Comprendre l’origine des polluants atmosphériques à l’échelle locale et savoir modéliser leur formation et leur devenir représente une étape nécessaire pour tester l’impact de réduction des émissions sur la qualité de l’air. Le projet GRENOPHOT s’attache à étudier l’évolution de l’ozone dans la région grenobloise en période estivale.

Le projet GRENOPHOT (GRENOble PHOTochemistry) a été lancé en juin 1998 par l’ASsociation pour le COntrôle et la Préservation de l’Air dans la Région Grenobloise (ASCOPARG) en partenariat avec le Laboratoire de Pollution de l’Air et des Sols (LPAS) de l’Ecole Polytechnique Fédérale de Lausanne (EPFL), soutenu par l’ADEME. Ce projet a eu pour objectifs d’établir une base de données météorologiques et chimiques (étés 1998 et 1999) visant à améliorer la compréhension des processus physico-chimiques de formation de la pollution photochimique en zone montagneuse, de simuler une période critique de pollution en ozone sur Grenoble et de la valider à l’aide des mesures tridimensionnelles pour pouvoir par la suite tester l’impact de réduction des émissions sur la qualité de l’air.



La pollution atmosphérique estivale en région grenobloise

Durant la période estivale, l’agglomération grenobloise est soumise à des épisodes fréquents de pollution photochimique où les concentrations d’O₃ dépassent la valeur horaire limite seuil de 90 ppb (norme européenne). La ville de Grenoble se situe au carrefour de trois vallées en forme de Y entourées de montagnes s’élevant à plus de 3000 mètres d’altitude. Ses spécificités dans la problématique de la qualité de l’air sont liées à :

• la topographie complexe du site avec des vallées étroites retenant les masses d’air,

• la circulation spécifique des masses d’air dans le Y grenoblois.
  

La production d’O₃, polluant secondaire, est une fonction non-linéaire dépendant des quantités de dioxydes d’azote (NO₂) et de Composés Organiques Volatils (COV) qui sont des polluants primaires. La non-linéarité du processus de formation d’O₃ en fonction de ses précurseurs implique qu’il n’existe pas de relation simple entre les émissions (causes) et l’O₃ (effets). Pour comprendre sa formation dans la basse troposphère (couche limite planétaire), l’emploi d’un modèle à résolution locale est nécessaire.

Ce projet se situe dans le cadre de l’effort d’amélioration des performances des modèles photochimiques à l’aide de mesures représentatives tridimensionnelles. Il représente une première sur la région grenobloise, d’une part par l’apport de mesures tridimensionnelles dans les trois vallées et d’autre part par leur utilisation pour valider le travail de modélisation et mieux comprendre l’évolution des processus photochimiques en terrain complexe.

Sensibilité de la production d’O₃ en fonction des NOx et des COV

Dans une atmosphère propre, l’oxydation du CO et d’hydrocarbures amène à une production d’O₃ à condition d’avoir une concentration de NOx suffisante. Par contre, dans une atmosphère polluée, la production d’O₃ n’est pas exclusivement liée à la présence de NOx et dépend du rapport des concentrations de NOx et de COV et de la composition des COV. La figure 1 illustre ce comportement non-linéaire. Si on se trouve au point A, une baisse des NOx conduit à une baisse de l’O₃ alors qu’une baisse des COV ne change presque rien. On se trouve dans une situation contrôlée par les NOx. Par contre, si on se trouve au point B, une baisse des NOx entraîne une augmentation de l’O₃ alors qu’une baisse des COV va la réduire. On est dans une situation contrôlée par les COV. Une réduction de l’un ou l’autre des précurseurs ne conduit donc pas forcément à une réduction de la concentration d’O₃.



GRENOPHOT stratégie

La stratégie du projet GRENOPHOT a consisté à coupler les mesures et les résultats de la modélisation à différentes étapes du projet. Celui-ci s’est déroulé sur 3 ans avec une phase de mesures et une phase de modélisation. Ces 2 phases se sont entrecoupées entre la campagne de mesures de l’été 1998 et l’été 1999 dans le but d’optimiser le choix des sites de mesures grâce à une meilleure compréhension de la circulation des masses d’air locales.

En 1999, un effort considérable a été fait pour la préparation et la réalisation de la campagne estivale de mesures intensives. Elle a vu se déployer, de début juillet à mi-août, un réseau de mesures (au sol et en altitude) renforcé tout autour de l’agglomération. Ainsi ont été rajoutés aux mesures habituelles du réseau ASCOPARG :

• deux DOAS (Differential Optical Absorption Spectroscopy), l’un de l’EPFL et l’autre de l’INERIS (Institut National de l'Environnement Industriel et des Risques),

• deux LIDAR (LIght Intensity Detection And Ranging), l’un de l’EPFL et celui de la COPARLY (Comité de Coordination pour le Contrôle de la Pollution atmosphérique en région Lyonnaise),

• un profileur de vent de la société DEGREANE Météorologie,

• des mesures aéroportées réalisées par METAIR (air pollution METeorology AIRborne measurements).
  
  

Au cours des deux Périodes d’Observations Intensives (POI) enregistrées durant cet été, l’ensemble de ces moyens de mesures a permis d’enregistrer l’information nécessaire à la description des paramètres météorologiques et chimiques (figure 2). Le 27 juillet, à 17 heures, Heure Locale (HL), un fort panache d’O₃ atteignant des concentrations de 95 ppb (maximum mesuré au cours de GRENOPHOT) s’est développé à 20 km au sud de Grenoble. Cette POI, comprise entre le 25 et le 27 juillet, a été prise comme le cas de base (CDB) de la partie de simulation.

L’ensemble des mesures réalisées au cours de GRENOPHOT est disponible sur CD-Rom, auprès du LPAS à l’EPFL et de l’ASCOPARG. De plus une page dédiée à ce projet est disponible à cette adresse.



Modélisation et validation du CDB

Les modèles mis en oeuvre sur Grenoble ont été les modèles déterministes méso-échelle TVM (Topographix Vorticity Mesoscale model) et METPHOMOD (METeorological PHOtochemistry MODel). Au cours du projet, le modèle METPHOMOD s’est avéré être le plus adapté pour la situation géographique de Grenoble et a été utilisé avec le module chimique en phase gazeuse RACM (Regional Atmospheric Chemistry Mechanism). Sa principale différence par rapport au modèle TVM est son maillage qui est de type cartésien.


Cadastre d’émissions
Les émissions annuelles ont été élaborées par le CITEPA (Centre Interprofessionnel Technique d’Etude de la Pollution Atmosphérique) en suivant simultanément une approche «top-down» et «bottom-up» (lettre PIGB-PMRC n°13, article de J-L Ponche) avec une résolution de 6x6 km sur la région Rhône-Alpes et avec une résolution de 1x1 km sur le domaine de simulation de 78x68 km centré sur Grenoble. Elles ont été agrégées en trois types : les émissions linéaires, les émissions surfaciques et les émissions ponctuelles. Ces émissions annuelles ont alors été désagrégées en émissions horaires en suivant les résolutions temporelles d’émissions du code SNAP (Selected Nomenclature for Air Pollution) et selon un type de jour (différenciation entre dimanche et jour de semaine) et le mois. La spécification des COVNM (Composés Organiques Volatils Non Méthane) a été particulièrement détaillé afin d’alimenter correctement le mécanisme réactionnel du module chimique RACM.


Simulation de l’épisode de juillet 1999 (CDB)
La technique de «nesting one way» a été utilisée afin de s’affranchir de conditions de bords pour la grille fine (résolution 2x2 km) centrée sur Grenoble. Au cours de la POI entre le 24 et le 27 juillet, le temps synoptique sur la France a été dominé par l’anticyclone des Açores avec des vents d’altitude de nord faiblissant et tournant au sud-ouest la journée du 27 juillet. Les prévisions météorologiques montrent un régime de nord avec des vents de 4 à 5 m/s, faiblissant dans la troposphère libre le 24 juillet. A partir du 26 juillet, ce régime stable bascule progressivement vers un régime de vent de sud-ouest devenant fort dans la nuit du 27 au 28 juillet.

Les résultats météorologiques de la simulation montrent une interaction complexe entre le vent à l’échelle synoptique et les systèmes de vents locaux qui se développent dans les trois vallées du Y grenoblois. Les vents locaux se forment dans la couche thermique située entre le sol et 1200 à 2400 m. L’après-midi du 27 juillet, le modèle montre un vent de sud-ouest dans la troposphère libre et au sommet des massifs montagneux. Cependant, ce régime synoptique n’a pas d’influence sur les vents locaux de la couche thermique dominés par les effets de canalisation des vallées qui transportent les masses d’air de la ville vers le sud de l’agglomération et les vents de pente qui stockent les masses d’air sur les pentes de Belledonne avant de les pousser en fin de journée vers le sud (figure 3). A St-Barthélémy, le cycle diurne (vents catabatiques-anabatiques) est bien mis en évidence par les mesures et la simulation. L’ensemble de ces résultats met en évidence la capacité du modèle à retrouver le régime thermique et à simuler correctement les systèmes de vents de vallée, paramètres primordiaux pour les processus photochimiques.


Distribution horizontale de l’O₃
La distribution spatiale des concentrations d’O₃ sur la couche de surface du modèle le matin et en fin d’après-midi est montrée par la figure 4. Le matin, la destruction de l’O₃ en surface par titration avec le NO (centre ville, zones proches des routes, zone industrielle) est mise en évidence. L’après-midi, le panache d’O₃ produit par les polluants précurseurs (NOx et COV) émis par l’agglomération est transporté au sud de la ville. C’est là qu’il atteint son maximum à environ 20 km du centre urbain. Du fait des vents faibles, les masses d’air coincées entre le massif du Vercors et le massif de l’Oisan permettent aux polluants primaires de réagir ensemble pour former le maximum d’O₃. Ensuite, ce panache d’O₃ est poussé par les vents de vallée au sud de la ville avant d’être dilué par le transport et la turbulence puis finalement alimenter la couche réservoir en début de nuit.

Le maximum d’O₃, compris entre 90 et 100 ppb, apparaît entre 14h00 et 15h00 HL le 27 juillet dans la vallée du Drac où se trouvent les stations de Champ-sur-Drac, Vif et Saint-Barthélémy. Les stations de Champ-sur-Drac et de Vif enregistrent 90 ppb d’O₃ à 14h00 HL. A 16h00 HL, le maximum d’O₃ de 95 ppb est capturé par Saint-Barthélémy, soit 2 heures après avoir enregistré le maximum d’O₃ en fond de vallées (figure 5).

Distribution verticale de l’O₃
Sur le site de Grenoble, les mouvements de convection et le mélange des masses d’air vont conditionner le maximum d’O₃. La figure 6 compare l’évolution verticale dans le temps de l’O₃ mesuré par lidar à Vif et la simulation. La couche de mélange convective (CMC) monte d’un jour à l’autre car les températures augmentent entre le 25 et le 27 juillet avec une baisse de l’humidité. Le modèle calcule une hauteur de mélange de 1300 m le 25 juillet et de 2100 m le 27 juillet. Les mesures lidar montrent une CMC un peu plus haute s’élevant jusqu’à 2400 m le 27 juillet. Cette différence peut être due à un effet de la topographie complexe du site de Grenoble. Le modèle et le lidar mettent ainsi en évidence une CMC dont le sommet est plus haut que celui mesuré pour les régions de plaine. La nuit tombée, la CMC est ramenée à sa valeur nocturne, et il se forme en altitude la couche résiduelle appelée aussi couche réservoir (figure 6) qui va stocker une partie de l’O₃ produit au cours de la journée dans la CMC. Entre le 26 et le 27 juillet, le modèle et le lidar mettent en évidence cette couche réservoir entre 1200 et 2000 m avec un maximum d’O₃ de 70 ppb. Dans la couche stable nocturne, entre le sol et 600 m, l’O₃ est rapidement détruit en réagissant avec la molécule NO. Cette destruction commence dans la couche de surface à 2h00 HL, le 26 juillet, et s’accentue à partir de 5h00 jusqu’à 8h00 HL avec l’augmentation des émissions de NO₂ causées majoritairement par le trafic (figure 7). Entre 8h00 et 11h30 HL, le brassage de la couche réservoir avec la CMC explique principalement l’augmentation des concentrations d’O₃ proches du sol avant l’arrivée du panache produit par l’agglomération (figure 8). La mesure d’O₃ réalisée par lidar est validée par la mesure avion qui est en accord avec la simulation (figure 9).


Contribution de l’agglomération grenobloise dans la production totale d’ozone
Pour la ville de Grenoble, les émissions de NOx et de COV sont principalement dues au trafic routier (70% des émissions), les 30% restant résultent en grande partie du secteur industriel. L’O₃, généré par les Inox et les COV en majorité émis au centre ville, est transporté horizontalement par les vents thermiques poussant le panache vers le sud. Pour estimer la production de l’agglomération, un calcul a été effectué pour le petit domaine en coupant toutes les émissions d’origines anthropiques pour les 25, 26 et 27 juillet. Les résultats de cette simulation ont permis d’évaluer la production de l’agglomération à 32 ppb, soit un tiers du maximum des 95 ppb d’O₃ mesuré. Dans ce cas, les 63 ppb d’O₃ restant ont pour origine l’O₃ de fond en augmentation constante sur le continent européen depuis le XX^e siècle et l’O₃ transporté à grande échelle.

D’autres calculs avec des scénarios de réductions types (baisse de 50% des NOx, baisse de 50% des COV) ont montré que les zones des maxima d’O₃ sur Grenoble sont limitées par les NOx.


Conclusion et perspectives
La modélisation du cas de base a permis de valider le modèle sur un épisode de 3 jours (25, 26 et 27 juillet 1999) grâce aux mesures ainsi que de comprendre la dynamique d’un épisode photochimique estival type sur Grenoble. Les résultats montrent que la ville génère environ un tiers du maximum d’O₃. C’est sur cette quantité d’O₃ produit en 2 à 3 jours au cours des périodes de smog estival qu’il faut agir car elle amène aux dépassements des seuils réglementaires. Sachant que le problème du smog estival peut seulement être résolu par une baisse massive des polluants précurseurs, les bons résultats de METPHOMOD suggèrent son emploi pour le calcul de scénarios de réduction des émissions réalistes et réalisables dans ces prochaines années.