L'objectif de la modélisation de la pollution de l'air est l'estimation des concentrations de polluants extérieurs causées, par exemple, par les processus de production industrielle, les rejets accidentels ou le trafic. La modélisation de la pollution atmosphérique est utilisée pour déterminer la concentration totale d'un polluant, ainsi que pour trouver la cause de niveaux extraordinairement élevés. Pour les projets en phase de planification, la contribution supplémentaire à la charge existante peut être estimée à l'avance et les conditions d'émission peuvent être optimisées.

Figure 1. Système mondial de surveillance de l'environnement/Gestion de la pollution atmosphérique

Selon les normes de qualité de l'air définies pour le polluant considéré, des valeurs moyennes annuelles ou des pics de concentration de courte durée sont intéressants. Habituellement, les concentrations doivent être déterminées là où les gens sont actifs, c'est-à-dire près de la surface à une hauteur d'environ deux mètres au-dessus du sol.

Paramètres influençant la dispersion des polluants

Deux types de paramètres influencent la dispersion des polluants : les paramètres sources et les paramètres météorologiques. Pour les paramètres sources, les concentrations sont proportionnelles à la quantité de polluant qui est émise. S'il s'agit de poussière, le diamètre des particules doit être connu pour déterminer la sédimentation et le dépôt du matériau (VDI 1992). Comme les concentrations en surface sont plus faibles avec une plus grande hauteur de cheminée, ce paramètre doit également être connu. De plus, les concentrations dépendent de la quantité totale de gaz d'échappement, ainsi que de sa température et de sa vitesse. Si la température des gaz d'échappement dépasse la température de l'air ambiant, le gaz sera soumis à une flottabilité thermique. Sa vitesse d'échappement, qui peut être calculée à partir du diamètre intérieur de la cheminée et du volume des gaz d'échappement, provoquera une flottabilité dynamique. Des formules empiriques peuvent être utilisées pour décrire ces caractéristiques (VDI 1985; Venkatram et Wyngaard 1988). Il faut souligner que ce n'est pas la masse du polluant en question mais celle du gaz total qui est responsable de la flottabilité thermique et dynamique.

Les paramètres météorologiques qui influencent la dispersion des polluants sont la vitesse et la direction du vent, ainsi que la stratification thermique verticale. La concentration de polluant est proportionnelle à l'inverse de la vitesse du vent. Ceci est principalement dû au transport accéléré. De plus, le mélange turbulent augmente avec la vitesse du vent. Comme les soi-disant inversions (c'est-à-dire les situations où la température augmente avec la hauteur) entravent le mélange turbulent, des concentrations de surface maximales sont observées lors d'une stratification très stable. Au contraire, les situations convectives intensifient le mélange vertical et présentent donc les valeurs de concentration les plus faibles.

Les normes de qualité de l'air - par exemple, les valeurs moyennes annuelles ou les 98 centiles - sont généralement basées sur des statistiques. Par conséquent, des données de séries chronologiques pour les paramètres météorologiques pertinents sont nécessaires. Idéalement, les statistiques devraient être fondées sur dix années d'observation. Si seules des séries chronologiques plus courtes sont disponibles, il convient de s'assurer qu'elles sont représentatives pour une période plus longue. Cela peut être fait, par exemple, par l'analyse de séries chronologiques plus longues provenant d'autres sites d'observation.

La série chronologique météorologique utilisée doit également être représentative du site considéré, c'est-à-dire qu'elle doit refléter les caractéristiques locales. Ceci est particulièrement important en ce qui concerne les normes de qualité de l'air basées sur les fractions maximales de la distribution, comme les 98 centiles. Si aucune série chronologique de ce type n'est disponible, un modèle de flux météorologique peut être utilisé pour en calculer une à partir d'autres données, comme cela sera décrit ci-dessous.

Le programme Global Atmospheric Watch (GAW) (Miller et Soudine 1994) fournit des données et d'autres informations sur la composition chimique et les caractéristiques physiques connexes de l'atmosphère, ainsi que leurs tendances, dans le but de comprendre la relation entre l'évolution de la composition atmosphérique et les changements de la et le climat régional, le transport atmosphérique à longue distance et le dépôt de substances potentiellement nocives sur les écosystèmes terrestres, d'eau douce et marins, et le cycle naturel des éléments chimiques dans le système global atmosphère/océan/biosphère, et les impacts anthropiques sur ceux-ci. Le programme GAW comprend quatre domaines d'activité : le système mondial d'observation de l'ozone (GO3OS), la surveillance mondiale de la composition atmosphérique de fond, y compris le réseau de surveillance de la pollution atmosphérique de fond (BAPMoN) ; la dispersion, le transport, la transformation chimique et le dépôt de polluants atmosphériques sur terre et sur mer à différentes échelles de temps et d'espace ; échange de polluants entre l'atmosphère et les autres compartiments de l'environnement ; et surveillance intégrée. L'un des aspects les plus importants du GAW est la création de centres d'activités scientifiques d'assurance qualité pour superviser la qualité des données produites dans le cadre du GAW.

Concepts de modélisation de la pollution atmosphérique

Comme mentionné ci-dessus, la dispersion des polluants dépend des conditions d'émission, du transport et du mélange turbulent. L'utilisation de l'équation complète qui décrit ces caractéristiques est appelée modélisation de la dispersion eulérienne (Pielke 1984). Par cette approche, les gains et les pertes du polluant en question doivent être déterminés en tout point d'une grille spatiale imaginaire et à des pas de temps distincts. Comme cette méthode est très complexe et demande beaucoup de temps informatique, elle ne peut généralement pas être utilisée de manière routinière. Cependant, pour de nombreuses applications, il peut être simplifié en utilisant les hypothèses suivantes :

• aucun changement des conditions d'émission avec le temps

• aucun changement des conditions météorologiques pendant le transport

• vitesse du vent supérieure à 1 m/s.

Dans ce cas, l'équation mentionnée ci-dessus peut être résolue analytiquement. La formule résultante décrit un panache avec une distribution de concentration gaussienne, le soi-disant modèle de panache gaussien (VDI 1992). Les paramètres de distribution dépendent des conditions météorologiques et de la distance sous le vent ainsi que de la hauteur de la cheminée. Ils doivent être déterminés empiriquement (Venkatram et Wyngaard 1988). Les situations où les émissions et/ou les paramètres météorologiques varient considérablement dans le temps et/ou dans l'espace peuvent être décrites par le modèle bouffé gaussien (VDI 1994). Selon cette approche, des bouffées distinctes sont émises à des pas de temps fixes, chacune suivant sa propre trajectoire en fonction des conditions météorologiques actuelles. Sur son chemin, chaque bouffée grossit selon un brassage turbulent. Là encore, les paramètres décrivant cette croissance doivent être déterminés à partir de données empiriques (Venkatram et Wyngaard 1988). Il faut toutefois souligner que pour atteindre cet objectif, les paramètres d'entrée doivent être disponibles avec la résolution nécessaire dans le temps et/ou dans l'espace.

Concernant les rejets accidentels ou les études de cas uniques, un modèle lagrangien ou particulaire (Directive VDI 3945, partie 3) est recommandée. Le concept consiste donc à calculer les trajectoires de nombreuses particules, chacune représentant une quantité fixe du polluant en question. Les trajets individuels sont composés de transport par le vent moyen et de perturbations stochastiques. En raison de la partie stochastique, les chemins ne concordent pas entièrement, mais décrivent le mélange par turbulence. En principe, les modèles lagrangiens sont capables de considérer des conditions météorologiques complexes - en particulier, le vent et la turbulence ; les champs calculés par les modèles de flux décrits ci-dessous peuvent être utilisés pour la modélisation de la dispersion lagrangienne.

Modélisation de la dispersion en terrain complexe

Si les concentrations de polluants doivent être déterminées dans un terrain structuré, il peut être nécessaire d'inclure les effets topographiques sur la dispersion des polluants dans la modélisation. Ces effets sont, par exemple, le transport suivant la structure topographique, ou les systèmes de vent thermique comme les brises de mer ou les vents de montagne, qui changent la direction du vent au cours de la journée.

Si de tels effets se produisent à une échelle beaucoup plus grande que la zone du modèle, l'influence peut être considérée en utilisant des données météorologiques qui reflètent les caractéristiques locales. Si de telles données ne sont pas disponibles, la structure tridimensionnelle imprimée sur l'écoulement par la topographie peut être obtenue en utilisant un modèle d'écoulement correspondant. Sur la base de ces données, la modélisation de la dispersion elle-même peut être effectuée en supposant une homogénéité horizontale comme décrit ci-dessus dans le cas du modèle de panache gaussien. Cependant, dans les situations où les conditions de vent changent de manière significative à l'intérieur de la zone du modèle, la modélisation de la dispersion elle-même doit tenir compte de l'écoulement tridimensionnel affecté par la structure topographique. Comme mentionné ci-dessus, cela peut être fait en utilisant une bouffée gaussienne ou un modèle lagrangien. Une autre façon consiste à effectuer la modélisation eulérienne plus complexe.

Pour déterminer la direction du vent en accord avec le terrain topographiquement structuré, une modélisation de masse cohérente ou diagnostique peut être utilisée (Pielke 1984). Avec cette approche, l'écoulement est adapté à la topographie en variant le moins possible les valeurs initiales et en gardant sa masse constante. Comme il s'agit d'une approche qui conduit à des résultats rapides, elle peut également être utilisée pour calculer des statistiques de vent pour un certain site si aucune observation n'est disponible. Pour ce faire, les statistiques de vent géostrophique (c'est-à-dire les données d'altitude des radiosondes) sont utilisées.

Si, toutefois, les systèmes éoliens thermiques doivent être examinés plus en détail, des modèles dits pronostiques doivent être utilisés. En fonction de l'échelle et de la pente de la zone du modèle, une approche hydrostatique, ou encore plus complexe non hydrostatique, est appropriée (VDI 1981). Les modèles de ce type nécessitent beaucoup de puissance informatique, ainsi que beaucoup d'expérience dans l'application. La détermination des concentrations sur la base des moyennes annuelles n'est généralement pas possible avec ces modèles. Au lieu de cela, les études des pires cas peuvent être réalisées en considérant une seule direction du vent et les paramètres de vitesse du vent et de stratification qui entraînent les valeurs de concentration en surface les plus élevées. Si ces valeurs les plus défavorables ne dépassent pas les normes de qualité de l'air, des études plus détaillées ne sont pas nécessaires.

Figure 2. Structure topographique d'une région modèle

Les figures 2, 3 et 4 montrent comment le transport et la distribution des polluants peuvent être présentés en relation avec l'influence des climatologies du terrain et du vent dérivées de la prise en compte des fréquences des vents de surface et géostrophiques.

Figure 3. Distributions de fréquence de surface déterminées à partir de la distribution de fréquence géostrophique

Figure 4. Concentrations moyennes annuelles de polluants pour une région hypothétique calculées à partir de la distribution des fréquences géostrophiques pour des champs de vent hétérogènes

Modélisation de la dispersion en cas de sources faibles

Compte tenu de la pollution de l'air causée par des sources basses (c'est-à-dire des hauteurs de cheminée de l'ordre de la hauteur des bâtiments ou des émissions du trafic routier), l'influence des bâtiments environnants doit être prise en compte. Les émissions du trafic routier seront piégées dans une certaine mesure dans les canyons de la rue. Des formulations empiriques ont été trouvées pour décrire cela (Yamartino et Wiegand 1986).

Les polluants émis par une cheminée basse située sur un bâtiment seront captés dans la circulation sous le vent du bâtiment. L'étendue de cette circulation sous le vent dépend de la hauteur et de la largeur du bâtiment, ainsi que de la vitesse du vent. Par conséquent, les approches simplifiées pour décrire la dispersion des polluants dans un tel cas, basées uniquement sur la hauteur d'un bâtiment, ne sont généralement pas valables. L'étendue verticale et horizontale de la circulation sous le vent a été obtenue à partir d'études en soufflerie (Hosker 1985) et peut être mise en œuvre dans des modèles de diagnostic cohérents en masse. Dès que le champ d'écoulement est déterminé, il permet de calculer le transport et le mélange turbulent du polluant émis. Cela peut être fait par modélisation de dispersion lagrangienne ou eulérienne.

Des études plus détaillées - concernant les rejets accidentels, par exemple - ne peuvent être réalisées qu'en utilisant des modèles d'écoulement et de dispersion non hydrostatiques au lieu d'une approche diagnostique. Comme ceci, en général, exige une puissance informatique élevée, une approche du pire des cas telle que décrite ci-dessus est recommandée avant une modélisation statistique complète.

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