biologique). De plus il est possible que des remises en suspension se produisent ce qui rend difficile l’estimation des flux de dépôt sec. À l’inverse, on ne sait pas si la totalité des particules déposées sera lessivée.
- Afin de garantir la stabilité des composés organiques il est impératif de garder les compo-sés au froid (< 4 ℃) lors du transport et de les garder congelés jusqu’à l’extraction pour analyse. Cependant, lors du prélèvement la température du filtre ne reste pas constante, d’ailleurs des mesures faites ont montré des variations ce qui peut entraîner des dégrada-tions des composés organiques.
On observe la même incertitude pour les eaux collectées dans le pluviomètre découvrant, en effet il se peut que la température du flaconnage évolue entre la collecte de l’événement pluvieux et l’arrivée sur site pour la collecte de l’échantillon.
- Les pluviomètres à augets sont contrôlés chaque années avec des cartes de contrôles afin de vérifier que les hauteurs d’eau mesurées sont correctes.
La collecte des échantillons à l’exutoire peut être également source d’incertitudes.
- L’échantillon collecté à l’exutoire n’est pas toujours représentatif de l’ensemble de l’événe-ment pluvieux écoulé. En général on a tendance à considérer que l’essentiel de la pollution est transportée majoritairement au début de l’épisode, mais des pollutogrammes réalisé sur un bassin proche du Pin Sec ont montré que le premier flot d’orage n’est pas
systéma-tique (Ruban et al., 2005). Gromaire (1998) a de plus montré que le volume non prélevé
en fin d’événement est plus important que celui du début et peu représenter jusqu’à une perte de 19 % de l’information. L’étalonnage des préleveurs est présenté dans l’annexe C. - Les débits mesurés sont également sources d’incertitudes pouvant aller parfois jusqu’à 30%, dû notamment à des erreurs sur les vitesses et les hauteurs, notamment en basses eaux. Étant donné que nous avons travaillé sur des hauteurs d’eau supérieures à 20 cm, cette incertitude est réduite.
- La valeur du coefficient de ruissellement peu également représenter une source d’incertitude dans le calcul des flux de polluants à l’exutoire du bassin versant.
Il est à noter aussi que l’homogénéisation des échantillons moyens d’eau (pluviomètre et exutoire) peut représenter une forte source d’incertitude ; en effet les polluants particulaires se décantent parfois très vite entrainant des hétérogénéités.
2.8.2 Incertitudes liées à la mesure analytique des échantillons
Du point de vue analytique, au sein du département géotechnique-eau-risques de l’IFSTTAR, l’incertitude de mesure est estimée à l’aide de deux outils : les essais interlaboratoires gérés par l’organisme d’essai A.G.L.A.E. (Association Générale des Laboratoires d’Analyse de l’Environ-nement) et les essais internes au laboratoire, grâce aux Contrôles Qualité Internes (CQI) et à l’établissement d’une carte de contrôle (cf. annexe D).
- Afin de déterminer l’incertitude de mesure du laboratoire à partir des essais interlabora-toires, des indicateurs de performance analytiques (z-score essentiellement) sont calculés "par rapport au consensus qui se dégage de l’ensemble des données des participants ayant
analysé pendant la période raisonnable de début de traitement des échantillons" (AGLAE,
2011).
- Lors de la mesure d’un paramètre, un échantillon CQI (Contrôle Qualité Interne) de concentration connue est analysé en même temps que la série d’échantillons. Les résul-tats des CQI doivent suivre les caractéristiques de la distribution Normale, c’est à dire que 67 % des résultats soient dans l’intervalle [-1 σ, +1 σ], 95 % dans [-2 σ, +2 σ] et 99 % dans [-3 σ, +3 σ]. Ces résultats sont ensuite reportés sur un graphique appelé carte de contrôle, où figurent le nombre d’échantillons de CQI et la concentration obtenue pour chacun des CQI. La moyenne de l’ensemble des précédents résultats du laboratoire ainsi que l’écart type sont calculés, ce qui permet de placer les limites de surveillance et de contrôle sur la carte.
Les analyses des substances organiques présentent également des incertitudes. La quantifi-cation des substances est faite à partir de droite d’étalonnage calculée à partir des gammes de concentrations de solutions standard. Les incertitudes sur ces concentrations proviennent de la préparation des solutions standard, de l’appareillage analytique et de l’intégration manuelle des pics. Les incertitudes varient en fonction des analyses effectuées, en effet sur les matrices de
type filtre et PUF dans l’air, les études précédentes (Schummer, 2010; Delhomme, 2008) ont
montré que ces types de média filtrant ne présentaient pas d’effet de matrice. En revanche lors de la quantification sur SPE des HAP l’effet de matrice n’était pas négligeable, il a donc a fallu quantifier directement sur matrice afin de s’affranchir des faibles rendements. De plus que ce soit dans l’eau ou dans l’air nous n’avons pas pu travailler sur des dopages de matrice réelle ce qui peut représenter un biais.
L’incertitude sur la mesure du béryllium 7 faite au laboratoire de Cherbourg Octeville dépend de l’efficacité relative du détecteur coaxial germanium, celle ci est fixée à 40 %. Les incertitudes sont données avec un facteur d’élargissement (k=2).