retour à l'accueil nouvelle fenêtre vers www.appa.asso.fr Pollution atmosphérique, climat, santé, société

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Modélisation des particules dans l’atmosphère ambiant

Christian Seigneur et Emmanuelle Cohen

p. 255-273

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Texte intégral

Introduction

Réglementations sur les concentrations en particules atmosphériques

Des réglementations visant à limiter les concentrations atmosphériques en particules (PM) ont été définies dans de nombreux pays. Historiquement, les particules atmosphériques ont été réglementées en tant que fumées noires ou quantité totale en suspension. Plus récemment, des pays ont introduit la notion de particules susceptibles d'être inhalées, définies comme les particules de diamètre aérodynamique inférieur à 10 µm (PM10), et la notion de particules plus fines, de diamètre aérodynamique inférieur à 2,5 µm (PM2.5). Il faut noter que les PM10 et PM2,5 sont appelées particules fines et très fines, respectivement, en Europe, alors qu'en Amérique du Nord, les particules fines sont les PM2,5 et les particules ultrafines sont les PM0,1.

Il existe des effets possibles des PM sur la santé, la visibilité atmosphérique, les perturbations du bilan radiatif atmosphérique et la dégradation des bâtiments et des monuments. Certaines réglementations ont été développées afin de répondre à certains de ces effets. Nous résumons dans le tableau 1, p. 256, les réglementations existantes sur les PM en France, en Union européenne et en Amérique du Nord, et discutons quelques points importants s'y rapportant.

France

Actuellement, la réglementation porte sur les PM10 et les fumées noires. Les concentrations en PM10 sont mesurées par les réseaux de surveillance de la qualité de l'air soit par prélèvement sur filtre avec mesure gravimétrique associée, soit à l'aide d'appareils TEOM (Tapered Element Oscillating Micro balance). Les prélèvements sur filtre demandent un moyennage sur plusieurs heures (normalement 24 heures) tandis que les mesures TEOM sont en continu. Ces deux méthodes donnent des résultats qui parfois diffèrent à cause de conditions de prélèvement différentes ; ces différences peuvent être réduites dans une certaine mesure en contrôlant les conditions de prélèvement [1]. Les fumées noires sont réglementées par la norme NF X43-005.

Union européenne

La directive européenne 1999/30/CE du 22 avril 1999 [2] définit deux phases pour la réglementation des PM10 dans l'air. La première phase s'étend du 1-01-2001 au 1-01-2005, la deuxième, du 1-01-2005 au 1-01-2010. Les valeurs seuil ( voir Tableau 1, p. 256) doivent être atteintes progressivement à l'échéance de chaque phase.

Une révision de la directive est prévue fin 2003 et devrait modifier les réglementations sur les PM. Les valeurs limites des PM10 pourront être modifiées, des valeurs seuil pour les PM2,5 pourront être introduites pour la première fois, voire la distinction entre composants primaires et secondaires prise en compte. La norme EN 12341 décrit une méthode de mesure par pesée de filtres surlesquels on a prélevé par gravimétrie des PM10 : il s'agit donc d'une mesure intégrée dans le temps. Il ne semble pas exister de norme sur la détermination en continu des teneurs en PM10·

États-Unis

L'Agence pour la protection de l'environnement des États-Unis (EPA, Environmental Protection Agency) a promulgué de nouveaux seuils réglementaires de concentrations de PM en 1997. Ces seuils réglementent les concentrations moyennes sur 24 heures et les moyennes annuelles en PM2,5 et PM10 ( voir Tableau 1). Les concentraions sont mesurées par une méthode grav1metnque sur un filtre soumis à des conditions standard de température (de 15 à 30 °C) et d'humidité relative (de 30 40 % qui peut descendre à 20 % dans le cas où l'humidité relative dans l'air ambiant est inférieure à 30 %) :

Tableau 1. Réglementations sur les particules atmosphériques en France et en Amérique du Nord.

Fumées noires

PM10

PM2,5

Valeur journalière

Valeur annuelle

Valeur journalière

Valeur annuelle

Valeur journalière

Valeur annuelle

FRANCE

Valeurs guides

100‑150 µg/m3

40‑60 µg/m3(a)

30 µg/m3

-

-

Valeurs limites

250 µg/m3 (P98)

125 µg/m3
(seuil d'alerte)

-

-

80µg/m3
(P50
)(b)

130 µg/m3
(P50,hiver)
(b)

UNION EUROPÉENNE

Phase 1(d'ici à 2005)

-

-

50 µg/m3 (P90)(b)

40 µg/m3

Phase 2 (d'ici à 2010)

-

-

50 µg !m3 (P98)(b)

20 µg/m3

ÉTATS-UNIS

-

-

150 µg/m3
(moyenne
arithmétique
du P99
(b)
annuel
sur 3 ans)

50 µg/m3
(moyenne
arithmétique
des valeurs
annuelles
sur 3 ans)

65 µg/m3
(moyenne
arithmétique
du P98
(b) annuel
sur 3 ans)

15µg/m3
(moyenne
arithmétique des valeurs annuelles sur 3 ans)

CANADA

-

-

-

-

30 µg/m3
(moyenne
arithmétique
du P98
(b)
annuel
sur 3 ans)

(a) année tropique (1er avril au 31 mars).

(b) Px :percentile x.

Les seuils s'appliquent suivant les cas à tous les sites, à une moyenne sur les sites , ou à certains types de sites (dédiés à l'exposition des populations, par exemple). Une révision de ces seuils aura peut-être lieu en 2003.

L'EPA a également promulgué une réglementation sur la visibilité dans les parcs nationaux et espaces naturels (espaces de classe 1). Elle porte sur une amélioration de la visibilité des jours les 20 % les pires vis-à-vis de la visibilité tout en maintenant la qualité des 20 % les meilleurs. La visibilité est dans ce cas établie en fonction d'un coefficient d'extinction lui-même calculé à partir des concentrations en composants des PM sur 24 heures [sulfates, nitrates, ammonium, « black carbon » (aussi appelé « elemental carbon » ou suie]. carbone organique , autres espèces chimiques). C'est à notre connaissance, la seule réglementation qui aborde aussi précisément la composition des PM. Il faut cependant noter que si les concentrations limites des PM2,5 portent sur les concentrations massiques totales, les réseaux de surveillance des PM2,5 en Amérique du Nord doivent mesurer leur composition chimique afin de pouvoir déterminer les composants principaux et permettre de définir ainsi des stratégies de réduction des émissions qui tiennent compte de ces composants.

Canada

La valeur seuil utilisée au Canada concerne seulement les concentrations de PM2,5 mesurées sur 24 heures. Cette valeur seuil doit être atteinte d'ici 2010 . La méthode de mesure n'a pas encore été spécifiée mais devrait l'être au début de l'année 2003.

Composés primaires et secondaires

Une particule atmosphérique contient un composant primaire qui a été émis dans l'atmosphère en tant que particule solide ou liquide et un ou plusieurs composants secondaires qui ont été formés dans l'atmosphère par la conversion de gaz en matière particulaire. Cette conversion peut avoir lieu par nucléation (création d'une nouvelle particule) ou par condensation (formation des composants secondaires sur une particule existant déjà).

Les particules primaires peuvent inclure, par exemple, des composés telluriques, du sel de mer, et des produits de combustion (suie, espèces organiques, métaux). Les composés particulaires secondaires comprennent  principalement les sulfates formés par l'oxydation du dioxyde de soufre (SO2 et du diméthylsulfure (OMS), les nitrates formés par l'oxydation des oxydes d'azote (NOx), l'ammonium qui s'associe aux sulfates et nitrates et provient de la condensation de l'ammoniac (NH3), et des composés organiques formés par l'oxydation de composés organiques volatils (COV) de sources anthropiques ou biogéniques. Puisque ces procédés d'oxydation dépendent des concentrations d'espèces oxydantes telles que l'ozone (O3). le peroxyde d'hydrogène (H202) et les radicaux hydroxyles (OH), il est nécessaire de simuler aussi les réactions entre les NOx. COV et le monoxyde de carbone (CO) qui gouvernent la formation de ces oxydants.

Les réactions chimiques qui produisent des composés particulaires secondaires peuvent avoir lieu en phase gazeuse ou aqueuse (c'est-à-dire dans les nuages ou les brouillards), ou de façon hétérogène sur la surface des particules.

La modélisation mathématique des particules doit traiter aussi bien les particules primaires que les gaz qui mènent à la formation de produits particulaires secondaires.

La problématique PM et le transport routier

Le transport routier contribue à la fois à l'émission de particules primaires et à l'émission de composés gazeux susceptibles de se transformer en produits secondaires particulaires.

Actuellement, la réglementation et les efforts des constructeurs automobiles contribuent à limiter les émissions des nouveaux véhicules. En effet, les émissions de CO, d'hydrocarbures imbrûlés ou évaporés, de NOx (NO2+NO), de PM ainsi que de fumées diesel doivent être inférieures à des seuils réglementaires imposés, différents suivant les pays. Ces contrôles sont réalisés sur des véhicules neufs suivant des procédures standardisées (conditions de température, cycles de conduite, etc.). C'est une condition pour autoriser la commercialisation d'un véhicule, si bien que ces aspects sont assurés par les constructeurs automobiles dès la conception des moteurs et véhicules. Il faut noter que ces réglementations ne permettent ni de prévoir les émissions effectives d'un véhicule dans la rue qui dépendent du type de trafic, du carburant utilisé, de l'entretien du véhicule, voire des pratiques de conduite de son conducteur, etc., ni de prévoir leur effet sur la qualité de l'air ambiant. Au cours de l'utilisation du véhicule après sa vente, des contrôles techniques sont effectués à divers moments de sa vie, sous la responsabilité du propriétaire. Mais dans ce cadre la liste des polluants suivis est bien plus restreinte (en France : CO et opacités des fumées diesel ; en Grèce : les hydrocarbures et le CO, etc.).

Il existe des estimations des émissions in situ en composés réglementés par diverses sources. Pour la France, le Centre interprofessionnel technique d'études de la pollution atmosphérique (CITEPA) publie chaque année des inventaires des émissions de polluants atmosphériques au titre de divers programmes liés à la qualité de l'air. Les derniers chiffres donnent la situation pour 2000 [3].

En ce qui concerne les précurseurs de composés secondaires, la contribution du trafic est généralement en baisse entre 1990 et 2000. En 10 ans, la contribution du transport routier au SO2 est passé de 10 % à 3 % dans un contexte de diminution de moitié des émissions totales de SO2, grâce à la diminution du taux de soufre dans les carburants. Pour les NOx, le transport routier demeure le principal contributeur, mais avec une contribution qui est passée de 57 % en 1990 à 51 % en 2000 (grâce à la généralisation des systèmes de dépollution par catalyse) dans un contexte de baisse des émissions totales en NOx de près de 25 %. En ce qui concerne les COV non méthaniques, les transports routiers contribuent de moins en moins à leurs émissions puisque l'on passe d'une contribution de 32 % en 1990 à 18 % en 2000, à nouveau dans un contexte de diminution de plus de 26 % de la quantité totale de COV anthropiques et biotiques (ou 31 % pour les COV anthropiques seulement). La contribution du transport s'est trouvée améliorée par l'introduction de techniques de réduction drastique des évaporations du réservoir et des circuits d'alimentation du moteur des véhicules essence ainsi que par l'augmentation du parc diesel. Par ailleurs, le transport est toujours le principal contributeur aux émissions de CO mais avec une contribution qui passe de 56 % en 1990 à 37 % en 2000 et, qui plus est, dans un contexte de baisse de moitié des émissions totales de CO pendant la décennie. L'exception à ces diminutions est le cas de l'ammoniac puisque la part du transport tend à augmenter en raison de l'usage des pots catalytiques dont la chimie entraîne la formation de NH3 et ce dans un contexte de (faible) hausse des émissions. Ce résultat doit être relativisé par le fait qu'en France l'ammoniac demeure encore largement émis par l'agriculture (98 % en 1990, 96 % en 2000).

La détermination des émissions de particules primaires est encore entachée d'une incertitude très élevée. Néanmoins, le CITEPA a estimé que le transport contribue à un peu plus de 11 % des particules totales, à 19 % des PM10, et à 24 % des PM2,5 [3].

La connaissance des seules émissions du transport routier, ainsi que des perspectives de diminution de celles-ci, ne permettrait pas mieux de prévoir a priori leur impact sur les concentrations atmosphériques en PM ou en ozone, l'une et l'autre étant fortement dépendantes d'interactions chimiques avec des éléments provenant d'autres sources (industrielles, résidentielles, agricoles, naturelles ...). La connaissance de l'impact des sources d'émission sur les concentrations et les compositions des PM est pourtant fondamentale afin d'assurer une stratégie de contrôle des émissions la plus efficace possible.

L'utilisation de modèles numériques représentant les principales étapes de la production de particules (composés primaires et secondaires) est, par conséquent, nécessaire si l'on veut réaliser des études d'impact et conduire des études prospectives afin de définir les stratégies optimales pour la maîtrise des émissions.

Modélisation des particules

Les principaux procédés qui gouvernent les concentrations des particules dans l'atmosphère ambiante sont résumés dans la figure 1. Nous discutons ci-dessous ces procédés dans le contexte de la simulation des particules atmosphériques.

Émissions

Un inventaire d'émissions pour la simulation des particules doit inclure bien sûr les particules primaires, mais aussi tous les composés chimiques gazeux qui peuvent mener à la formation de composés condensables ou d'oxydants. Ces composés gazeux comprennent les polluants suivants : NOx, COV , SO2, SO3 (ou H2SO4), CO et NH3  Une spéciation chimique est nécessaire pour les NOx (NO et NO2) et les COV (alcanes, alcènes, composés aromatiques, isoprène, monoterpènes , composés biogéniques oxygénés, aldéhydes, etc.). Un inventaire d'émissions des particules primaires doit séparer les PM2,5 et les PM10 et fournir, dans la mesure du possible, une spéciation chimique (par exemple, sulfates, suie, composés organiques et autres).

Météorologie

En raison de l'importance des processus humides pour la chimie des composants particulaires secondaires, la description des conditions météorologiques doit absolument prendre en compte les nuages, les brouillards et les précipitations.

Les modèles météorologiques qui peuvent fournir les champs tridimensionnels (3D) des vents, des températures, de la pression, de la vapeur d'eau, des nuages et des précipitations nécessaires aux simulations de la qualité de l'air sont diagnostiques ou pronostiques. Les modèles diagnostiques créent les champs météorologiques à partir d'interpolations de données météorologiques. Ces interpolations peuvent être totalement objectives ou peuvent utiliser des contraintes qui permettent, par exemple, d'assurer la conservation de la masse ou de prendre en compte l'effet du relief. Les modèles pronostiques utilisent les équations fondamentales de la conservation de la masse, de la chaleur et de la quantité de mouvement. Certains modèles pronostiques utilisent l'hypothèse d'une atmosphère hydrostatique qui permet de négliger les accélérations verticales par rapport à la force de gravité. Cette hypothèse n'est pas valable pour la simulation de phénomènes à des échelles spatiales fines (moins de 5 à 10 km) tels que l'effet de nuages convectifs , les régions à fort relief et les zones côtières avec brises de mer. Dans ces cas, il est préférable d'utiliser des modèles non hydrostatiques. La précision des modèles pronostiques peut être considérablement améliorée par l'utilisation de techniques d'assimilation de données expérimentales [4].

Figure 1. Description schématique des principaux phénomènes qui gouvernent les concentrations ambiantes de particules atmosphériques.

En général, les modèles diagnostiques sont utilisés pour des conditions météorologiques relativement simples (faible relief, absence de fronts, etc.) et où les données météorologiques sont suffisantes pour représenter la région étudiée. Cependant, les modèles pronostiques sont de plus en plus utilisés car la pollution par les particules atmosphériques couvre des régions assez vastes et demande souvent la caractérisation de plusieurs saisons avec des météorologies complexes.

La simulation des nuages et brouillards est très importante car certaines espèces condensables (sulfates, nitrates et certains composés organiques) sont formées plus rapidement en présence de gouttelettes. Le rayonnement solaire est également modifié par la présence de nuages. Enfin, les précipitations peuvent réduire considérablement les concentrations de particules soit par activation en gouttelettes dans les nuages, soit par lessivage sous les nuages qui précipitent sous forme de pluie. Malheureusement , les modèles météorologiques ont généralement beaucoup de difficultés à prédire les emplacements et périodes exacts où les nuages se trouvent et où les précipitations se produisent, surtout dans des conditions complexes (en région montagneuse, par exemple).

Transport et dispersion

Les phénomènes de transport des polluants atmosphériques sont généralement décomposés en deux types : ceux qui peuvent être représentés par les champs de vent moyen et ceux qui doivent être représentés en tant que fluctuations turbulentes autour de ces valeurs moyennes.

Dans les modèles de qualité de l'air, le transport associé au champ de vent moyen est généralement décomposé en deux termes : un transport advectif (3D) qui est résolu par la maille du modèle et un transport convectif (par exemple en présence de cumulus) qui est traité à une résolution inférieure à la maille du modèle, en mode sous-maille, de façon paramétrique. La simulation du transport advectif crée des problèmes numériques car l'équation mène à la diffusion numérique et dans certains cas à des phénomènes d'oscillations. Des algorithmes ont été développés pour minimiser cette diffusion numérique et ces oscillations mais leur performance doit être étudiée pour une grande variété de conditions afin de s'assurer de leur précision.

La simulation de la turbulence atmosphérique est un problème extrêmement difficile car son aspect aléatoire est simplifié au moyen d'algorithmes qui sont par nécessité souvent déterministes. Dans de nombreux modèles 3D, la « fermeture » de l'équation de transport turbulent est résolue au premier ordre (K-diffusion). Une fermeture d'un ordre plus élevé, telle que le permet l'utilisation d'algorithmes représentant l'énergie cinétique turbulente (TKE), est employée dans quelques modèles. Une autre méthodologie utilisée pour des conditions atmosphériques instables est le mélange convectif asymétrique dans lequel le transport vertical des polluants est effectué entre des couches du modèle qui ne sont pas nécessairement adjacentes.

Transformations chimiques

Simuler la formation des espèces chimiques condensables demande de prendre en compte les réactions de la phase gazeuse qui forment des oxydants et des produits condensables, les réactions de la phase aqueuse qui forment des composés qui peuvent passer en phase particulaire après l'évaporation des gouttelettes de nuage ou brouillard, et les réactions hétérogènes qui prennent place à la surface des particules.

Chimie de la phase gazeuse

Les réactions de la phase gazeuse qui doivent être simulées dans un modèle de particules comprennent les réactions qui mènent à la formation d'espèces oxydantes telles que l'ozone (O3) , le peroxyde d'hydrogène (H2O2), les radicaux hydroxyles (OH) et les radicaux nitrates (NO3) , ainsi que les réactions qui mènent à l'oxydation du SO2 en sulfates, des NOx en nitrates et des COV en composés organiques condensables.

Les oxydants sont formés quand les NOx et COV réagissent en présence de rayonnement solaire. Plusieurs mécanismes chimiques ont été développés pour simuler ce genre de réactions. Ils diffèrent principalement par leur façon de traiter la chimie des COV qui demande quelques simplifications en raison du très grand nombre de COV et de leurs produits.

La formation des espèces minérales condensables est bien connue ( voir Figure 2 , p. 260). Pendant la journée , les radicaux OH peuvent oxyder SO2 et NO2 en acide sulfurique (H2SO4) et en acide nitrique (HNO3) respectivement (ces réactions peuvent aussi avoir lieu la nuit sous certaines conditions mais avec une cinétique beaucoup plus lente). De nuit, la réaction de NO2 avec O3 forme des radicaux NO3 (ces radicaux sont détruits par photolyse très rapidement pendant la journée suivante). Les radicaux NO3 réagissent avec NO2 pour former N2O5 qui peut soit se décomposer en ses précurseurs, soit être hydrolysé en HNO3. Les radicaux NO3 peuvent aussi réagir avec certains COV pour former HNO3.

La formation des espèces organiques condensables est beaucoup plus complexe et, par conséquent, moins bien connue. Les COV précurseurs peuvent être anthropiques aussi bien que biogéniques. Parmi les COV anthropiques, les alcanes, alcènes et aldéhydes à longues chaînes et les composés aromatiques peuvent donner lieu à des produits condensables.

Figure 2. Description simplifiée de la formation en phase gazeuse de H2SO4 et de HNO3.

Parmi les COV biogéniques, les terpènes , sesquiterpènes et certains composés oxygénés produisent des espèces condensables. En revanche, l'isoprène et le méthylbuténol (MBO) qui sont des précurseurs d'O3 ne produisent pas d'aérosols. Les COV sont oxydés principalement par les radicaux OH de jour et par les radicaux NO3 de nuit et, dans le cas des alcènes et terpènes, par O3.

Chimie de la phase aqueuse

L'oxydation du SO2 en sulfates est beaucoup plus rapide en phase aqueuse qu'en phase gazeuse. Elle a lieu principalement par réaction du SO2 dissous (sulfite et bisulfite) avec O3, H2O2 et O2 (cette dernière réaction étant catalysée par le fer et le manganèse).

En présence de gouttelettes, l'hydrolyse de N2O5 en nitrate est accélérée et les radicaux NO3 peuvent être convertis en ions nitrates. D'autres réactions minérales peuvent aussi être importantes sous certaines conditions [5]. Des auteurs ont suggéré que la formation d'espèces organiques condensables se produit aussi dans la phase aqueuse [6, 7].

La chimie de la phase aqueuse influence aussi la formation des oxydants. L'effet des nuages sur la formation de l'O3 fut d'abord identifié par Seigneur et Saxena [8] et a été étudié par d'autres groupes depuis [9, 10].

Les particules de sel marin et de poussières telluriques peuvent avoir une influence importante sur la chimie des gouttelettes, car 1) elles peuvent modifier le pH des gouttelettes (et, par conséquent, la cinétique de certaines réactions) et 2) leurs composants (chlore, métaux lourds) peuvent aussi contribuer à l'oxydation du SO2

Réactions hétérogènes

Dans certaines régions du globe, les concentrations de poussières peuvent être très élevées (de l'ordre de plusieurs centaines de µg/m3). Ces poussières peuvent alors influencer la formation des oxydants et des acides [11, 12]. Par exemple, le transport de sable du Sahara vers le sud de l'Europe peut être une source suffisante de poussières pour modifier la cinétique de certaines réactions. Les réactions hétérogènes importantes comprennent la neutralisation du SO2 par les poussières calcaires, la combinaison de radicaux HO2 pour former H2O2, la transformation du NO2 en HNO2 et HNO3, la conversion de radicaux NO3 en HNO3, et l'hydrolyse de N2O5 en HNO3 [10, 11].

Équilibres gaz/particules

Les espèces condensables sont distribuées entre la phase gazeuse et la phase particulaire selon leur propriétés thermodynamiques , la composition chimique des particules, la température ambiante et l'humidité relative. Pour les particules PM2,5, l'équilibre gaz/particules est atteint assez rapidement. En revanche, pour les particules plus grosses, la diffusion entre la phase gazeuse et la surface des particules est trop lente pour qu'on fasse l'hypothèse d'équilibre instantané et elle doit être prise en compte.

La conversion de molécules gazeuses en phase particulaire a lieu soit par nucléation (c'est-à-dire formation d'une nouvelle particule), soit par condensation (augmentation de la masse d'une particule existante). La nucléation n'est importante que pour des espèces qui ont une pression de vapeur saturante extrêmement faible (par exemple H2SO4) et encore, seulement dans le cas où le taux de production de la vapeur est très élevé et l'atmosphère assez propre. Sinon la condensation sur les particules ambiantes prévaut.

Composés minéraux

H2SO4 a une pression de vapeur saturante tellement faible qu'il est essentiellement en phase particulaire. Là, il peut être neutralisé par NH3 et former des sels d'ammonium ( voir Tableau 2a, p. 262). Ces sels sont déliquescents et absorbent l'eau quand l'humidité croît. HNO3, par contre, a une pression de vapeur saturante assez élevée et ne passe en phase particulaire que par dissolution dans des particules aqueuses ou par réaction avec un composé gazeux, NH3, ou des composés particulaires (sel de mer, poussières calcaires) (voir Tableau 2b, p. 262) .

Les équilibres gaz/particules des composés minéraux sont calculés soit en minimisant l'énergie de Gibbs du système, soit en résolvant les équations des équilibres chimiques. Les modèles thermodynamiques les plus simples ne traitent que sulfate, nitrate, ammonium, et eau, alors que les modèles les plus avancés traitent aussi sodium, potassium, calcium, magnésium, chlore et carbonate (c'est-à-dire, le sel de mer et les poussières telluriques).

Composés organiques

Les composés organiques peuvent passer en phase particulaire par nucléation (si leur pression de vapeur saturante est très faible), par condensation (quand leur pression partielle dépasse leur pression de vapeur saturante), par adsorption sur la surface de certaines particules (suies), par absorption dans des particules organiques, et enfin par dissolution dans des particules aqueuses. Les processus prédominants dans les changements de phase dépendent de la nature du composé organique en jeu.

Granulométrie

Les phénomènes qui gouvernent la granulométrie des particules comprennent la nucléation (formation de nouvelles particules ultrafines). la coagulation (collision et agglomération de deux particules pour former une nouvelle particule) et les conversions gaz/particules telles que condensation (passage en phase particulaire) et évaporation (passage en phase gazeuse) . De plus, des transformations intra particulaires telles que des changements de phase (solide/liquide) modifient la masse volumique des particules et, indirectement, leur dynamique et leur granulométrie.

La nucléation de nouvelles particules augmente la masse et le nombre des particules. Les phénomènes qui mènent à la nucléation sont encore assez mal connus. Woo et al. [13] ont mesuré la nucléation de particules et ont identifié trois régimes principaux selon la taille des nouvelles particules. Un de ces régimes (particules de diamètre de 3 à 10 nm) a pu être associé à la nucléation de molécules de H2SO4, NH3 et H2O [14], mais les deux autres régimes (de 10 à 30 nm et de 30 à 45 nm) restent pour l'instant mystérieux et, par conséquent, ne sont pas simulés. La coagulation ne change pas la masse particulaire mais décroît le nombre des particules et modifie le spectre des tailles vers des particules plus grosses. La coagulation est généralement assez lente pour qu'on néglige son effet sur les transformations des particules. Elle peut cependant être importante si l'on veut suivre l'évolution de particules primaires de composition différente à des échelles régionales.

Les phénomènes de condensation et d'évaporation ne changent pas le nombre de particules mais ils modifient la masse particulaire ainsi que le spectre des tailles.

Tableau 3. Résumé des principales caractéristiques de modèles de qualité de l'air pour les PM.

La composition chimique des particules varie en général selon leur taille. Par exemple, le nitrate d'ammonium qui est formé par la condensation des composés gazeux HNO3 et NH3 se trouve principalement dans les PM2,5 alors que le nitrate de sodium qui se forme quand HNO3 réagit avec les particules de sel marin se trouve principalement dans les particules plus grosses. De plus, des particules qui ont la même taille peuvent avoir des compositions chimiques différentes en raison d'origines (émissions) et d'évolutions (condensation) différentes.

Dépôts

Les particules disparaissent de l'atmosphère par dépôts secs ou humides. Ces phénomènes sont donc très importants car ils influencent fortement la durée de vie des particules atmosphériques et, par conséquent, leurs concentrations ambiantes.

Dépôts secs

Les dépôts secs ont lieu quand les gaz ou particules entrent en contact avec des surfaces (végétation, sol, bâtiments). Le phénomène peut être décomposé en trois étapes successives : un transport par mélange turbulent qui met les polluants gazeux ou particulaires près de la surface, un transport par diffusion brownienne qui transfère les polluants sur la surface et, pour les gaz, une réaction ou adsorption sur la surface. Les grosses particules sont aussi influencées par la gravité, et la sédimentation de ces particules doit donc être prise en compte séparément [15]. La vitesse de dépôt des particules dépend fortement de leur taille. Les plus petites particules sont déposées rapidement par mouvements browniens et les plus grosses particules sont déposées rapidement par sédimentation. En revanche, tes particules de diamètre entre 0,1 et 1 µm peuvent rester dans l'atmosphère pendant plusieurs jours avant d'être déposées.

Dépôts humides

Les précipitations (pluie, neige, grêle, dépôts occultes des nuages de montagne et brouillards) mènent aux dépôts humides des gaz solubles et des particules. Les particules peuvent entrer dans le nuage et servir de noyaux de condensation pour la formation de gouttelettes ou peuvent entrer en collision avec des gouttelettes soit dans le nuage, soit sous le nuage (gouttes de pluie). Ces phénomènes dépendent fortement de la taille des particules. Les particules de diamètre inférieur à 0,35 µm sont moins souvent activées en gouttelettes que les particules plus grosses. La collision avec les gouttelettes est aussi plus fréquente avec les particules très petites (mouvements browniens) ou très grosses (inertie) et les particules de diamètre entre 0, 1 et 1 µm sont déposées par les précipitations beaucoup plus lentement que les autres.

Les outils de simulation

La simulation des particules atmosphériques doit permettre de traiter des problèmes qui couvrent des échelles spatiales et temporelles considérables. D'une part, la durée de vie d'une particule fine dans l'atmosphère en l'absence de précipitation est de plus d'une semaine. Le transport à longue distance peut donc jouer un rôle important et il est nécessaire de pouvoir simuler des régions qui couvrent plusieurs centaines de kilomètres, voire plusieurs milliers de kilomètres. D'autre part, l'exposition à des concentrations élevées de particules peut avoir lieu près de certaines sources d'émissions telles que les voies routières et il est souhaitable de pouvoir aussi représenter cette pollution de proximité à des échelles de l'ordre de quelques mètres. Les réglementations qui ont été mentionnées en introduction couvrent des échelles de temps qui s'étendent de la journée à plusieurs années. De plus, l'étude de certains phénomènes  particulaires  demande  une  résolution beaucoup plus fine (une heure ou moins). Par conséquent, il faudrait pouvoir disposer de modèles susceptibles de fournir des données de sortie avec une résolution horaire, tout en simulant des périodes qui couvrent au minimum plusieurs jours et, si possible, une ou plusieurs années.

Nous proposons une méthodologie à deux vitesses pour simuler les particules atmosphériques. D'une part, des modèles 3D à maillage spatial peuvent être utilisés pour simuler la pollution de fond à des échelles spatiales qui couvrent des étendues de plusieurs milliers de kilomètres mais qui offrent une résolution horizontale (taille de la maille) de l'ordre du kilomètre ; ces modèles ont généralement un pas de temps horaire mais peuvent simuler des périodes allant de quelques jours jusqu'à une année. D'autre part, des modèles de dispersion de panache peuvent être utilisés pour simuler la pollution de proximité.

Pollution de fond

Il existe plusieurs types de modèles mathématiques qui permettent de simuler la pollution de fond. Les modèles eulériens (qui utilisent une maille fixe dans l'espace) et les modèles lagrangiens (qui suivent une trajectoire moyenne du vent) représentent les deux catégories principales de modèles. Seigneur et al. [16] ont recommandé l'utilisation de modèles eulériens pour la simulation des particules et nous analysons ci-dessous les caractéristiques principales des modèles de ce type actuellement disponibles. Notre discussion sera spécialisée dans les aspects qui sont spécifiques aux particules car ceux liés aux phénomènes de transport, de nuages et de dépôts ont été traités auparavant pour les modèles qui simulent la formation de l'ozone [17] ou les pluies acides [18].

Les mécanismes chimiques

Les mécanismes chimiques utilisés pour simuler la pollution atmosphérique en phase gazeuse peuvent être catégorisés de la façon suivante.

• Mécanismes détaillés qui comprennent de l'ordre d'un millier d'espèces chimiques et plusieurs milliers de réactions  (par exemple : MCM V2.0  avec 3 603 espèces et 10 500 réactions [19]).

• Mécanismes réduits qui utilisent les groupes organiques fonctionnels pour représenter la chimie des COV (par exemple : CBM-IV [20]).

• Mécanismes réduits qui utilisent des molécules représentatives de classes de COV telles que les alcanes à chaine courte (par exemple : RADM2 [21] ; RACM [22] ; SAPRC [23] ; ReLACS [24]). -

• Mécanismes réduits qui utilisent des molécules représentatives de classes de COV mais dont la représentation peut évoluer au cours de la simulation (« morphécules »).

Pour l'instant, seuls les mécanismes réduits qui utilisent des groupes organiques fonctionnels ou des molécules représentatives fixes sont utilisés dans les modèles 3D. Dodge [25] a présenté une excellente discussion de ces mécanismes pour la simulation del'ozone et d'autres oxydants.

Pour la simulation des composés particulaires secondaires, ces mécanismes doivent être augmentés au moyen d'une réaction pour l'oxydation du SO2 par les radicaux OH (voir Figure 2, p. 260) et de plusieurs réactions pour la formation deCOV condensables. Deux méthodologies ont été utilisées pour représenter la chimie des COV condensables. D'une part, certains mécanismes utilisent une méthodologie empirique où des taux de formation de COV condensables sont appliqués sur les COV émis par les sources anthropiques et biogéniques. Ces taux de formation sont obtenus en général à partir d'expériences en laboratoire (par exemple : Odum et al. [26] ; Griffin et al. [27]. D'autre part, des mécanismes ont été développés, qui représentent les différentes étapes qui mènent des COV précurseurs aux COV condensables (par exemple : Griffin et al. [28]).

Plusieurs mécanismes existent pour simuler la chimie dela phase aqueuse. Ces mécanismes peuvent utiliser les quelques réactions principales qui oxydent le SO2 en sulfate (29, 30) ou inclure de l'ordre d'une centaine deréactions prenant en compte la chimie des radicaux, des chlorures et du carbonate et leurs effets sur la formation des sulfates et nitrates [5, 31, 32].

Les réactions hétérogènes qui se produisent sur la surface des particules et desgouttelettes [10] ont aussi été incorporées dans certains modèles.

Les aérosols minéraux

La simulation de la formation des sulfates et nitrates particulaires nécessite le calcul de l'équilibre thermodynamique entre la phase gazeuse et la phase particulaire. Les modèles qui utilisent la minimisation de l'énergie de Gibbs demandent de larges ressources de calcul et ne sont donc pas utilisés dans les modèles 3D. Ce sont donc des modèles qui résolvent les équations d'équilibres thermodynamiques qui sont utilisés. Certains de ces modèles utilisent des hypothèses simplificatrices qui permettent de réduire le nombre d'équilibres thermodynamiques à prendre en compte selon le régime chimique de l'atmosphère (par exemple, s'il n'y a pas suffisamment de  NH3  pour  neutraliser  H2SO4 , la formation de nitrate d'ammonium n'est pas prise en compte).

Ces modèles tels que MARS-A [33], SEQUILIB [34] et ISORROPIA [35] ont des temps de calcul raisonnables qui rendent leur utilisation dans des modèles 3D assez facile. Ces modèles simulent sulfate, nitrate et ammonium et, dans le cas d'ISORROPIA et de SEQUILIB, le sodium et le chlore. En revanche, pour la simulation des espèces telluriques telles que potassium, calcium, magnésium et carbonate, il faut utiliser des modèles plus avancés tels que SCAPE2 [36] ou EQUISOLV Il (37]. Ces deux modèles ont des besoins de calcul plus intenses et n'ont été utilisés jusqu'à présent que dans des modèles de type « recherche ». D'excellentes comparaisons de ces modèles sont présentées par Ansari et Pandis [38] et par Zhang et al. [39].

Ces modèles thermodynamiques calculent une situation d'équilibre multiphase. Cependant, pour les particules de diamètre de 1 µm ou plus, l'équilibre n'est pas atteint instantanément et il est nécessaire de prendre en compte le transfert des molécules entre la phase gazeuse et la surface de la particule. Ce calcul peut prendre beaucoup de temps s'il est fait de façon explicite [36] et des hypothèses simplificatrices (temps de transfert massique calculé seulement pour les particules de diamètre supérieur à 2,5 µm, par exemple) sont recommandées pour les modèles 3D [40].

Les aérosols organiques

Il y a un grand nombre de composés organiques qui peuvent être présents en phase particulaire et, actuellement , seulement 1O à 20 % de la masse particulaire organique peut être identifiée de façon moléculaire. Par conséquent, il existe de grandes incertitudes sur la composition moléculaire des aérosols organiques.

Les modèles qui simulent les aérosols organiques utilisent les concentrations de COV condensables et d'autres caractéristiques (propriétés thermodynamiques, concentrations de particules) pour calculer les concentrations de COV en phase particulaire. Trois grandes catégories de modèles sont utilisées dans les modèles 3D.

Les premiers modèles d'aérosols organiques ont utilisé la pression de vapeur saturante des produits condensables pour calculer la fraction qui passait en phase particulaire. Cette méthodologie a été modifiée quand il est apparu que certains COV pouvaient passer en phase particulaire par absorption dans des particules organiques, même si leur pression de vapeur partielle était inférieure à leur pression de vapeur saturante. Des données expérimentales obtenues en laboratoire (voir plus haut) sont souvent utilisées pour paramétrer ces équilibres thermodynamiques entre phase gazeuse et phase particulaire organique. Développé plus récemment, le modèle MADRID prend aussi en compte le fait que certains COV sont solubles en phase aqueuse et peuvent, par conséquent, se condenser sur des particules minérales aqueuses. Ce modèle utilise une méthodologie fondée sur une représentation moléculaire des particules organiques [41] et il a été couplé avec le mécanisme chimique de Griffin et al. [28] qui fournit les produits condensables avec une résolution moléculaire explicite. Cependant, beaucoup d'efforts sont encore nécessaires car le nombre d'espèces organiques qui peuvent être en phase particulaire est très important et les propriétés thermodynamiques de ces espèces sont souvent très mal connues.

La granulométrie

La granulométrie des particules peut être simulée dans les modèles de deux manières : avec une représentation par des modes log-normaux (trois, en général) ou avec une représentation par sections (on peut trouver de 2 à 30 sections, en général). Zhang et al. [42] ont comparé les avantages et inconvénients de ces différentes méthodologies. Il est intéressant cependant de noter que la représentation des tailles avec seulement deux catégories (PM2,5 et particules plus grosses) est suffisante pour aborder les questions réglementaires actuelles.

La plupart des modèles font l'hypothèse que les particules d'une même taille ont la même composition chimique (mélange interne). C'est bien sûr une simplification et il existe maintenant quelques modèles dans lesquels cette hypothèse a été levée et des particules avec mélange externe sont simulées [43, 44].

Les modèles qui utilisent une représentation modale calculent la masse, la surface et le nombre des particules conjointement. La plupart des modèles qui utilisent une représentation granulométrique par sections ne calculent que la masse car, si l'on utilise un diamètre fixe comme représentatif de chaque section, le nombre de particules ne peut pas être déduit correctement (il faut résoudre une autre équation). Il est possible cependant d'utiliser une représentation par sections avec des diamètres représentatifs variables [45] ; dans ce cas, le nombre de particules peut être calculé correctement.

Les modèles 3D

Le tableau 3, p. 266-268, récapitule les caractéristiques de 12 modèles (dont certains présentent plusieurs versions). Nous avons sélectionné les modèles les plus significatifs aux États-Unis et en Europe.

Certains modèles (CIT, UAM-AERO et UAM-AERO-LT) sont limités aux échelles urbaines car ils ne traitent pas la convection due aux nuages, qui peut être importante pour le transport des polluants à longue distance. Les autres modèles peuvent être appliqués à des échelles urbaines et régionales, et même, dans le cas de GATOR, à l'échelle globale. La plupart de ces modèles sont normalement appliqués pour des épisodes de quelques jours. REMSAD et UAM-AERO-LT, qui ont des traitements simplifiés de la chimie, sont des modèles prévus pour des simulations de longue périodes (plusieurs mois à un an). Il faut cependant noter que les modèles « épisodiques » (CMAQ et GATOR) commencent à être appliqués pour des périodes annuelles.

On remarque beaucoup de similitudes entre les modèles pour le traitement de la chimie de la phase gazeuse et des PM minérales. En ce qui concerne la chimie de la phase aqueuse, certains modèles (CIT, UAM-AERO et UAM-AERO-LT) ne la traitent pas et, parmi les modèles qui la traitent, les mécanismes varient entre 2 et 99 réactions. Le traitement des PM organiques présente aussi de grandes différences. Un modèle (REMSAD) traite les composés organiques secondaires comme une fraction des émissions des COV précurseurs. La plupart des autres modèles utilisent la théorie de l'absorption hydrophobe. Seuls deux modèles (CIT et CMAQ-MADR ID) traitent les PM organiques hydrophiles et hydrophobes simultanément.

Le traitement de la granulométrie varie de simples traitements avec deux sections (les PM2,5 et la différence entre PM10 et PM2,5) à des représentations trimodales ou multisectionnelles.

Les régions d'application semblent être variées, mais historiquement la plupart des évaluations de modèles américains ont été faites en Californie. Il est bien sûr primordial que les modèles soient évalués sur le plus de domaines possibles afin d'établir leur crédibilité.

Pollution de proximité

Plusieurs modèles ont été développés pour simuler les concentrations de polluants atmosphériques près des voies routières. Actuellement , deux modèles sont surtout utilisés aux États-Unis et en France.

CALINE

CALINE a été développé par le ministère des Transports de Californie, États-Unis (CALTRANS). La version 3 est actuellement recommandée par l'US Environmental Protection Agency (EPA) et la version 4 est utilisée par le California Air Resources Board (ARB).

L'algorithme de base utilisé dans CALINE est l'équation de dispersion gaussienne. La voie routière est divisée en plusieurs brins et chaque brin est lui-même divisé en plusieurs segments. L'équation de dispersion est alors appliquée à chaque segment et les contributions de chaque segment aux concentrations sont sommées afin d'obtenir la concentration totale aux emplacements des récepteurs sélectionnés par l'utilisateur.

Pour la dispersion initiale des polluants au-dessus de la voie, une zone de mélange est définie pour représenter la zone où la dispersion des polluants est dominée par la turbulence engendrée par le trafic et par la chaleur issue des tuyaux d'échappement. En aval, les formules de dispersion de Pasquill-Gifford-Turner sont utilisées.

Des configurations spéciales telles que route surélevée, pont et route en dépression peuvent être prises en compte. La version 4 du modèle comporte aussi quelques améliorations telles que l'effet de falaises ou canyons sur les concentrations de polluants.

CALINE peut calculer des concentrations avec résolutions horaire et plus longues (par exemple, annuelle).

Ces calculs sont appliqués au CO, au NO et à des composés inertes gazeux ou particulaires au choix de l'utilisateur. On calcule certaines transformations chimiques pour le NO2, mais les composés particulaires secondaires ne sont pas représentés : ainsi, seules les PM primaires peuvent être simulées par CALINE.

STREET

STREET a été développé par le ministère de l'Environnement du Land Bade-Wurtemberg, Allemagne. La version française a été développée par Kunz Technologie Transfer (KTT) et Targeting. La version actuelle est la version 4.0.

STREET utilise des champs de concentrations qui ont été précalculés avec un modèle 30 de mécanique des fluides (MISCAM). Ces calculs ont été réalisés pour 98 configurations de voies routières et 30 conditions météorologiques différentes. STREET utilise cette base de données pour calculer les concentrations qui correspondent à une situation particulière.

Actuellement, STREET calcule des concentrations annuelles avec, pour NO2, les percentiles 50 et 98. En ce qui concerne les PM, à nouveau, seules les PM primaires sont prises en compte.

Simulations et mesures

L'application des outils de modélisation, soit pour faire de la prévision en temps quasi réel, soit pour faire de la prospective (c'est-à-dire étudier de façon comparative divers scénarios de gestion des émissions de polluants), demande tout d'abord d'établir la crédibilité de ces outils. Dans ce but, il est nécessaire d'évaluer les sorties des modèles en les comparant à des mesures des concentrations ambiantes des polluants principaux. Ce n'est qu'après s'être assuré de la précision d'un modèle que l'on peut l'utiliser pour des applications de prospective ou de prévision. Nous discutons ci-dessous la performance des modèles présentés dans les sections précédentes. Mais, auparavant, il est important de souligner les difficultés qui se présentent quand on compare la simulation et la mesure.

Modèle

Domaines
spatial
et temporel

Chimie
en phase gaz
(mécanisme
et nombre
de réactions)

Chimie en phase aqueuse

PM minérales
(module
de thermo-
dynamique
et espèces)

PM
organiques

Distribution
en tailles
(processus
traités) 
;
hypothèse
décomposition

Applications
et références

GIT

échelle
urbaine
,
épisodes

CACM (361
réactions)

Sans

SCAPE2
(S0
42-,N03,
NH
4+, H2O,
N
a+, Cl·, Mg2+,
K
+, Ca2+, CO32-
BC,
autres
espèces)

Carbone
organique
prima
ire,
composés

organiques
secondaires
(hydrophiles et
hyd
rophobes

Huit sections
de 0,039
à 10 µm
(nucléalion,
condensation,
transfert
cinétique
de masse)
Mélange
interne

Californie,
Japon
(Grittin et al
[46])

EURAD

échelles
urbaine
à régionale
, épisodes

RADM2
étendu
(environ
160 réactions)

19 équilibres
et 5 réactions
pour
l'oxydat
ion
de SO2
(W
alcek et
Taylor
[29](en option
66 réactions
de Môller
et de Mauersberger
[47]

MARS·A
(SO42 ,NO3·,NH4+, H2O,
BC,autres
espèces)
ou
ISORROPIA
(les mêmes
et Na+, Cl)

Carbone
organique
primaire,
composés
organ
iques
seconda
ires
(modè
le
SORGAM)

Modèle
MADE :
trois modes
log-normaux
(nucléation,
condensation,
coagulation
,
transfert
massique
hybride) ;
Mélange
interne

Europe
(Schell et al.
[48])

GATOR

échelles
urbaine,
régionale
à globale,
épisodes

CBM-X
(CBM·
IV
étendu,
plus de
200 réactions)

64 réactions

EQUISOLV II(SO4. NO3·,
NH4+, H2O,
Na+, Cl·,Mg2+,
K+, Ca2+,
CO32-,BC,
autres
espèces)

Carbone
o
rganique
primaire,
composés
organ
iques

Secondaires
(10 espèces
solubles

Par section
(nucléat
ion,
condensation
,
coagulation,
transfert
cinétique
de masse) ;
Mélange
interne
ou externe
suivant
les versions

Californie
(Jacobson
[49])

LOTOS

échelle
régionale,
épisodes
à long terme

CBM-IV
complété
pour SO2et HNO3(environ
100 réactions)

Oxydation
de
SO2

MARS-A
(SO
42-,NO3-,NH4+, H2O,
BC, autres
espèces)

Carbone
organique
primai
re,
co
mposés
organ
iques
secondaires
(modè
le
SORGAM)

Modèle
MADE :
trois modes
log
-normaux
(nucléation
,
condensation,
coagulation,
trans
fert
massique
hybride) ;
Mélange
interne

Europe
(van Loon
et al. [50])

Meso-NH C

échelles
urbaine
à régionale,
épisodes

ReLACS
(condensation
de RACM,
128 réactions)

2 réactions
(oxydation
de
SO2par H2O2 et O3)

Équilibre
thermo·
dynamique
(SO
42-,NO3-,
NH4+, H2O,
BC, autres
Espèces)

Carbone
organique
primai
re,
composés
organ
iques
secondaires

Deux modes
log-normaux
(nucléation,

condensation,
coagulation,
transfert
massique
hybride) ;
Mélange
interne

Portugal,
France
(Tulet et al.
[51];
Crassier et al.
[24])

Tableau 3 (suite). Résumé des principales caractéristiques de modèles de qualité de l'air pour les PM.

Modèle

Domaines
spatial
et temporel

Chimie
en phase gaz
(mécanisme
et nombre
de réactions

Chimie
en phase
aqueuse

PM minérales
(module
de thermo-
dynamique
et espèces)

PM
organiques

Distribution
en tailles
(processus
traités) 
;
hypothèse
décomposition

Applications
et références

Models-
3/CMAQ

échelles
urbaine
à régionale,
é
pisodes
à long terme

CBM-IV
93 réactions)
ou
RADM2
(
158 réactions)

19 équilibres
et 5 réactions
pour
l'oxydation
d
e SO2

(Walcek et
Taylor [29])

MARS-A
(S0
42-, NO3-,
NH
4+, H2O,
BC, autres
espèces
)

Carbone
org
anique
primaire
composées
organique
secondaires
(6 espèces
hydrophobes)

Trois modes
log-normaux
(nucléation,
condensation,
coagulation) ;
Mélange
interne

Amérique
du Nord
(Byun
et Chuing
[52])

Models-
3/CMAQ

VersionMADRID

échelles
urbaine
à régionale,
é
pisodes
à long terme

CBM-IV
93 réactions)
ou
RADM2
(
158 réactions)
ou
CACM
(361 réactions)

34 équilibres
et 99 réactions
pour SO
2
et HNO
3
(CMU)

ISORROPIA
SO
42-, N03-,
NH
4+, H2O,
BC, Na
+,
Cl·, autres
espèces)

Carbone
org
anique
primaire
composées
organique
secondaires
(MADRID 2
ou MADRID 1

Modèle
MADRID :
sections
(nucléation,
condensation,
transfert
massique
hybride) ;
Mélange
interne

(Pun
et al.
[53])

REMSAD
ve
rsion 6

échelle
régionale,
long terme

μCB4
(60 réactions)
o
u schéma
paramétrique

3 réactions
pour SO2
ou
loi empirique
(augmentation
de l'oxydation
de SO
2 et NO2
en sulfate
et nitrate

MARS-A
(S0
42-, NO3-,
NH
4+, H2O,
BC, autres
espèces)

Carbone
org
anique
primaire
composées
organique
secondaires
en tant
qu'émissions

Fines
et grosses
(condensation) ;
Mélange
interne

États-Unis
(ICF
Consulting
[54])

SAQM‑AERO

échelles
urbaine
à régionale,
é
pisodes

CBM-IV
complété
(environ
90 réactions
ou SAPRC90
(envion
150 réactions)

Sans

SEOUILIB
(S0
42-, NO3-,
NH
4+, H2O,
BC, Na
+, Cl
autres
espèces)

Carbone
org
anique
primaire
composées
organique
secondaires
(non volatils)

Par section
(condensation,
transfert
massique
hybride) ;
Mélange
interne

Californie

Hong-Kong
(Pai et al.
[55])

STEM
ve
rsion III

échelles
urbaine
à régionale,
é
pisodes
à long terme

SAPRC
(plusieurs
versions,
de 100
à 200 réactions
environ)
ou RACM
(237 réactions)

Plusieurs
codes détaillés

SCAPE2
(S0
42-, NO3-,
NH
4+, H2O,
Na
+, Cl-, Mg2+
K
+, Ca2+,
CO
32-, BC,
autres
espèces)

Carbone
org
anique
primaire
composées
organique
secondaires

Par section
ou deux modèles
(nucléation,
condensation,
coagulation
transfert
cinétique
de masse)

États-Unis
Asie de l'Est
(Carmichael
et al.
[56])

UAM-AERO

échelles
urbaine
é
pisodes

CBM-IV
étendu
pour les PM
organiques
(environ
90 réactions)
ou SAPRC90
(environ
150 réactions)

loi empirique
(augmentation
de l'oxydation
de SO
2
et NO
2
en sulfate
et nitrate)
ou CMU
(dans version
CRC)

ISORROPIA
(SO
42-, NO3-,
NH
4+, H2O,
BC, Na
+, Cl-
autres
espèces)

Carbone
org
anique
primaire
composées
organique
secondaires
(non volatils
ou semi-
volatils
dans version
CRC)

Par section
de 0,01 à 10
ou 30 μm
(nucléation,
condensation,
transfert
massique
hybride) ;
Mélange
interne

États-Unis
Tokyo, Japon
(Lurmann
et al.
[57])

Tableau 3 (fin). Résumé des principales caractéristiques de modèles de qualité de l'air pour les PM.

Modèle

Domaines
spatial
et temporel

Chimie
en phase gaz
(mécanisme
et nombre
de
réactions)

Chimie
en phase
aqueuse

PM minérales
(module
de thermo
-
dynamique
et es
pèces)

PM
organiques

Distribution
en tailles
(processus
traités) ;
hypothèse
de
composition

Applications
et références

UAM-
AERO‑LT

échelle
urbaine,

CBM-IV
étendu
pour les PM
organiques
(environ
90 réactions)

Loi empirique
(augmentation
de l'oxydation
de SO2 et NO2
en sulfate
et nitrate)

para-
métrisation
(SO42- .NO3-,
NH4+, H2O,
BC, Na+,Cl-,
autres
espèces)

Carbone
organique
primaire,
composés
organiques
secondaires
(2 espèces
hydrophobes)

Deux sections
de 0 à 2,5 µm
et de 2,5
à 10 µm (conden-
sation) ;
Mélange
interne

Californie
(Lurmann
[58])

URM

échelles
urbaine
à régionale,
épisodes

SAPRC95
(entre 150 et
200 réactions)
ou CBM-IV
(~ 90 réactions)

2 réactions
pour SO2
(RSM)

ISORROPIA
(SO42-,NO3-,
NH4+, H2O,
BC. Na+,Cl-,
autres
espèces)

Carbone
organique
primaire,
composés
organiques
secondaires
(non volatils)

Par sections
(conden
sation) ;
Mélange
interne

États-Unis
(Boylan et
al.
[59])

Différences entre simulations et mesures

Les modèles mathématiques de pollution atmosphérique calculent en général des grandeurs qui diffèrent de celles qui sont mesurées. Par conséquent, il sera souvent nécessaire de transformer les sorties des modèles pour les rendre plus compatibles avec les valeurs qu'elles doivent reproduire.

Les mesures en milieu ambiant de PM2,5 et PM10 sont faites en général au moyen d'une tête d'échantillonnage qui sélectionne les particules par leur diamètre aérodynamique (c'est-à-dire le diamètre d'une particule sphérique de masse volumique unitaire, 1 g/cm3, qui se comporte de façon équivalente à la particule réelle pour les phénomènes de transport). Par contre, les modèles utilisent le diamètre de Stokes (c'est-à-dire le diamètre d'une particule sphérique qui se comporte de façon équivalente à la particule réelle). Le diamètre de Stokes est égal au diamètre aérodynamique divisé par la racine carrée de la masse volumique de la particule.

Certaines mesures de particules (PM2,5 et PM10) sont faites par gravimétrie dans des conditions précises. Par exemple, les mesures gravimétriques des PM2,5 aux États-Unis doivent être faites à une température entre 15 et 30 °C et une humidité relative entre 30 et 40 % (avec une variance si l'humidité ambiante est basse). En revanche, les sorties d'un modèle donnent les concentrations de particules à la température et à l'humidité du modèle. Ces valeurs météorologiques (qui peuvent bien sûr être différentes de celles du milieu ambiant réel puisqu'elles sont souvent calculées par un modèle météorologique) ne correspondent pas, dans la plupart des cas, aux valeurs utilisées pour les mesures de gravimétrie dans les laboratoires. Des composés semi volatils tels que le nitrate d'ammonium, certains composés particulaires organiques et, bien sûr, l'eau, vont être distribués entre la phase gazeuse et la phase particulaire de façon différente selon la température et l'humidité. Il est, par conséquent, important d'utiliser des valeurs cohérentes quand les simulations sont comparées aux mesures.

La granulométrie des particules est représentée dans un modèle soit par une représentation modale, soit par sections. Une telle représentation peut demander un ajustement afin de correspondre à la ségrégation des mesures selon la taille. Par exemple, pour une distribution modale, la queue inférieure de la distribution du mode des grosses particules sera dans le spectre des PM2,5 alors que la queue supérieure de la distribution du mode d'accumulation sera au-delà du spectre des PM2,5. Il faut cependant aussi noter que la ségrégation des tailles lors du prélèvement des particules dans l'air ambiant est elle aussi incertaine (des particules plus grosses sont mesurées et des particules plus fines ne le sont pas).

La comparaison de simulations et de mesures pour certaines espèces peut être difficile. Des composés particulaires semi-volatils tels que le nitrate d'ammonium et certains composés organiques ne sont pas toujours échantillonnés correctement sur les filtres et les valeurs mesurées ne correspondent pas toujours exactement à celles du milieu ambiant [60].

La répartition du carbone particulaire entre suie et carbone organique est incertaine car elle est fondée sur une définition opérationnelle de la mesure. De plus, la masse de carbone organique doit être transformée en masse de composés organiques au moyen d'un facteur correctif. La valeur de ce facteur correctif peut varier entre 1,2 et 2,2 selon la masse d'air échantillonnée [61]. Enfin, le modèle calcule les composés organiques séparément et permet de différencier les composés primaires des composés secondaires ainsi que les composés d'origine anthropique de ceux d'origine biogénique. À l'exception de quelques mesures spéciales (qui de toute façon n'identifient qu'une fraction de la masse organique), les mesures de particules ne fournissent aucune information quant à l'origine des composés organiques.

Enfin, il faut noter .que les modèles 3D calculent des concentrations dans des mailles qui couvrent généralement plusieurs kilomètres carrés, alors que les mesures sont faites à des endroits précis. Ce moyennage du modèle ne peut être réduit qu'au prix d'une résolution spatiale beaucoup plus fine et souvent inaccessible à cause des temps de calcul qui deviennent trop élevés. Les mesures, quant à elles, peuvent être influencées par des sources voisines et par conséquent ne pas représenter parfaitement le volumemoyen de la maille du modèle. Cette incommensurabilité entre le calcul et la mesure est donc souvent une source d'incertitude

qui ne peut être éliminée. Elle peut être évaluée si plusieurs mesures sont disponibles dans une même maille. McNair et al. [62] ont ainsi estimé l'incertitude pour un polluant secondaire, l'ozone, à 30 % pour une maille de 5 km x 5 km à Los Angeles ; Seigneur et al. [63] ont estimé l'incertitude pour un composé primaire, le benzène, à un facteur de 2,5 pour une maille de 4 km x 4 km à New York. Bien sûr, l'utilisation d'une maille plus fine permet, dans une certaine mesure, de réduire cette incertitude.

Performance des modèles 3D

Seigneur [64] a évalué la précision que l'on pouvait attendre des modèles 3D pour le calcul des concentrations des particules atmosphériques. Pour les PM10, la précision des concentrations ambiantes simulées dépend surtout de celle des inventaires d'émissions. Ceux-ci sont souvent assez incertains car des sources d'émissions, telles que l'érosion des sols, sont généralement assez mal connues. Pour les PM2,5, la fraction secondaire est souvent importante et les incertitudes existent autant pour les inventaires d'émissions des sources de PM primaires (suie, carbone organique, métaux lourds, etc.) que pour la formation des aérosols secondaires.

Les modèles actuels ont une précision de l'ordre de 30 à 50 % pour les PM2,5 (erreur absolue normalisée moyenne). Cependant, des erreurs plus importantes (et qui peuvent se compenser entre elles) existent souvent pour des composés spécifiques des PM2,5. En général, la précision sur les sulfates est de l'ordre de 50 % alors qu'elle dépasse souvent 60 % pour les nitrates (en partie à cause d'incertitudes sur les émissions de NH3). Les erreurs sur les suies peuvent dépasser 50 %, surtout à cause des incertitudes sur les inventaires d'émissions (par exemple, émissions par le trafic routier). Les erreurs sur les composés organiques varient et résultent, d'une part, d'incertitudes dans les inventaires d'émissions aussi bien anthropiques (émissions de moteurs diesel par exemple) que biogéniques (incendies de forêts : par exemple), et d'autre part, d'incertitudes dans la formation des aérosols secondaires (par exemple, inventaires des COV précurseurs anthropiques et biogéniques, chimie de la phase gazeuse, distribution entre phases gazeuse et particulaire). En général, les modèles donnent de meilleurs résultats pour la simulation d'épisodes de quelques jours que pour la simulation de longues périodes (un an, par exemple).

Les résultats donnés ci-dessus concernent le calcul des concentrations massiques de particules (c'est-à-dire, en µg/m3) puisque cela correspond aux réglementations actuelles. Le calcul d'autres caractéristiques des particules (par exemple, le nombre de particules ultrafines, les concentrations en composés toxiques, l'acidité...) sera beaucoup moins précis car les modèles n'ont pas été testés pour de telles variables et, par conséquent, montreront très probablement des faiblesses.

Performance des modèles de proximité

Benson [65] a évalué le modèle CALINE (versions 3 et 4) à l'aide de données expérimentales obtenues au cours de cinq campagnes. La version 4 a donné des résultats légèrement meilleurs que ceux obtenus avec la version 3. CALINE peut assez bien reproduire les grandes tendances spatiales des concentrations (par exemple, gradient de concentration décroissant en s'éloignant de la voie routière) mais a davantage de difficultés à reproduire les profils temporels . Une comparaison des valeurs simulées avecdes mesures a donné un coefficient de corrélation (r) de 0,87 pour la campagne de General Motors et de 0,51 pour la campagne de CALTRANS. CALINE a tendance à surestimer les concentrations moyennes quand la direction du ventest parallèle à la voie. Les simulations sont aussi moins bonnes par faibles vitesses de vent, ce qui est normal car les conditions météorologiques calmes sont généralement les plus difficiles à simuler. Ces performances ont été établies sur la base des calculs intéressant le CO et non les PM. A l'heure actuelle, les performances des modèles de proximité pour les PM ne sont pas documentées.

Conclusion

Les réglementations sur les particules atmosphériques évoluent rapidement et sont de plus en plus ciblées sur les particules fines et très fines. Des réglementations sur les PM10 existent déjà en Europe et en Amérique du Nord depuis un certain temps. Des réglementations sur les PM2,5 existent aussi aux États-Unis et au Canada et seront bientôt étudiées par l'Union européenne. Les réglementations sur les PM2,5 ont des conséquences importantes pour les stratégies de maîtrise des émissions de polluants car leurs concentrations ambiantes ne résultent pas seulement des émissions de particules dans l'atmosphère (les particules primaires) mais aussi de la conversion de certains gaz en matière particulaire (les composants secondaires des particules). Les précurseurs gazeux que sont le SO2, les NOx, les COV et le NH3 devront donc faire partie intégrante de ces stratégies car la fraction secondaire peut, dans bien des cas, dominer les concentrations des PM2,5.

Les stratégies qui seront déployées pour réduire les concentrations ambiantes des PM2,5 sont en général rendues assez complexes par le fait que des précurseurs gazeux peuvent avoir des effets contraires sur certains composants particulaires ainsi que dans certains cas sur l'ozone. Par conséquent, il est indispensable que les outils qui seront utilisés pour quantifier les relations entre PM2,5 et précurseurs particulaires et gazeux puissent simuler tous les procédés physico-chimiques pertinents. Ces procédés comprennent la météorologie (non seulement les vents, la turbulence et la température, mais aussi l'humidité, les nuages et brouillards et les précipitations), les émissions, les transformations chimiques (formation de composés condensables, par exemple) et physiques (conversion gaz/particules et granulométrie des particules), et les dépôts secs et humides. Il est important de noter que les ressources nécessaires à l'application de tels outils de simulation ne sont pas négligeables en raison de la complexité des procédés qui sont simulés et de l'ampleur des simulations requises. En effet, ces simulations doivent couvrir des domaines très étendus du fait que les particules fines ont des durées de vie longues (de l'ordre de plusieurs jours) en l'absence de précipitations. Elle doivent aussi représenter des périodes très longues si des réglementations sont promulguées pour des durées de l'ordre d'un an ou plus (comme c'est le cas, par exemple, aux États-Unis).

Une revue des modèles qui existent à l'heure actuelle en Europe et en Amérique du Nord a révélé que les formulations de base existent pour simuler la pollution de fond ainsi que la pollution de proximité. Il faut cependant noter que certains phénomènes sont encore assez mal représentés dans ces modèles.

Par exemple, la formation des composés organiques particulaires secondaires est encore assez mal connue. Les émissions des particules primaires sont souvent assez incertaines et leur spéciation chimique est mal caractérisée. Les émissions de certains précurseurs (par exemple, NH3 et les COV biogéniques) sont bien souvent mal connues. La grande variabilité des échelles spatiales qui doivent être prises en compte impose un défi supplémentaire car certains procédés sont plus primordiaux à certaines échelles qu'à d'autres.

De nombreux progrès ont été accomplis au cours de ces dernières années pour simuler la pollution en PM10 et en PM2,5. Cependant, la précision que l'on peut attendre des meilleurs outils de simulation est encore limitée par l'état actuel de nos connaissances. Par exemple, plusieurs modèles peuvent maintenant simuler les concentrations des PM2,5 avec une précision de l'ordre de 50 %. Il faut néanmoins remarquer que les stratégies de contrôle des émissions devront cibler des composants particuliers des PM2,5 (composants primaires, sulfates, nitrates, composés organiques secondaires). Les outils de simulation doivent donc être capables de simuler ces composants individuels voire des traceurs de type métaux lourds avec suffisamment de précision. C'est le cas pour les sulfates mais, par contre, les incertitudes associées aux concentrations des nitrates et des composés organiques particulaires sont souvent très élevées. Par conséquent, il est très important d'évaluer la précision des modèles de particules atmosphériques au moyen de mesures spécialisées afin de s'assurer que cette précision est acceptable pour l'utilisation de ces modèles dans un contexte de prospective . Des campagnes de mesures seront donc nécessaires pour créer les bases de données qui permettront de valider la crédibilité des études de modélisation.

Nous tenons à remercier les scientifiques qui nous ont fourni des renseignements sur les modèles décrits dans ce document : Pr Mark Jacobson, Stanford University (GATOR), M. Fred Lurmann, Sonoma Technology, lnc. (SAOM-AERO, UAM-AERO et UAM-AERO-LT), Mme Sharon LeDuc, US Environmental Protection Agency (Models-3/CMAQ), Pr Greg Carmichael, University of Iowa (STEM-Ill), Dr Marteen van Loon, TNO (LOTOS), M. Wolfgang Kunz, Kisters France (STREET), M. Michael Brady, California Department of Transportation (CALINE), Pr Robert Rosset, Laboratoire d'Aérologie, Université Paul Sabatier, Toulouse Ill (Meso-NH-C), Dr Talat Odman, Georgia lnstitute of Technology (URM), M. Thomas Myers, ICF Consulting (REMSA D), Dr Heinz Hass, Ford (EURAD), et Pr Donald Dabdub, University of California al lrvine (CIT).

Nous remercions aussi M. Jean-Jacques Poirault (Renault), pour les informations concernant les réglementations européennes et françaises.

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Pour citer ce document

Référence papier : Christian Seigneur et Emmanuelle Cohen « Modélisation des particules dans l’atmosphère ambiant », Pollution atmosphérique, N° 174, 2002, p. 255-273.

Référence électronique : Christian Seigneur et Emmanuelle Cohen « Modélisation des particules dans l’atmosphère ambiant », Pollution atmosphérique [En ligne], N° 174, mis à jour le : 02/02/2016, URL : http://lodel.irevues.inist.fr/pollution-atmospherique/index.php?id=2441

Auteur(s)

Christian Seigneur

Atmospheric & Environmental Research, lnc. 2682 - Bishop Drive, Suite 120, San Ramon, Californie, 94583 États-Unis

Emmanuelle Cohen

Renault, 1, avenue du Golf, 78288 Guyancourt Cedex, France