2. Ozone troposphérique : informations de base
2.1 La question de l’ozone en Europe
La pollution photochimique se forme à partir des émissions d’oxydes d’azote (NOx, où NOx = NO + NO2) et de composés organiques volatils (COV) et de monoxyde de carbone (CO) en présence de la lumière du soleil. L’ozone (O3), le principal polluant photochimique, est transporté au-delà des frontières nationales (Simpson et Malik, 1996). Les émissions de NOx sont responsables d’une grande partie de la formation d’ozone qui se produit dans les zones rurales. Dans les régions plus densément peuplées, en particulier à proximité des villes, la formation d’ozone est renforcée par les émissions de COV. Les COV sont principalement émis par le trafic routier et l’utilisation de produits contenant des solvants organiques. Les NOx et le CO sont principalement émis par les transports et les processus de combustion. Après leur émission, ces précurseurs sont dispersés par le vent et les turbulences atmosphériques. Les polluants fraîchement émis se mélangent à d’autres polluants, dont l’ozone, présents dans l’air ambiant, et un processus compliqué de réactions chimiques et de dilution continue se met en place.
L’exposition à l’ozone induit des effets sur la santé et l’environnement,provoquant des difficultés respiratoires chez les personnes sensibles et des dommages possibles à la végétation et aux écosystèmes (OMS, 1996a, b). Des réponses significatives chez les humains et les plantes se produisent à des concentrations ambiantes actuelles d’ozone ou à proximité de celles-ci (UN-ECE, 1996). Les valeurs seuils fixées pour la protection de la santé humaine, de la végétation et des écosystèmes sont fréquemment dépassées dans la plupart des pays européens et l’on peut donc s’attendre à des effets néfastes généralisés sur la population européenne, les cultures et la végétation naturelle (de Leeuw et van Zantvoort, 1996 ; Hjellbrekke et al., 1996). L’ozone dans la troposphère est également pertinent pour la question du changement climatique puisque l’ozone est un gaz à effet de serre. On estime actuellement que l’ozone troposphérique ajoute 0,4 W.m-2 au forçage climatique renforcé actuel de 2,45 W.m-2. Le forçage total est le résultat de l’augmentation des composés à longue durée de vie uniquement (CO2, CH4, N2O, halocarbures) (IPCC, 1995). La question de la formation, des effets et de la réduction de l’ozone est complexe, et en raison de sa nature transfrontalière, un effort international pour développer une politique cohérente sera nécessaire pour faire face au problème (Amann et al., 1996).
2.2 Formation chimique de l’ozone
La réaction photochimique en chaîne qui produit l’ozone est initiée et maintenue par des radicaux réactifs. Au cours du processus, d’autres produits sont formés tels que le nitrate de peroxyacétyle, l’acide nitrique, les aldéhydes, les acides organiques, les particules et de nombreuses espèces radicalaires à courte durée de vie. Les COV agissent comme un « combustible » dans le processus de formation de l’ozone, tandis que le NO fonctionne plus ou moins comme un catalyseur, puisqu’il est régénéré dans le processus de formation. Le NO joue également un rôle clé dans la régénération des radicaux réactifs et la poursuite des réactions. La photochimie simplifiée de l’ozone, qui est en réalité un processus complexe et hautement non linéaire, est présentée dans l’encadré 1.
De fortes concentrations de NO fraîchement émis piègent localement l’O3, un processus conduisant à la formation de NO2. A proximité des sources, ce processus de titrage peut être considéré comme un puits d’ozone. En outre, les concentrations élevées de NO2 détournent l’étape initiale d’oxydation des COV en formant d’autres produits (par exemple, de l’acide nitrique), ce qui empêche la formation nette de O3. En raison de ces réactions, une diminution des NOx peut entraîner une augmentation de l’O3 à des rapports COV/NOx faibles, comme c’est le cas dans les villes. Dans ce régime souvent appelé régime limité en COV, le contrôle des émissions de composés organiques est plus efficace pour réduire localement les valeurs de pointe de la pollution par l’ozone.
Lorsqu’une masse d’air s’éloigne d’un centre urbain, son rapport COV/NOx change en raison de nouvelles réactions photochimiques, de processus météorologiques et de l’apparition de nouvelles émissions. La concentration de NOx diminue plus rapidement que celle des COV et, par conséquent, le rapport COV/NOx est amplifié. Lorsque le rapport COV/NOx est élevé, comme c’est le cas en situation de fond, la chimie tend vers le cas où les NOx sont limités et les réductions de NOx sont considérées comme plus efficaces pour réduire l’ozone dans ces situations. Des travaux récents (Kramp et al., 1994 ; Flocke et al., 1994) indiquent que la photochimie dans les panaches urbains se déroule plus rapidement qu’on ne le supposait auparavant. L’oxydation des COV conduit à plus d’ozone sur une période de temps plus courte, et à une élimination plus rapide des NOx. Par conséquent, le régime dans lequel la formation d’ozone est contrôlée par la concentration de NOx est atteint plus rapidement qu’on ne le pensait (Borrell et al, 1995).
Boîte 1 : La photochimie de la formation d’ozone sous forme simplifiée
| VOC + OH + O2 ® RO2 + H2O RO2 + NO + O2 ® NO2 + HO2 + CARB HO2 + NO ® NO2 + OH 2(NO2 + hv +O2 » NO + O3) |
|
|
net : |
(NOx + OH +) VOC + 4O2 ® 2O3 + CARB + H2O (+ NOx + OH) |
| VOC signifie composé organique volatil et CARB signifie composés carbonylés, qui jouent le rôle des hydrocarbures dans les étapes ultérieures d’oxydation. OH et HO2 sont des radicaux à courte durée de vie qui jouent un rôle important dans le processus de formation de l’ozone. | |
La complexité de l’effet des réductions des émissions de NOx sur la formation de l’O3 peut être illustrée par « l’effet week-end ». Dumont (1996) a documenté que les niveaux d’O3 dans les conurbations belges se sont avérés être significativement plus élevés le week-end que pendant la semaine. Pendant les étés de « smog », le pic moyen de l’après-midi était environ 20% plus élevé le samedi et le dimanche par rapport au pic de l’après-midi du « jour ouvrable ». Le schéma inverse s’est produit pour le NO2 ; cette espèce était beaucoup plus faible le samedi et le dimanche. Cependant, la somme de O3 et NO2, souvent appelée Ox, était similaire quel que soit le jour considéré. Cela peut s’expliquer par une moindre conversion de l’O3 par le NO en NO2, en raison du faible niveau d’émissions de NOx pendant le week-end dans les villes belges (environ 30 % de moins). Dans ce cas, cet effet d’appauvrissement local de l’ozone est plus important que la réduction de l’ozone due à la diminution des émissions de précurseurs (NOx et COV). D’autres variations de l’ozone pendant les jours de semaine suggèrent des contributions non locales supplémentaires. En Autriche, dans les stations situées à Vienne ou à proximité, les concentrations maximales moyennes d’ozone présentent également un schéma hebdomadaire distinct, avec toutefois des niveaux plus faibles les lundis et mardis. On pense que cela reflète la réduction de l’ozone due à la réduction des émissions de précurseurs dans une zone plus étendue, et l’effet du transport (Schneider, 1998). Brönniman et Neu (1997) concluent, à partir de l’analyse des données suisses, qu’il existe deux modèles distincts dans le cycle hebdomadaire de l’ozone. Lorsque la météorologie n’est pas favorable à la production d’ozone, des concentrations plus élevées sont observées pendant le week-end. Toutefois, dans des conditions favorables, le pic moyen d’ozone le dimanche était de 10 à 15 % inférieur à celui des jours ouvrables.
Il convient de noter que c’est seulement à la suite de réductions initiales et faibles des NOx, en l’absence de réductions simultanées des émissions de COV, que l' »effet week-end » contre-productif peut se produire. Pour atteindre des niveaux d’ozone acceptables, et passer le seuil initial de contre-productivité, la réduction d’une fraction majeure des émissions de NOx et de COV est nécessaire.
2.3 Échelles spatiales
La formation de l’ozone se produit à diverses échelles, depuis l’échelle locale, comme dans les zones urbaines telles qu’Athènes et Milan, jusqu’à l’échelle hémisphérique, comme dans l’augmentation des concentrations de fond au-dessus des moyennes latitudes septentrionales, en passant par l’échelle régionale, comme dans le centre et le nord-ouest de l’Europe. Les oxydants formés localement présentent généralement de grandes variations temporelles et spatiales, avec des pics de concentration élevés dus à des émissions se produisant principalement le même jour. La formation régionale d’oxydants se produit le plus souvent en relation avec des hautes pressions stables et les concentrations élevées peuvent rester pendant plusieurs jours (Cox et al, 1977 ; Guicherit et van Dop, 1975 ; Grennfelt et Schjoldager, 1984 ; Borrell et al, 1995). L’équilibre entre la formation (locale) et le transport (à longue distance) dans la climatologie de l’ozone dans une zone particulière détermine l’efficacité de la gamme des réductions d’émissions locales à paneuropéennes.
2.3.1 La phénoménologie de l’ozone rural en Europe
Grennfelt et al. (1987 ; 1988) et Feister et Pedersen (1989) ont été les premiers à signaler des niveaux d’ozone estivaux en Europe montrant un gradient croissant de la partie nord-ouest à la partie sud-est du réseau OXIDATE. Malheureusement, leur analyse ne s’étendait pas beaucoup au sud des Alpes en raison de la disponibilité limitée des données du sud et de l’est de l’Europe. Des rapports ultérieurs (NILU/CCC 1990 ~1996) ont confirmé le modèle de gradient d’ozone.
Une estimation quantitative de l’ozone en été et en hiver a été fournie par Beck et Grennfelt (1994). Sur la base des mesures de 68 stations rurales et de fond, ils ont constaté que le maximum diurne moyen en été allait de 60-80 μg.m-3 dans la partie nord-ouest à 120-140 μg.m-3 dans la partie centrale de l’Europe. La figure 1 illustre une version modélisée du gradient de la concentration maximale diurne moyenne d’ozone en été sur l’Europe (Simpson et al., 1997). La concentration de fond de la couche limite marine européenne, c’est-à-dire la concentration dans l’air advecté depuis l’Atlantique, a été établie à 60-65 μg.m-3 (Borrell et al., 1995). Il peut être utile de noter que les informations communiquées dans le cadre de la directive ne permettent pas de dresser ce tableau général de l’ozone rural. On a utilisé des données mesurées provenant des réseaux Eurotrac-TOR et EMEP et des activités du modèle EMEP. Il est également à noter, que la distribution spatiale de l’ozone sur l’Europe varie considérablement d’une année à l’autre, et dépend de la statistique considérée (comparer la figure 1 pour le maximum journalier estival à la figure 16 pour l’AOT60).
Figure 1 : La moyenne modélisée sur 5 ans de la concentration journalière maximale estivale d’ozone. Le calcul a été effectué en utilisant des émissions constantes au niveau de 1990 et la météorologie de 5 étés (1989, 1990, 1992, 1993 et 1994). 1 ppb O3 » 2 μg.m-3. Source : Simpson et al., 1997
La variation saisonnière de l’ozone, avec un large maximum estival et un minimum hivernal, est observée sur de nombreux sites individuels sur le continent. Sur une base saisonnière, les processus atmosphériques dans la couche limite européenne polluée ajoutent 30-40% à la concentration de fond de la couche limite en été. La plupart des stations rurales à l’intérieur des terres présentent un schéma diurne typique pendant les mois d’été, avec un minimum le matin et un maximum l’après-midi. La diminution pendant la nuit et tôt le matin est due aux dépôts secs. Dans les stations étroitement influencées par les émissions, l’effet reflète également le titrage du NO. Après le lever du soleil, la formation photochimique à partir des précurseurs commence et augmente progressivement avec la quantité de lumière du soleil. Le mélange de l’air provenant des couches en altitude et de la troposphère libre joue également un rôle. Les stations côtières et de haute altitude non polluées présentent souvent une variation diurne moins prononcée en raison de la faible influence des dépôts secs, et de l’advection d’un air homogène et relativement peu perturbé.
2.3.2 La phénoménologie des épisodes
Des épisodes d’augmentation de l’ozone se produisent sur la plupart des régions d’Europe chaque été. Pendant ces épisodes, dont beaucoup durent plusieurs jours consécutifs, les concentrations d’ozone s’élèvent à plusieurs fois le fond de la couche limite sur de vastes zones de l’Europe. Le phénomène des épisodes se produit généralement dans des conditions anticycloniques coïncidant avec un ensoleillement accru, des températures élevées et une faible vitesse du vent. Ils sont observés aussi bien dans les zones urbaines polluées que dans les régions rurales moins polluées. Dans la situation urbaine et suburbaine, les concentrations élevées sont principalement dues à la production photochimique à partir de précurseurs qui sont principalement émis dans la zone. A l’échelle continentale, les concentrations élevées sont la conséquence à la fois de la chimie in situ et du transport depuis d’autres régions. Bouscaren (1991) a cependant conclu que dans le sud de l’Europe, le smog photochimique a souvent un caractère local.
Généralement, à proximité des sources dans les centres-villes, les concentrations d’ozone sont plus faibles que dans les banlieues et les zones rurales, principalement en raison du piégeage de l’ozone par le monoxyde d’azote provenant du trafic. Pendant certains épisodes, les niveaux d’ozone peuvent être considérablement élevés dans les banlieues et plus loin sous le vent des zones de sources urbaines. L’accumulation d’ozone due aux réactions photochimiques prend plusieurs heures et, par conséquent, les niveaux les plus élevés de photo-oxydants peuvent être attendus à une certaine distance sous le vent des sources. Lin et al. (1995) et Lindsay et Chameides (1988) ont constaté que la concentration d’ozone dans un panache urbain était facilement deux fois supérieure au niveau de fond.
Plusieurs villes, en particulier celles du sud de l’Europe, connaissent des pics d’ozone dans leurs centres urbains. Cela se produit souvent à la suite de conditions d’air stagnant ou de brise de mer dans des situations anticycloniques d’été. En Méditerranée, des cellules de circulation à grande échelle sont établies et les émissions côtières peuvent être piégées pendant plusieurs jours dans la brise terre-mer. Les pires épisodes d’oxydation photochimique en Méditerranée sont probablement liés aux systèmes de circulation de la brise terre-mer, affectant en particulier les régions où se trouvent de grandes villes comme Barcelone, Marseille, Rome et Athènes (Borrell et al., 1995). Des études de cas sur ces phénomènes sont rapportées pour Athènes, Valence et Lisbonne par Moussiopoulos (1994), Millán (1993) et Borrego et al. (1994). Une brève discussion sur l’ozone en Méditerranée est présentée à l’annexe 3.
2.4 Tendances de l’ozone troposphérique
Les premières mesures quantitatives du rapport de mélange de l’O3 en Europe ont été effectuées à l’Observatoire de Montsouris près de Paris, entre 1876 et 1886. La concentration moyenne sur 24 heures était alors d’environ 20 μg.m-3 (Volz et Kley, 1988). Il peut être intéressant de noter que ces données (1000 échantillons) montrent des dépassements de la valeur seuil actuelle de l’UE pour la protection de la végétation (65 μg.m-3 en moyenne sur 24 heures) pendant un peu moins de 1% de toutes les observations. (Volz-Thomas, comm. pers.). La plupart de ces occasions se sont produites en février et une en mai et elles reflètent l’influence de l’air d’origine troposphérique libre atteignant le niveau du sol.
Dans les années 1950, les niveaux d’ozone ruraux moyens sur 24 heures avaient augmenté à 30 – 40 μg.m-3 et ils ont continué à augmenter jusqu’à 60 μg.m-3 dans les années 1980 (Feister et Warmbt, 1987). À la fin des années 1990, les concentrations moyennes journalières sont au moins un facteur deux plus élevées qu’à l’époque préindustrielle (Borrell et al., 1995, Staehelin et al., 1994). La plus grande partie de l’augmentation de l’O3 s’est produite dans les années 1970, associée à l’énorme croissance des émissions de NOx au cours de cette période. Au cours de la dernière décennie, l’augmentation de l’ozone a été nulle ou faible dans l’ensemble de l’Europe rurale. Aux Pays-Bas, les concentrations ont légèrement diminué (Roemer, 1996), tandis que dans le sud de l’Allemagne, plusieurs sites signalent une tendance annuelle à la hausse de 2 % (Scheel et al., 1997). Sur la frange côtière irlandaise de l’Atlantique, on observe une tendance à la hausse d’environ 1% par an pendant l’été, due à l’air pollué provenant de l’Europe continentale (Simmonds, 1993).
Peu de travaux ont été réalisés pour dériver des tendances dans l’occurrence des épisodes d’ozone en Europe. Cependant, certains pays ont communiqué des données sur les concentrations maximales du 98e percentile couvrant la période 1989 – 1996 dans le cadre de la directive sur l’ozone (voir chapitres 4 et 5). Cette base de données indique une tendance significative à la hausse du 98e percentile de quelques μg.m-3 sur 2 sites en Belgique et au Luxembourg alors qu’une tendance significative à la baisse sur la période 1989 – 1996 est observée sur 18 stations au Royaume-Uni et aux Pays-Bas. Aucune tendance n’a été mise en évidence dans 35 stations de ces quatre pays (de Leeuw et van Zantvoort, 1997). Aucune image claire pour un pays ou une région n’a émergé. Une mise en garde s’impose ici. Des données colocalisées sur les NOx n’étaient pas disponibles, ce qui nous empêche de vérifier si les tendances observées sont causées ou masquées par des changements dans les concentrations de NOx. Nous recommandons d’utiliser la somme de NO2 et O3, souvent appelée Ox, comme paramètre pour surmonter l’influence de l’effet de titrage car Ox est insensible au titrage (Guicherit, 1988). De plus, les changements dans les techniques de mesures ou les procédures d’opération peuvent biaiser la détection des tendances (Roemer, 1997).
L’enregistrement historique occasionnel, dérivé de mesures semi-quantitatives seulement, est disponible pour l’ozone dans l’environnement urbain. Des moyennes annuelles d’ozone de 40 – 60 μg.m-3 ont été mesurées à Athènes dans les deux premières décennies de ce siècle (Cartalis et Varotsos, 1994). Des niveaux similaires dans les années 1890 ont été documentés pour Zagreb (Lisac et Grubisic, 1991).
Le 98e percentile annuel d’ozone dans le centre de Londres a varié entre 60 et 140 μg.m-3 et a montré une tendance significative de -2,8 μg.m-3 par an entre 1973 et 1992 (PORG, 1987 ; Bower et al. 1991, 1994). Les statistiques de base sur l’ozone de plusieurs autres stations urbaines du nord-ouest de l’Europe montrent des valeurs dans des fourchettes comparables au cours des 5 à 10 dernières années. Un enregistrement d’une station de la banlieue d’Athènes (Liosia) montre que la concentration moyenne mensuelle a présenté un taux d’augmentation moyen d’environ 15 % par an au cours de la période 1984-1989. En 1987, les valeurs moyennes mensuelles ont commencé à dépasser 110 μg.m-3 (Moussiopoulos, 1994). Notons que cette valeur représente la valeur seuil moyenne actuelle de l’UE sur 8 heures pour la protection de la santé humaine. En 1988, ce seuil a été dépassé pendant 140 jours à cette station de surveillance.
L’identification d’une tendance dans les épisodes d’ozone en milieu urbain est peut-être plus importante. Le tableau 3 présente le nombre de dépassements de la concentration moyenne de 110 μg.m-3 sur 8 heures (12-20 h) sur plusieurs sites urbains. Le tableau montre que des dépassements se produisent sur tous les sites urbains. Sur les années disponibles pour ce rapport, aucune tendance significative ne peut être détectée. La variation météorologique d’une année sur l’autre est probablement la cause principale de la grande variation interannuelle.
Tableau 3 : Le nombre de dépassements de la norme de 110 µg.m-3, valeur seuil moyenne sur 8 heures sur une sélection de sites (sub)urbains au cours de la période 1982 -. 1995
| Pays | Station | Ville | 1982 | 1983 | 1984 | 1985 | 1986 | 1987 | 1988 | 1989 | 1990 | 1991 | 1992 | 1993 | 1994 | 1995 | |
| Belgique | I.R.M. Av. Circulaire | Bruxelles | * | * | * | * | 10 | 10 | 4 | 37 | 23 | 11 | 18 | 21 | 34 | 42 | |
| Belgique | St-Kruiswinkel | Gent | * | * | * | 10 | 8 | 14 | 7 | 16 | 33 | 7 | 21 | 9 | 20 | 21 | |
| Belgique | Namur Ville en Waret-Vezin | Sites de fond | * | * | * | * | 6 | 10 | 12 | 39 | 41 | 0 | 11 | 9 | 31 | 32 | |
| Grèce | Patission 147 | Athènes | * | 0 | 0 | * | * | 10 | 17 | 17 | 14 | 1 | * | * | * | * | |
| Grèce | Cimenterie de Smyrni de N Smyrni | Athènes | * | * | * | * | * | 20 | 48 | 60 | 34 | 71 | * | * | * | * | |
| Grèce | Aspropyrgos | Athènes | * | 23 | 9 | * | * | * | * | * | * | * | * | * | * | * | * |
| Grèce | Pireas Platia Dimotikou Theatrou | Athènes | * | * | * | * | * | * | 59 | 83 | 30 | 8 | * | * | * | * | |
| Pays-Bas | Florapark | Amsterdam | * | * | * | * | 7 | 9 | 8 | 27 | 30 | 6 | 19 | 9 | 14 | 20 | |
| Pays-Bas | Const.Rebecqueplein | Den Haag | * | * | * | * | 0 | 11 | 8 | 28 | 14 | 20 | |||||
| Pays-Bas | Const. | 28 | 37 | 17 | 23 | 9 | 20 | 19 | |||||||||
| Pays-Bas | Schiedamsevest | Rotterdam | * | * | * | * | 8 | 9 | 7 | 32 | 20 | 11 | 20 | * | * | * | |
| Pays-Bas | Kard. De Jongweg | Utrecht | * | * | * | * | * | 0 | 10 | 24 | 17 | 1 | 10 | 8 | 17 | 20 | |
| Pays-Bas | Witte Vrouwenstraat | Utrecht | * | * | * | * | * | * | 0 | 0 | 5 | 4 | * | 4 | * | * | * |
| Pays-Bas | Tuin Utrechtse Bibliotheek | Utrecht | * | * | * | * | * | 0 | 4 | 12 | 24 | 9 | 24 | 4 | 17 | 32 | |
| Pays-Bas | Amsterdamse poort | Haarlem | * | * | * | 18 | 4 | 7 | 3 | * | * | * | * | * | * | ||
| Pays-Bas | Keizer Karelplein | Nijmegen | * | * | * | * | 1 | 6 | 2 | * | * | * | * | * | * | * | |
| Pays Bas | Arnhemseweg | Apeldoorn | * | * | * | * | * | * | * | * | * | 33 | 9 | 20 | 8 | 22 | 17 |
| Pays-Bas | Floreslaan | Vlaardingen | * | * | * | * | 3 | 5 | 6 | 25 | 13 | * | 9 | 4 | 15 | 19 | |
| Portugal | Lisboa Bairro Alto – R. do Seculo 51 | Lisboa | * | * | * | * | * | * | 4 | 6 | 1 | 1 | 2 | * | * | * | |
| Portugal | Montes Chaos | Sines | * | * | * | 2 | 2 | 13 | 88 | 4 | 0 | 10 | * | * | * | ||
| Espagne | Plaza Castilla – Avenida Castellana | Madrid | * | * | * | * | * | * | * | * | * | * | * | * | 1 | * | * |
| Espagne | Poble Nov – Pl.Doctor Trueta | Barcelone | * | * | * | * | * | * | 30 | 39 | 8 | 1 | 13 | 16 | * | * | * |
| Espagne | Molina Pl. | Barcelone | * | * | * | * | * | 11 | 20 | 16 | 0 | 5 | 9 | 1 | * | * | |
| Espagne | Montcada I Reixach | Barcelone | * | * | * | * | * | 0 | 0 | * | * | * | 0 | 2 | * | * | * |
| Grande-Bretagne | Central London Lab-Minster House | Grand Londres | 0 | 0 | 0 | 15 | 8 | 1 | 0 | 0 | 13 | 2 | * | * | * | * | * |
| Grande-Bretagne | Pont Place | Grand Londres | * | * | * | * | * | * | * | * | * | 4 | 0 | 0 | * | * | 0 |
| Grande-Bretagne | Stevenage – WSL | Stevenage | 0 | 23 | 31 | 10 | 9 | 4 | 2 | * | * | * | * | * | * | * | * |
Les données ont été calculées à partir de tous les sites urbains connectés à la base de données AIRBASE. * : pas de données
2.5 Potentiel de création d’ozone photochimique
Différents COV ont des capacités de génération d’ozone différentes. La base chimique de ces différences est maintenant raisonnablement bien comprise. Le concept de potentiel de création d’ozone photochimique (POCP) est une approche largement utilisée pour estimer l’importance relative des COV individuels pour la production à court terme de O3 (Derwent et Jenkin, 1991 ; Simpson, 1995). Le POCP est défini comme le changement de l’O3 moyen lorsqu’une espèce particulière est réduite par rapport au changement de l’O3 moyen lorsque l’éthène est réduit. La définition du POCP est sujette à discussion car elle ne fait pas référence à : (1) les échelles de temps du transport par rapport aux échelles de temps de la réaction photochimique, (2) les niveaux de radicaux peroxy et de NOx requis pendant la production de O3, et (3) la question de la limitation des COV ou des NOx. Lorsque l’intention est de réglementer sur la base des potentiels de formation d’O3, plutôt que sur la masse totale, les évaluations POCP mettent en évidence le toluène, l’éthène, le butane et le propène comme les producteurs d’ozone à court terme les plus efficaces parmi les COV les plus abondants. Cependant, si l’on évalue les valeurs POCP sur des périodes plus longues (par exemple 96-h), les alcanes à réaction lente deviennent de plus en plus importants (Andersson-Sköld et al., 1992).
2.6 Relations source-récepteur
Les relations source-récepteur se sont révélées être un instrument très puissant dans le développement de stratégies de réduction, en particulier dans le cas de l’acidification (Alcamo et al., 1990). Dans de nombreuses applications, les composantes présentant un comportement linéaire ont été prises en compte. Dans le cas de l’acidification, le dépôt total sur une zone peut être calculé en additionnant toutes les contributions de toutes les sources et espèces pertinentes, qui peuvent être organisées soit géographiquement soit par secteur d’émission. Dans le cas de l’O3, la situation est plus complexe en raison de la relation non linéaire entre les espèces sources COV et NOx et en raison de l’influence de la troposphère de fond.
Plusieurs travailleurs ont fait des rapports sur cette question (Kleinman et Benkovitz, 1987 ; Stedman et Williams, 1992 ; Simpson, 1992), cependant, dans la plupart de ces travaux, les relations développées n’étaient valables que dans des circonstances fixes, par exemple des rapports HOx/NOx fixes. Simpson (1992) a trouvé que dans les régimes limités en COV, l’ozone montre dans une large mesure une dépendance linéaire aux changements d’émission de COV. Les relations source-récepteur sur les dépassements des seuils d’ozone moyennés sur des périodes à plus long terme (3 à 6 mois) sont apparues beaucoup plus robustes que celles sur la concentration maximale journalière, par exemple (Simpson et Malik, 1996).
La demande de relations source-récepteur d’ozone avec une plage de validité beaucoup plus large a augmenté en raison de l’appel à l’élaboration de stratégies de réduction rentables et différenciées dans l’espace. Le problème de l’ozone sera également lié à l’acidification et à l’eutrophisation afin de parvenir à une réduction optimale des émissions pour atteindre les objectifs de résolution de tous ces problèmes. Heyes et al. (1996) ont développé des relations source-récepteur pour l’ozone sous forme de diagrammes isoplèthes, qui peuvent servir dans l’approche multi-polluants / multi-effets. Les travaux de Heyes et al. (1996) seront appliqués pour soutenir la Commission européenne dans le développement de sa stratégie de réduction de l’ozone (Amann et al., 1997) et la CEE-ONU dans son travail sur le second protocole NOx.