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Rapport n°4: Combien dépenser pour la Protection de la Santé et de l'Environnement

Dispersion des polluants et exposition

Les principaux gaz à effet de serre, CO2, CH4 et N2O, restent dans l'atmosphère suffisamment longtemps pour former un mélange homogène sur toute la surface de la terre. Il n'est pas nécessaire d'effectuer un calcul de dispersion spécifique, mais le calcul des impacts est extraordinairement complexe et nous nous contentons ici de citer l'autorité principale en la matière, le Intergovernmental Panel on Climate Change/IPCC ou Groupe d'experts intergouvernemental sur l'évolution du climat/GIEC [http://www.ipcc.ch]. Pour la plupart des autres polluants atmosphériques, en particulier les PM10 (particules dont le diamètre est inférieur à 10 µm), NOx et SO2, la dispersion atmosphérique est significative sur des centaines ou des milliers de kms, de sorte que les effets locaux et régionaux sont importants. ExternE utilise donc une combinaison de modèles de dispersion locale et de dispersion régionale pour tenir compte de tous les dommages significatifs. Les modèles principalement utilisés jusqu'à présent dans le cas local (< 50 Kms depuis la source) ont été les modèles ISC (Brode & Wang 1992) de plume gaussienne pour les sources ponctuelles comme les centrales électriques, et ROADPOL pour les sources linéaires (émissions dues aux transports) [Vossiniotis et al 1996].

Au niveau régional, il faut tenir compte des réactions chimiques menant à la transformation des polluants primaires (les polluants tels qu'ils sont émis) en polluants secondaires, par exemple la formation de sulfates à partir du SO2. Dans ce cas, ExternE utilise le Windrose Trajectory Model (WTM) [Trukenmüller et Friedrich 1995] pour évaluer la concentration et la déposition des composés acides. WTM est un modèle lagrangien de trajectoires configurable par l'utilisateur, dérivé du Harwell Trajectory Model [Derwent et Nodop 1986]. La modélisation de l'ozone est basée sur le modèle d'oxydation EMEP MSC-W [Simpson et al. 1992, Simpson et Eliassen 1997]. EMEP est le modèle officiel utilisé pour l'évaluation des politiques concernant la pollution atmosphérique transfrontière en Europe.

Le calcul du coût des dommages est effectué en utilisant le logiciel EcoSense [Krewitt et al 1995], qui est un modèle intégré d'évaluation d'impact combinant ces modèles atmosphériques avec les bases de données pour récepteurs (population, occupation des sols, production agricole, bâtiments et matériaux, etc.), pour fonctions dose-réponse et pour valeurs monétaires. Joe Spadaro a également mis au point un logiciel d'analyse simplifié, le RiskPoll (en fait un ensemble de plusieurs modèles avec différents besoins de détails pour les entrées) que l'on peut se procurer librement à www.arirabl.org ou www.externe.info. Il est basé sur une interpolation de calculs de dispersion par EcoSense et, déjà dans sa plus simple version fournit des résultats qui reproduisent typiquement à un facteur de deux ou trois près ceux des calculs EcoSense détaillés si la hauteur de la cheminée dépasse 50 m. RiskPoll inclut un module pour les pathways de la Fig. 2.

Plusieurs tests ont été effectués pour valider les résultats. Par exemple, nous avons vérifié la concordance entre ISC et ROADPOL et nous avons comparé les concentrations prévues par WTM avec les données mesurées et les calculs du programme EMEP. Nous avons également trouvé une bonne concordance entre les concentrations calculées par EcoSense et les concentration mesurées [Rabl et al 2004b].

En ce qui concerne les PM10, Nox, S02 et 03, seules l'inhalation a un impact nuisible, mais il n'en est pas de même pour les métaux toxiques et les polluants organiques persistants agissant par la chaîne alimentaire. Dans ce dernier cas, une AVI beaucoup plus complexe s'impose pour calculer les doses ingérées. Spadaro & Rabl [2004] ont mis au point un modèle pour l'évaluation des coûts de dommage dus à l'émission des métaux les plus toxiques (As, Cd, Cr, Hg, Ni et Pb), ainsi qu'à certains polluants organiques, notamment les dioxines. Il tient compte des voies de la Fig.2. Ce modèle fournit le dommage par kilo de polluant, en fonction du site et des conditions d'émission à la source (pour les émissions dans l'air : hauteur de la cheminée, température des gaz d'échappement et vitesse). Le modèle est basé principalement sur les facteurs de transfert publiés par l'EPA [1998] et des données complémentaires de l'AIEA [1994 et 2001]. Ces facteurs de transfert tiennent compte de façon simplifiée de la transmission d'un polluant entre des compartiments environnementaux différents, par exemple l'absorption par des cultures agricoles d'un polluant dans le sol. Les incertitudes sont importantes, mais au moins il est ainsi possible d'obtenir des valeurs approximatives pour les polluants concernés.

Nous ne possédons pas encore tous les éléments qui permettraient le calcul de la dose apportée par la consommation des produits de la mer, mais celle-ci peut être importante à cause de la bio-concentration. Même si l'augmentation de concentration en mer est très faible, la dose collective apportée par les produits de la mer pourrait être significative si le processus d'enlèvement (sédimentation) est lent et que l'analyse n'est pas limitée dans le temps.

Un résultat général de cette analyse est que lorsque les polluants sont émis dans l'air, la dose ingérée peut être de deux ordres de grandeur plus importante que la dose par inhalation. Comme, de nos jours, les produits alimentaires sont transportés sur de longues distances, la dose totale varie peu selon le site où ces polluants sont émis dans l'air. En ce qui concerne les dommages, il convient de noter qu'une même dose peut avoir un effet très différent sur l'organisme selon qu'elle est inhalée ou ingérée. Le Cd, le Cr-VI et le Ni, par exemple, en l'état actuel des connaissances scientifiques, seraient cancérigènes uniquement par inhalation.