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Rapport sur la caractérisation du bassin atmosphérique de Georgia Basin-Puget Sound 2014

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Ce document est une collection d’opinions de groups divers et ne reflète pas forcement les politiques ou positions d’Environnement Canada.

Citation:
Environnement Canada et Environmental Protection Agency des États-Unis. 2014. Rapport sur la caractérisation du bassin atmosphérique de Georgia Basin - Puget Sound, 2014. Vingarzan R., So R., Kotchenruther R., editors. Environnement Canada, Région du Pacifique et du Yukon, Vancouver (C.-B.). Environmental Protection Agency des États-Unis, Région 10, Seattle (WA). ISBN 978-0-660-21250-0. Cat. No.: En84-3/2013F-PDF. EPA 910-R-14-002.

ISBN 978-0-660-21250-0

No de cat. : En84-3/2013F-PDF

EPA 910-R-14-002

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Photos de la page couverture : © Auteur, Environnement Canada

© Sa Majesté la Reine du chef du Canada, représentée par la ministre de l’Environnement, 2014

Also available in English

Collaborateurs

Rédacteurs :

Roxanne Vingarzan
Environnement Canada
Région du Pacifique et du Yukon
Vancouver (Colombie-Britannique)

Rita So
Environnement Canada
Région du Pacifique et du Yukon
Vancouver (Colombie-Britannique)

Robert Kotchenruther
Environmental Protection Agency des États-Unis
Région 10
Seattle (Washington)

Auteurs des chapitres :

Chapitre 1 : Introduction – Rebecca Saari, Roxanne Vingarzan, Rita So (Environnement Canada)

Chapitre 2 : Notions fondamentales de la qualité de l’air – Bruce Thomson et Rebecca Saari (Environnement Canada)

Chapitre 3 : Qualité de l’air et conditions météorologiques – Bruce Thomson et Rebecca Saari – (Environnement Canada)

Chapitre 4 : Qualité de l’air et tendances sociales et économiques – Jim Vanderwal, Amy Greenwood et Narissa Chadwick (Conseil du bassin du Fraser), Rita So (Environnement Canada)

Chapitre 5 : Émissions – Rebecca Saari (Environnement Canada) et Robert Kotchenruther (Environmental Protection Agency, Région 10)

Chapitre 6 : Surveillance de la qualité de l’air – Roxanne Vingarzan, Sarah Hanna et Rita So (Environnement Canada)

Chapitre 7 : Ozone – Roxanne Vingarzan (Environnement Canada), Robert Kotchenruther (Environmental Protection Agency, Région 10), Sarah Hanna et Rita So (Environnement Canada), Ranil Dhammapala (Département de l’Écologie de l’État de Washington)

Chapitre 8 : Matière particulaire – Roxanne Vingarzan (Environnement Canada), Robert Kotchenruther (Environmental Protection Agency, Région 10), Rebecca Saari, Sarah Hanna et Rita So (Environnement Canada)

Chapitre 9 : Visibilité –Rita So (Environnement Canada), Roxanne Vingarzan (Environnement Canada), Robert Kotchenruther (Environmental Protection Agency, Région 10), Bill Taylor (Environnement Canada), Rebecca Saari (Environnement Canada), Sarah Hanna (Environnement Canada)

Chapitre 10 : Modélisation régionale de la qualité de l’air – Robert Kotchenruther (Environmental Protection Agency, Région 10) et Bill Taylor (Environnement Canada)

Chapitre 11 : Transport transfrontalier – Roxanne Vingarzan, Bill Taylor, Sarah Hanna (Environnement Canada)

Chapitre 12 : Dépôt atmosphérique et effets sur l’environnement – Patrick Shaw, Chris Eckley, Donna Strang, Bill Taylor, Sarah Hanna (Environnement Canada) et Julian Aherne (Université Trent)

Chapitre 13 : Qualité de l’air et changements climatiques – Brian Lamb, Serena Chung, Rodrigo Gonzales, Jeremy Avise (Université de l’État de Washington), Janya Kelly, David Plummer, Paul Makar et Bill Taylor (Environnement Canada)

Chapitre 14 : Incidences d’une mauvaise qualité de l’air sur la santé et l’économie – Jim Vanderwal, Amy Greenwood, Narissa Chadwick (Conseil du bassin du Fraser), Tracey Parker (Environnement Canada), Patti Dods (Santé Canada) et Rita So (Environnement Canada)

Remerciements :

Les rédacteurs souhaitent remercier les examinateurs dont le temps, l’effort et l’expertise ont grandement
contribué à l’élaboration de ce rapport :

Peter Schwarzhoff (retraité)
Environnement Canada
Région du Pacifique et du Yukon
Vancouver (Colombie-Britannique)
Robert Elleman
Environmental Protection Agency des États-Unis
Région 10
Seattle (Washington)
Roger McNeill (retraité)
Environnement Canada
Région du Pacifique et du Yukon
Vancouver (Colombie-Britannique)
Elliot Rosenberg
Environmental Protection Agency des États-Unis
Région 10
Seattle (Washington)
Derek Jennejohn
Grand Vancouver
Burnaby (Colombie-Britannique)
Sally Otterson
Département de l’Écologie de l’État de Washington
Olympia (Washington)
Natalie Suzuki
Ministère de l’Environnement de la Colombie-Britannique
Victoria (Colombie-Britannique)
Ranil Dhammapala
Département de l’Écologie de l’État de Washington
Olympia (Washington)
Markus Kellerhals
Ministère de l’Environnement de la Colombie-Britannique
Victoria (Colombie-Britannique)
Keith Rose
Environmental Protection Agency des États-Unis
Région 10
Seattle (Washington)
Steve Sakiyama
Ministère de l’Environnement de la Colombie-Britannique
Victoria (Colombie-Britannique)
Brian Lamb
Université de l’État de Washington
Pullman (Washington)
Ian McKendry
Université de la Colombie-Britannique
Vancouver (Colombie-Britannique)
Dan Jaffe
Université de Washington
Seattle (Washington)
Julian Aherne
Université Trent
Peterborough (Ontario)
Tonnie Cummings
Service de Parc National
Région du Pacifique-Ouest
Vancouver (Washington)
Paul Makar
Environnement Canada
Région de l’Ontario
Downsview (Ontario)
Gary Olszewski
Port Metro Vancouver
Vancouver (Colombie-Britannique)
Julie Saxton
Grand Vancouver
Burnaby (Colombie-Britannique)
Ken Reid
Grand Vancouver
Burnaby (Colombie-Britannique)
Geoff Doerksen
Grand Vancouver
Burnaby (Colombie-Britannique)
Richard Visser
Grand Vancouver
Burnaby (Colombie-Britannique)
Corinne Schiller
Environnement Canada
Région du Pacifique et du Yukon
Vancouver (Colombie-Britannique)
Keith Jones
Environnement Canada
Région du Pacifique et du Yukon
Vancouver (Colombie-Britannique)
Bruce Ainslie
Environnement Canada
Région du Pacifique et du Yukon
Vancouver (Colombie-Britannique)
Jean-Michel Larivière
Environnement Canada
Région de la capitale nationale
Gatineau (Québec)

 

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Résumé

Le Rapport sur la caractérisation du bassin atmosphérique de Georgia Basin-Puget Sound, 2014, a été rédigé afin de caractériser la qualité de l'air dans la région de Georgia Basin-Puget Sound, zone urbaine, dynamique et en essor dans le nord-ouest du Pacifique. La croissance dans cette région continue d'exercer une pression sur l’environnement en raison de l'étalement urbain, de la demande croissante en matière de transport, de l'agrandissement des ports et de nouveaux projets de développement dans le secteur de l'énergie. Ces éléments présentent des défis importants à la gestion de la qualité de l'air dans la région.

Le Rapport sur la caractérisation du bassin atmosphérique de Georgia Basin-Puget Sound, 2014, est une mise à jour du rapport de 2004. Il porte le même nom et représente une synthèse des travaux effectués sur la qualité de l'air dans la région depuis lors. L'ouvrage cherche à fournir des renseignements scientifiques qui permettent la gestion régionale de la qualité de l'air dans le bassin atmosphérique international de Georgia-Puget Sound.

Ses objectifs particuliers sont les suivants :

  • Déterminer et décrire les grands facteurs, naturels et humains, qui ont une incidence sur la qualité de l'air dans la région;
  • Établir un point de repère contre lequel mesurer les changements qui se produiront dans la qualité de l'air au cours des dix prochaines années;
  • Déterminer s'il y a encore une importante pollution transfrontalière dans le bassin atmosphérique de Georgia Basin/Puget Sound;
  • Décrire les conséquences prévues sur la qualité de l'air de certaines mesures de gestion;
  • Décrire les conséquences de la qualité de l'air sur l'écosystème et la santé humaine;
  • Décrire les conséquences des changements climatiques sur la qualité de l'air;
  • Procurer une base scientifique à partir de laquelle élaborer des documents d'éducation publique et de communication destinés à rehausser la compréhension des citoyens face à la qualité de l'air dans la région.

Bassin atmosphérique de Georgia Basin-Puget Sound

Le bassin atmosphérique de Georgia Basin/Puget Sound est composé de deux bassins atmosphériques plus petits, soit le bassin atmosphérique de Georgia Basin et de Puget Sound. Le Georgia Basin renferme la portion canadienne du bassin atmosphérique, la pointe nord-ouest du comté de Whatcom et le comté de San Juan dans l'État de Washington ainsi que la côte sud du détroit de Juan de Fuca. Le bassin atmosphérique de Puget Sound englobe les comtés situés au sud du comté de Whatcom de l'État de Washington.

L'ozone troposphérique, la matière particulaire et la visibilité sont une source de préoccupation tant dans la portion canadienne que dans la portion américaine du bassin atmosphérique. Ils sont au cœur du présent rapport. Comme ils constituent des sujets de préoccupation publique, ils figurent parmi les principaux points de focalisation de la coopération internationale entre les deux pays.

Notions fondamentales de la qualité de l'air

La qualité de l'air est une mesure de l'état atmosphérique. Elle se définit principalement par la quantité de gaz traces précis et de particules présente dans l'air, la qualité de l'air diminuant avec la présence de concentrations plus élevées de ces gaz et particules. La qualité de l'air ambiant est déterminée par les émissions, la transformation des produits chimiques dans l'atmosphère ainsi que par les dépôts ou les pertes en provenance de l'atmosphère. Au nombre des sources d'émissions anthropiques, mentionnons l'industrie, le transport, le chauffage domestique, l'utilisation de pesticides et d'autres activités agricoles. Les sources naturelles, telles que la végétation, les feux de friches et les terres humides, peuvent également libérer des matières gazeuses et des matières particulaires dans l'atmosphère. Une fois les matières libérées dans l'air, les processus atmosphériques et les forces dynamiques occupent un rôle déterminant dans le transport, la dilution et la transformation des gaz et des particules dans l'atmosphère. De nouveaux composés secondaires, tant gazeux que particulaires, peuvent être engendrés par des processus physiques ou des réactions chimiques. Des processus, tels que les dépôts humides et secs, peuvent supprimer plusieurs gaz et matières particulaires de l'atmosphère. Ces processus peuvent se répercuter sur les eaux de surface, la composition du sol ainsi que la santé de la flore et de la faune.

L'exposition à court et à long terme à la pollution atmosphérique a été démontrée comme participant à la maladie et au décès prématuré. Les effets se font voir dans une vaste gamme de concentrations de polluants. Les matières, la végétation et les écosystèmes sont également soumis à des dégâts écologiques en raison de dépôts de polluants. Donc, la qualité de l'air ambiant est systématiquement surveillée et comparée aux normes, aux objectifs et aux lignes directrices régissant la qualité de l'air sur le plan national, provincial et régional. Les facteurs les plus courants du smog font l'objet d'efforts de surveillance et de réglementation au Canada et aux États-Unis. Au Canada, ce groupe de polluants atmosphériques est désigné sous « principaux contaminants atmosphériques » alors qu'aux États-Unis, ils sont désignés sous « principaux polluants atmosphériques ». La liste des principaux contaminants ou polluants comprend les oxydes de soufre (SOx), les oxydes d'azote (NOx), l'ozone (O3), le monoxyde de carbone (CO) et les matières particulaires fines (MP2,5). Les États-Unis incluent le plomb (Pb) dans cette liste, alors que le Canada inclut les composés organiques volatils (COV) et l'ammoniac (NH3).

Qualité de l'air et conditions météorologiques

La qualité de l’air est fortement touchée par les régimes météorologiques, qui subissent l’influence de la topographie locale et des écarts de température et de pression à la surface. Une fois que les polluants sont en suspension dans l'air, la voie par laquelle ils se déplacent est déterminée par des processus mondiaux, régionaux et locaux, et peut jouer un rôle important en déterminant l'importance des concentrations de pollution atmosphérique dans des endroits particuliers du bassin atmosphérique.

La plupart de l'air atteignant le bassin atmosphérique de Georgia-Puget Sound a voyagé pendant un certain nombre de jours au-dessus de l'océan Pacifique. Par conséquent, les polluants se sont considérablement dispersés ou retirés de l'atmosphère au moment où l'air arrive dans la zone. De plus, il y a des périodes où l'air passe au-dessus de certaines parties du continent avant d'atteindre le bassin atmosphérique. Les sources transpacifiques et continentales viennent s'ajouter aux niveaux naturels des polluants atmosphériques dans le bassin atmosphérique. Parfois, l'arrivée de polluants en provenance d'Asie et d'ailleurs en Amérique du Nord peut provoquer une mauvaise visibilité et des dépassements des normes et des objectifs de la qualité de l'air. Le printemps, tout particulièrement les mois d'avril et de mai (quand les vents d'ouest en haute altitude sont les plus forts), est le moment où les polluants de l'air sont le plus susceptibles d'être transportés d'un côté à l'autre de l'océan Pacifique et d'entrer dans le bassin atmosphérique.

La plupart des jours où la qualité de l'air est mauvaise sont associés à des conditions météorologiques stagnantes dans le bassin de Georgia et de Puget Sound. La stagnation de l'air est le produit d'un mauvais mélange et d'une mauvaise circulation de l'air accompagnés d'une faible dilution des émissions. Quand ces périodes de stagnation durent plus de quelques jours, les polluants peuvent atteindre des niveaux élevés. Ces périodes de stagnation, souvent associées à des inversions au niveau de la surface du sol, ont lieu généralement l'été et l'hiver, rendant ainsi ces saisons plus importantes encore pour les épisodes de smog. Les régimes d'écoulement des vents durant ces périodes de stagnation ne favorisent pas la circulation des polluants atmosphériques entre les bassins atmosphériques, ce qui crée un isolement entre les deux bassins. À l'occasion, la circulation locale limite aussi la force de la brise de mer et décuple la circulation d'air entre la vallée du bas Fraser et l'est de l'île de Vancouver.

Qualité de l'air et tendances sociales et économiques

Les tendances sociales et économiques actuelles dans le bassin atmosphérique de Georgia-Puget Sound pourraient contribuer à une diminution de la qualité de l'air. Ces tendances incluent l'étalement urbain, l'utilisation accrue de l'automobile, la consommation accrue de l'énergie et l'augmentation du commerce international. Comprendre ces tendances peut favoriser la modélisation de scénarios futurs liés à la qualité de l'air et l'établissement d'orientations stratégiques futures.

Certains grands moteurs de l'économie, comme le commerce international, les affaires, le tourisme et le transport, produisent une grande quantité de pollution atmosphérique et d'émissions de gaz à effet de serre. Par exemple, les navires et les véhicules utilitaires légers contribuent grandement aux polluants participant à la formation du smog. En outre, l'industrie agricole contribue à la formation des émissions. Étant donné les tendances sociales et économiques passées et prévues dans le bassin atmosphérique de Georgia-Puget Sound, le besoin d'améliorer et de protéger davantage la qualité de l'air est reconnu par les organismes à l'échelle régionale, nationale et fédérale. Les organismes gouvernementaux des deux côtés de la frontière font l'essai de divers programmes de gestion de la qualité de l'air et élaborent des plans de réduction des émissions afin de protéger la qualité de l'air dans ce bassin atmosphérique international.

Émissions

La compréhension de la nature des polluants atmosphériques qui pénètrent l'atmosphère et le fait d'en connaître les quantités sont essentiels à l'élaboration de mesures de contrôle des émissions. Les inventaires des émissions sont des outils importants pour fournir l'information sur la quantité et l'emplacement des émissions de polluants. Il est possible de se servir des inventaires des émissions pour prévoir les émissions futures en se basant sur les projections de croissance économique et sur les changements associés aux niveaux d'activité et à la technologie, de même que pour planifier des stratégies de réduction des émissions.

Les oxydes d'azote (NOx) et les composés organiques volatils (COV) d'origine anthropique constituent les émissions de polluants atmosphériques les plus importantes tant dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser que dans le bassin de Puget Sound. Ces émissions proviennent en grande partie du secteur des transports et incluent des contributions des véhicules légers et lourds, des véhicules marins et des véhicules hors route. L'utilisation de produits chimiques est aussi une source importante de COV dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser. Le chauffage (y compris les poêles à bois et les foyers) est une source importante d'émissions de MP2,5 dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser et dans le bassin de Puget Sound.

Les prévisions des émissions établies par le Western Regional Air Partnership indiquent que les émissions de polluants contribuant à la formation de smog (les composés organiques volatils, les oxydes d'azote et le dioxyde de soufre) doivent diminuer dans le bassin de Puget Sound entre 2002 et 2018. En revanche, les émissions d'ammoniac (NH3) et des matières particulaires fines doivent augmenter dans la région. On estime que les émissions d'oxyde d'azote (NOx) diminueront davantage que celles de composés organiques volatils, ce qui pourrait occasionner une augmentation de l'ozone dans les régions urbaines à concentrations limitées de composés organiques volatils. Les émissions de composés organiques volatils d'origine naturelle doivent demeurer constantes à court terme.

Pour la partie canadienne de la vallée du bas Fraser, les plus récentes prévisions des émissions de 2010 du Grand Vancouver prévoient une diminution des émissions de composés organiques volatils et d'oxydes d'azote jusqu'en 2015 et 2025, respectivement, en raison de normes d'émission plus strictes pour les véhicules et d'améliorations de l'efficacité énergétique des carburants. On prévoit que les émissions de composés organiques volatils vont augmenter après 2020 à cause d’une augmentation d’émissions de produits chimiques. Les émissions de dioxyde de soufre devraient diminuer de façon considérable par rapport aux niveaux de 2010 en raison de la mise en œuvre, en 2012, de la zone de contrôle des émissions de l'Organisation maritime internationale (OMI), et on prévoit une diminution des émissions marines d'oxydes d'azote après la mise en œuvre, en 2016, des normes relatives aux moteurs marins du niveau 3 de l'annexe VI de l'OMI. On s'attend à une augmentation des émissions d'ammoniac et des matières particulaires grossières pendant la période 2010-2030 en raison de la croissance du secteur agricole et de la construction, respectivement.

Surveillance de la qualité de l'air

La qualité de l'air ambiant est évaluée en analysant les observations des polluants atmosphériques à partir des stations de surveillance de la qualité de l'air et d'autres mesures de l'air ambiant. Dans le bassin atmosphérique de Georgia-Puget Sound, la qualité de l'air est surveillée régulièrement par divers réseaux de surveillance de la qualité de l'air. Les principaux indicateurs de la qualité de l'air ambiant suivis par ces réseaux sont les concentrations des polluants gazeux, la masse de particule et sa composition et les dépôts de surface des contaminants.

En Colombie-Britannique, la qualité de l'air est surveillée par le Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique (RNSPA), le Réseau canadien d'échantillonnage des précipitations et de l'air (RCEPA), le ministère de l'Environnement de la Colombie-Britannique et le Réseau de surveillance de la qualité de l’air de la vallée du bas Fraser (RSQAVBF).

Dans l'État de Washington, la qualité de l'air est surveillée par le Washington State Monitoring Network ((WNSM)), le National Atmospheric Deposition Program (NADP), le Clean Air Status and Trends Network (CASNET), le Chemical Speciation Network (CSN) et le réseau Interagency Monitoring of Protected Visual Environments (IMPROVE).

Des mesures détaillées de la qualité de l'air ambiant fournissent des données sur les tendances et la composition des polluants atmosphériques dans le bassin atmosphérique de Georgia-Puget, ce qui constitue une information essentielle pour la bonne gestion de la qualité de l'air dans la région.

Ozone

L'ozone troposphérique est une source de préoccupation importante pour l'environnement et la santé dans le bassin atmosphérique de Georgia-Puget Sound. L'ozone n'est pas rejeté directement dans l'atmosphère, c'est un sous-produit d'une série de réactions chimiques sous l'influence du rayonnement ultraviolet. L'analyse des tendances temporelles et spatiales et l'étude des processus de formation peuvent mener à une meilleure connaissance des sources et de la gestion de l'ozone.

Les concentrations d'ozone aux endroits en haute altitude ou dans les sites éloignés des sources d'émission sont principalement influencées par l'ozone de fond. Les études démontrent que les niveaux d'ozone de fond augmentent sur la côte ouest de l'Amérique du Nord, résultat probable de la croissance industrielle en Asie et du transport entre les deux continents.

Dans la plupart des régions du bassin atmosphérique, les niveaux d'ozone troposphérique sont en deçà des normes nationales et des objectifs régionaux. Les concentrations d'ozone les plus élevées sont généralement observées en aval des centres urbains et en haute altitude. Les épisodes d'ozone régionaux demeurent un problème dans certains points chauds tels que Enumclaw, dans l'État de Washington, et les régions centrales et est de la partie canadienne de la vallée du bas Fraser, où les normes nationales de la qualité de l'air ambiant ont été périodiquement dépassées au cours de la dernière décennie.

Même si les pics de concentration d'ozone ont diminué dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser depuis les années 1980, pendant les dernières deux décennies, les tendances d'ozone dans la vallée du bas Fraser ont augmenté jusqu'au 90 ou 95e percentile (selon l'emplacement) dans l'ensemble du bassin atmosphérique. On estime que l'augmentation constante de ces tendances d'ozone est largement attribuable aux réductions des émissions de oxyde d'azote (entraînant une diminution du titrage de O3) et probablement aux niveaux naturels accrus. En outre, bien que les concentrations horaires de pointe d'ozone aient diminué dans la partie est de la vallée du bas Fraser, des dépassements d'ozone ont continué de se produire à Hope tout au long des années 2000. Les études portant sur le régime de réactivité de l'ozone dans la vallée du bas Fraser indiquent que cette région est le plus souvent une région à concentrations limitées de composés organiques volatils, à l'exception d'épisodes de fortes concentrations d'ozone (niveaux de O3 au-dessus du 95e percentile) lorsque les concentrations limitées des oxydes d'azote ont lieu dans partie est du bassin atmosphérique. Étant donné la variabilité spatiale et temporelle dans le régime de réactivité de l'ozone, on s’attend á ce que les efforts de réduction de l'ozone ont besoin d'une approche taillée sur mesure. Par exemple, dans la partie ouest de la vallée du bas Fraser, des réductions supplémentaires des composés organiques volatils devraient contribuer à réduire les niveaux d'ozone tous les jours. Cependant, dans la partie est de la vallée du bas Fraser, en raison du régime de réactivité de l'ozone mixte, les réductions de composés organiques volatils sont bénéfiques les jours où les concentrations d'ozone atteignent le 95epercentile, alors que des réductions supplémentaires des oxydes d'azote s'imposent lorsque l'ozone dépasse le 95epercentile.

Les études effectuées jusqu'ici indiquent que la plupart des zones urbanisées du bassin atmosphérique de Georgia Basin/Puget Sound semblent avoir des concentrations limitées de composés organiques volatils, tandis que les zones rurales et les aires de nature sauvage semblent avoir des concentrations limitées des oxydes d'azote. Les défis qui se posent à la gestion de l'ozone dans le bassin atmosphérique sont notamment l'accroissement des niveaux naturels, l'évolution des émissions et les changements qui s'ensuivent dans la chimie de l'ozone.

Matières particulaires

Les matières particulaires fines (MP2,5) sont une source de préoccupation particulière, étant donné leurs effets nocifs sur la santé humaine et la visibilité. Elles peuvent soit être rejetées directement dans l'atmosphère ou être produites dans l'atmosphère à partir de la nucléation ou de la condensation des gaz. Les principaux polluants atmosphériques responsables de la formation secondaire des matières particulaires fines sont les oxydes d'azote, le dioxyde de soufre, l’ ammoniac et le carbone organique. Dans l'atmosphère, ces contaminants sont transformés par des processus chimiques et physiques que subissent le nitrate d'ammonium, le sulfate d'ammonium et les composés organiques, lesquels sont les principales composantes des matières particulaires fines dans la partie urbaine du bassin atmosphérique de Georgia Basin-Puget Sound. Le carbone élémentaire (découlant de la combustion de la matière organique), le sel de mer et le sol à grain fin sont les autres composantes des MP2,5 qui sont directement rejetées dans l'atmosphère.

Dans la plupart des sites de surveillance du bassin atmosphérique, les concentrations de matières particulaires fines ambiantes atteignent des sommets en automne et en hiver, en raison d'une hausse des émissions provenant du chauffage des locaux et d'une réduction de la dispersion aux faibles hauteurs de la couche limite. On observe également un pic à la fin de l'été dans certains sites en raison d'une photochimie accrue, ce qui favorise la formation de matière particulaire fine.

Même si la composition de la matière particulaire fine varie par endroits dans le bassin atmosphérique, il a été déterminé que le carbone organique est la composante principale de la matière particulaire. Dans les centres urbains, environ 50 % de la masse de particules est composée de carbone organique et de carbone élémentaire. Le sulfate et le nitrate combinés constituent environ un tiers de la MP2,5 dans les zones urbaines.

Les principales sources de concentrations de matières particulaires fines ambiantes dans le bassin atmosphérique sont les émissions des véhicules, des activités maritimes, de l'industrie, de l'agriculture et de la combustion du bois. Les influences saisonnières comprennent la combustion du bois en hiver ainsi que l'augmentation des activités des navires de croisière et les influences biosynthétiques en été.

Même si les concentrations de matières particulaires fines ambiantes dans le bassin atmosphérique sont habituellement en deçà des normes et des objectifs nationaux, certaines régions, dont la zone non conforme du comté de Tacoma-Pierce dans l'État de Washington, continuent de connaître des dépassements de la Norme nationale américaine de qualité de l'air ambiant (NAAQS) pour la matière particulaire fine sur des périodes de 24 heures. En dehors de la zone non conforme, les matières particulaires fines montre des signes de légère diminution avec les années. Les concentrations futures de la matière particulaire ambiante seront tributaires des changements des niveaux naturels, du climat et des émissions locales et transportées.

Visibilité

La brume sèche régionale cause une dégradation de la visibilité et nuit à la vue des panoramas spectaculaires du bassin atmosphérique de Georgia-Puget Sound. Elle a une incidence sur le tourisme et la croissance économique et diminue la qualité de vie des résidents.

Dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser et à Seattle, la visibilité la plus faible observée a lieu en automne, alors que dans la zone rurale du mont Rainier, elle a lieu en été. La tendance saisonnière et diurne de la visibilité est fortement touchée par les conditions météorologiques telles que l'humidité relative et la hauteur de la couche limite. Après l'ajustement de ces deux facteurs, la tendance saisonnière de la visibilité dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser indique que les impacts attribuables aux polluants anthropiques sont plus élevés au cours des mois d'été. L'analyse des tendances à long terme indique que la visibilité s'est améliorée dans le bassin atmosphérique de Georgia-Puget Sound en raison des réductions importantes des émissions au cours des 40 dernières années. Les mesures de visibilité dans quatre zones de catégorie 1 du bassin de Puget Sound affichent une amélioration des tendances qui progressent davantage que le taux de progression attendu, si l'on se base sur la modélisation de la visibilité.

Malgré les améliorations, la dégradation de la visibilité est toujours une source de préoccupation, surtout dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser où une étude de perception récente indique que les gens connaissent des conditions de visibilité inacceptables (conditions de visibilité perçues comme étant médiocres, faibles ou très faibles) 30 % du temps.

Les sources contribuant à la perte de visibilité varient selon la gravité de l'épisode. Dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser, les fractions de carbone organique et de nitrate étaient les plus élevées au cours des jours où la visibilité est mauvaise ou de scénarios catastrophiques de visibilité comparativement à tous les autres jours. On a constaté des contributions plus élevées en sulfate et en carbone organique au mont Rainier dans l'État de Washington pendant les jours de faible visibilité; toutefois, les contributions de ces composantes ont diminué depuis les années 1990.

La modélisation de la qualité de l'air semble indiquer que plusieurs stratégies de réduction des émissions peuvent améliorer la visibilité dans diverses parties du bassin atmosphérique. Seules les réductions d'ammoniac doivent entraîner des améliorations modestes de visibilité dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser. Il s'agit d'une abondance d'ammoniac dans le bassin atmosphérique en raison d'une activité agricole intense. Le travail de modélisation en cours sera principalement intégré aux efforts de gestion de la visibilité dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser.

En raison de la valeur accordée aux panoramas clairs dans le paysage environnant, les organismes régionaux et fédéraux des deux côtés de la frontière reconnaissent la nécessité d'améliorer et de protéger davantage la visibilité. Dans le Georgia Basin, le Comité de coordination de la visibilité de la Colombie-Britannique gère un programme de visibilité à plusieurs facettes en vue d'améliorer la visibilité dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser, tandis que la conformité de Puget Sound avec la Regional Haze Rule des États-Unis veille à la progression de la protection de la visibilité dans les parcs nationaux et les aires protégées.

Modélisation régionale de la qualité de l'air

La modélisation régionale de la qualité de l'air est essentielle pour évaluer les effets des mesures de contrôle des émissions sur la qualité de l'air ambiant. Cinq études de cas de modélisation ont été passées en revue, dont la tâche était d'examiner divers problèmes de gestion de la qualité de l'air propres au bassin atmosphérique de Georgia-Puget Sound.

Les résultats d'une étude portant sur l'effet des diverses réductions d'émissions cernées dans le Plan de gestion de la qualité de l'air du Grand Vancouver de 2005 (zone de contrôle des émissions maritimes, réglementation des véhicules hors route et réductions des sources ponctuelles importantes) indiquaient que leur mise en œuvre entraînerait des diminutions des concentrations ambiantes d'ozone et de matière particulaire fine dans les zones sous le vent de la partie canadienne de la vallée du bas Fraser. Toutefois, l'étude a aussi montré que ces réductions pourraient également occasionner une augmentation des concentrations d'ozone troposphérique dans les régions métropolitaines et les voies de navigation maritime en raison d'un titrage plus faible d'ozone occasionné par une diminution des concentrations d'oxyde d'azote.

L'étude de la sensibilité de l'ozone dans le bassin de Puget Sound (basée sur une prévision de croissance future et une utilisation présumée d'essence à faible volatilité) indique des améliorations marginales aux concentrations maximales d'ozone sur huit heures en été d'ici 2015. L'utilisation de l'essence à faible volatilité s'est avérée jouer un rôle minimal dans les améliorations. Les analyses de sensibilité semblent indiquer que la formation d'ozone dans les zones urbaines denses et le bassin atmosphérique pollué à l'ouest des Cascades est limitée par la disponibilité des composés organiques volatils.

La modélisation de l'ammoniac agricole dans la vallée du bas Fraser montre que la sensibilité des concentrations des matières particulaires fines aux réductions des émissions d'ammoniac est faible en raison de l'abondance de l'ammoniac dans le bassin atmosphérique. Cela laisse croire que les réductions dans les MP2,5ambiantes seraient mieux atteintes en ciblant les précurseurs multiples des matières particulaires fines (composés organiques volatils, oxydes d'azote, dioxyde de soufre), en plus de l'ammoniac.

Les travaux de modélisation effectués pour appuyer la désignation par l'Organisation maritime internationale de la zone de contrôle des émissions pour les navires révèlent des prévisions d'amélioration des concentrations ambiantes d'ozone (dans la plupart des régions) et de matière particulaire fine au-dessus du bassin de Georgia et de certaines parties de Puget Sound en raison de la mise en œuvre de la réglementation de la zone de contrôle des émissions en 2012. En outre, les dépôts d'azote et de soufre devraient diminuer et la visibilité devrait augmenter en raison de la mise en œuvre de la nouvelle réglementation maritime.

Finalement, un examen des avantages potentiels de la mise en œuvre du Plan d'action sur les changements climatiques et du Air Action Plan de la Colombie-Britannique de 2008 dans l'ensemble de la province révèle des diminutions prévues dans les niveaux des matières particulaires fines, de composés organiques volatils, des oxydes d'azote et de dioxyde de soufre. Les améliorations de la qualité de l'air les plus notoires et les avantages pour la santé qui s'ensuivent doivent se concentrer dans les régions les plus peuplées de la province, c'est-à-dire dans le Grand Vancouver et la région de la capitale.

Transport transfrontalier

En raison de la géographie du bassin atmosphérique de Georgia Basin-Puget Sound, les émissions de la partie canadienne et de la partie américaine du bassin peuvent nuire à la qualité de l'air ambiant de l'une et de l'autre.

Les études basées sur les observations du vent et la modélisation des rétrotrajectoires indiquent que les polluants traversent la frontière internationale de Georgia Basin et de Puget Sound pendant toute l'année. Dans des conditions stagnantes, le transport transfrontalier est régulier, mais très localisé, notamment à travers la frontière internationale dans la vallée du bas Fraser. D'autres régimes d'écoulement en automne, en hiver et au printemps et pendant des périodes instables de l'été, peuvent transporter des polluants et des précurseurs à travers la frontière internationale sur une base épisodique.

Les résultats de la modélisation indiquent que les incidences de la qualité de l'air à l'échelle locale découlant du transport transfrontalier se répercutent le long de la frontière (à l'intérieur de 50 km à peu près) avec une certaine fréquence en été. Les incidences du transport régional à grande distance (>100 km) sont plus fréquentes en hiver. En général, les régions canadiennes et américaines du bassin atmosphérique exercent un degré d'influence semblable sur l'une et l'autre des régions en matière de transport de polluants. La qualité de l'air dans la région de Georgia Basin et de Puget Sound peut également être influencée par le transport des polluants sur des distances moyennes qui proviennent de l'extérieur du bassin atmosphérique. Les exemples les plus courants sont le transport des panaches de fumée des incendies de forêt provenant de l'ouest de l'Amérique du Nord.

Le transport des polluants à grande distance au-dessus du Pacifique participe aux niveaux de fond de l'ozone, aux MP2,5 et à d'autres polluants dans le bassin atmosphérique. Les événements de poussière en Asie et les grands incendies de forêt en Sibérie peuvent avoir des effets nuisibles à court terme sur la qualité de l'air ambiant.

Dépôts atmosphériques et effets écologiques

Les dépôts atmosphériques des polluants de l'air, tels que le soufre, l'azote et les polluants atmosphériques dangereux, ont des effets indésirables sur les écosystèmes aquatique et terrestre. Certains de ces effets incluent l'acidification et l'eutrophisation des eaux de surface, des dépérissements dans la croissance forestière et une réduction de l'abondance et de la diversité des espèces. Des études récentes dans le bassin atmosphérique de Georgia-Puget Sound ont examiné les tendances, les niveaux et les répercussions des dépôts secs et humides de contaminants dans divers récepteurs environnementaux, y compris les sols, la végétation, les forêts, les systèmes aquatiques et la faune terrestre.

La totalité des charges de soufre et d'azote diminue depuis 1998 et dans les endroits urbains et ruraux du bassin atmosphérique. Cette tendance à la baisse se manifeste dans l'Est du Canada et aux États-Unis, ce qui semble indiquer une réponse positive très répandue face aux réductions des émissions à grande échelle appliquées dans les deux pays. En dépit des tendances à la baisse concernant le total des dépôts de soufre et d'azote, il demeure toujours des zones localisées de dépôts accrus. Des études indiquent des taux plus élevés du total des dépôts de soufre près des voies de navigation maritime et des grands centres de population. Les points chauds sont liés aux activités industrielles locales comme les raffineries pétrolières et les alumineries. Des points chauds de dépôts d'azote élevés se situent dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser en raison de la production intense de volaille et de l'utilisation du fumier comme engrais.

Des études ont révélé que les taux de dépôts de soufre et d'azote dépassent les charges critiques (niveaux de dépôts au-delà desquels un effet néfaste est attendu) des divers récepteurs dans le bassin atmosphérique, et ce, malgré les diminutions des charges de soufre et d'azote. Par exemple, on a observé des charges de soufre et d'azote dépassant la charge critique de l'acidité du sol dans les hautes terres du nord de la partie canadienne de la vallée du bas Fraser où les sols sont minces et le pouvoir de tampon faible. De plus, une étude de 72 lacs d'eau douce situés dans le bassin atmosphérique démontre que 20 % d'entre eux avaient un pH inférieur à 6 (le niveau auquel des répercussions biologiques négatives sont attendues) et que 18 % des lacs avaient reçu des dépôts de soufre supérieurs à leurs charges critiques. D'autres études sur les écosystèmes forestiers et les lichens indiquent que ces récepteurs connaissent régulièrement des dépassements de charges critiques, notamment ceux qui se trouvent dans les régions métropolitaines peuplées ou près de celles-ci lorsque les dépôts atmosphériques sont élevés.

Les polluants atmosphériques dangereux ou toxiques sont associés à des risques pour la santé et à des conséquences écologiques graves. Plusieurs polluants atmosphériques dangereux se déposent facilement sur les sols ou les eaux de surface où ils peuvent être absorbés par des plantes et ingérés par des animaux et leurs effets peuvent finalement être amplifiés par l'intermédiaire de la chaîne alimentaire. L'analyse des concentrations de mercure dans les chutes de pluie provenant de plusieurs sites dans le bassin de Puget Sound indique que les niveaux étaient les plus élevés dans le site urbain de Seattle/National Oceanic and Atmospheric Administration (NOAA). Aucune tendance temporelle significative des concentrations de mercure dans ce site n'a été observée d'après les archives remontant à 1996. D'autres études ayant examiné les concentrations atmosphériques moyennes du total de mercure gazeux mesurées dans le bassin atmosphérique de Georgia Basin sur l'île Reifel et sur l'île Saturna révèlent en outre qu'elles sont demeurées stables au cours de la dernière décennie.

Malgré les niveaux de mercure relativement faibles observés dans l'air et dans les chutes de pluie, des preuves de bioaccumulation existent à des niveaux trophiques supérieurs. Des concentrations élevées de mercure ont été observées dans le poisson provenant des parcs nationaux Olympic et Mount Rainier et, chez certains poissons, elles dépassaient le seuil des contaminants pour la protection de la santé humaine. Les seuils de mercure pour la protection de la santé humaine ont aussi été dépassés dans certains cas en ce qui concerne les loutres, les visons et les martins-pêcheurs piscivores. À ces endroits en haute altitude, on croit que la source de mercure est le transport mondial à grande distance. Des taux plus élevés de polluants organiques persistants (POP), tels que les biphényles polychlorés (BPC) et les polybromodiphényléthers (PBDE), ont été observés aux sites à proximité des sources industrielles de Puget Sound. L'analyse des rétrotrajectoires des masses d'air laisse supposer qu'une partie de la charge des PDBE provient du transport transpacifique à longue distance.

Qualité de l'air et changements climatiques

Les changements planétaires englobent les nombreux effets du réchauffement climatique, les changements relatifs aux émissions de polluants anthropiques ainsi que les changements relatifs à l'utilisation des terres ou à la couverture terrestre attribuables aux effets climatiques, à l'urbanisation et aux décisions en matière de gestion des terres. Chacun de ces aspects des changements planétaires a le potentiel de changer les niveaux de pollution atmosphérique à l'échelle locale et régionale. Les effets de ces changements sur la qualité de l'air peuvent être examinés à l'aide de la réduction d'échelle dynamique des simulations climatiques et de la modélisation mondiale du transport chimique.

Des simulations modélisées utilisant le système de modélisation de la qualité de l'air multi échelle de la communauté (CMAQ) et le scénario modéré (SRES) A1B de la croissance d’ émission pour la période de 2045-2054 indiquent que les effets cumulatifs des changements climatiques, des changements mondiaux et locaux en matière d'émissions ainsi que des changements relatifs à l'utilisation des terres produiront des augmentations mineures de l'ozone dans le bassin atmosphérique de Georgia-Puget Sound. Ces changements sont attribuables à la somme des effets du climat, y compris aux émissions biogéniques accrues de composés organiques volatils et d'oxydes d'azote, et à des augmentations de concentrations de fond d'ozone et de ses précurseurs du transport à longue distance. On prévoit que les effets du climat (la météorologie à elle seule) aboutiront à une diminution nette des valeurs d'ozone maximales alors que l'inclusion des effets des températures plus chaudes sur les émissions biogéniques du nord-ouest et des changements relatifs à l'utilisation des terres produit une légère augmentation de l'ozone.

Des simulations modélisées utilisant AURAMS (un système régional unifié de modélisation de la qualité de l'air) pour la période de 2041-2050 laissent croire que les effets du changement climatique dans le scénario d’émissions de gaz à effet de serre (SRE A2 du Groupe d'experts intergouvernemental sur l'évolution du climat), en supposant que les émissions anthropiques demeurent constantes, entraînent une dégradation de la qualité de l'air dans la région de Georgia Basin-Puget Sound. En revanche, l'effet de réduire les émissions de précurseurs anthropiques de polluants atmosphériques en utilisant le scénario de stabilisation à portée modérée (RCP 6 du Groupe d'experts intergouvernemental sur l'évolution du climat) dans un climat futur plus chaud est l'une des améliorations. Dans ce scénario, les concentrations d'ozone troposphérique, de MP2,5, de sulfate, d'ammoniac, de nitrate, d'aérosols organiques secondaires, de carbone élémentaire et de radicaux hydroxyles diminuent toutes, la cote air santé s'améliore et les dépôts d'ozone et de composés de soufre acidifiants diminuent. Il est prévu que l'importance des améliorations potentielles associées au scénario d'émissions de polluants atmosphériques futures RCP 6 sera plus grande que l'importance de la dégradation due à un climat plus chaud dans le cadre des émissions actuelles. Les résultats de ces études de modélisation laissent croire que la dégradation de la qualité de l'air en raison des changements climatiques uniquement peut être annulée ou renversée par la réduction des émissions.

Impacts d'une mauvaise qualité de l'air sur la santé et l'économie

Une mauvaise qualité de l'air a une incidence sur la santé humaine et les écosystèmes naturels, en plus de diminuer la qualité de vie des résidents. De nouvelles études récentes, certaines particulières au bassin atmosphérique de Georgia-Puget Sound, ont jeté un éclairage sur les effets liés à la santé et ont quantifié les pertes économiques associées à la piètre qualité de l'air.

Les polluants atmosphériques agissent sur la santé humaine de diverses façons, allant des symptômes respiratoires à la mort prématurée. On a découvert que les niveaux actuels de pollution de l'air dans le bassin atmosphérique avaient des effets mesurables sur la santé. Une exposition accrue aux polluants de l'air peut potentiellement accroître le risque d'issues indésirables de la grossesse, de maladies respiratoires chez l'enfant et de maladies cardiovasculaires et respiratoires chez l'adulte.

On estime que l'impact d'une amélioration de 10 % des matières particulaires fines et des niveaux d'ozone troposphérique à partir d'un indice de référence de 5 ans (1999-2003) dans la vallée du bas Fraser et le comté de Whatcom se traduirait par des avantages pour la société d'une valeur de 293,6 millions de dollars environ (dollars de 2003, non actualisés), c'est-à-dire par l'évitement des effets négatifs sur la santé en 20101.

La pollution de l'air peut nuire aux écosystèmes naturels comme les forêts et les plans d'eau. Cela peut occasionner des menaces à la biodiversité, une prestation réduite des services écosystémiques, une diminution du bien-être récréatif ou des recettes touristiques ainsi que des pertes économiques pour les industries à base de matières premières telles que la foresterie, la pêche et l'agriculture.

Répercussions et Recommandations

Le rapport établit les répercussions et recommandations suivantes concernant l'élaboration de stratégies visant à améliorer la qualité de l'air dans le bassin atmosphérique de Georgia Basin-Puget Sound:

  • Même si les émissions de polluants contribuant au smog découlant du secteur des véhicules routiers doivent diminuer au cours de la prochaine décennie des deux côtés de la frontière, les émissions de composés organiques volatils, de l‘ammoniac, et des matières particulaires grossières provenant de l’usage des produits chimiques, des pratiques agricoles, et de la construction, respectivement, doivent augmenter.

  • Une nouvelle réglementation internationale régissant les émissions provenant des navires océaniques a commencé à être mise en œuvre dans le bassin atmosphérique de Georgia Basin-Puget Sound en 2012, devrait réduire les émissions de dioxyde de soufre et d'oxyde d'azote du secteur maritime. On s’attend qu’elle doive avoir des effets positifs sur les niveaux de MP2,5 ambiants, les dépôts atmosphériques de composés de soufre et d'azote et la visibilité. Un léger désavantage peut avoir lieu dans les milieux urbains et les voies navigables où l'ozone peut augmenter en raison des diminutions des oxydes d'azote, mais on prévoit que d'autres avantages liés à la qualité de l'air l'emporteront sur ce désavantage.

  • Les besoins mondiaux en matière d'énergie vont augmenter la demande de navigation maritime et le transport connexe par chemin de fer et camion. On recommend la surveillance continue des répercussions due à la croissance rapide du secteur de l’énergie, compte tenu du fait que la région s'engage dans une activité économique accrue dans ce secteur.

  • L'ozone continue d'être une source de préoccupation dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser et dans les régions de Puget Sound malgré les réductions constantes des émissions des polluants précurseurs au cours des deux dernières décennies. Ces préoccupations sont attribuables à des niveaux grandissants d'ozone à des percentiles en deçà des valeurs maximales ainsi qu'à des points chauds où les dépassements des normes et des objectifs d'ozone se poursuivent. Il faudra peut-être envisager des stratégies locales supplémentaires de contrôle des composés organiques volatils dans certains milieux urbains. On peut envisager des réductions sélectives des émissions d'oxydes d'azote dans les régions en aval où les concentrations d'émissions d'oxydes d'azote sont limitées pendant les épisodes élevés d'ozone.

  • Dans les zones surveillées du bassin atmosphérique, la matière particulaire fine est dominée par la matière carbonée (carbone élémentaire et organique). On recommande que la gestion régionale des émissions provenant des sources de combustion, comme le transport, l'industrie et les poêles à bois, soit une priorité constante afin de réduire les concentrations de particule fine et les effets connexes sur la santé humaine.

  • La visibilité continue d'être une source de préoccupation dans la vallée du bas Fraser canadienne, malgré les améliorations au cours des dernières décennies. On recommande que les efforts d’amélioration de la visibilité se concentrent sur la période estivale lorsque l’impact des polluants anthropiques est le plus élevé. Il est prévu que d'autres améliorations de la visibilité sont possibles en réduisant les émissions de particules primaires et le carbone noir provenant des haute émetteurs tels que les moteurs diesel non routiers. On s’attend également à ce que les réductions d'émissions des navires océaniques internationaux récemment mises en œuvre contribuent à l'amélioration de la visibilité pendant la prochaine décennie.

  • Les polluants se déplacent le long de la frontière canado-américaine pendant toute l'année. On recommande que le flux transfrontalier dans le bassin atmosphérique de Georgia Basin-Puget Sound continue d’être surveille, étant donné la croissance de l’industrie d’export des ressources naturelles.

  • Des concentrations de fond d'ozone, de matière particulaire, de produits toxiques et d'autres polluants participent au fardeau général des polluants. On recommande qu’elles doivent continuer de faire l'objet d'une surveillance, surtout depuis que l'on a signalé que l'ozone de fond augmente sur la côte ouest de l'Amérique du Nord.

  • Le transport transpacifique de la poussière asiatique et des panaches d'incendies de forêt de Sibérie a le potentiel de contribuer aux dépassements des normes et des objectifs de la qualité de l'air dans le bassin atmosphérique de Georgia Basin-Puget Sound. Ceci a des implications pour la gestion de la qualité de l’air et les problèmes de conformité.

  • Même si les dépôts de soufre et d'azote sont en diminution, les charges critiques de ces polluants sont dépassées pour divers sols, lacs et lichens dans le bassin atmosphérique de Georgia Basin-Puget Sound. Cela souligne l'importance des efforts continus pour réduire les émissions de SO2 et de NOx.

  • Les dépôts atmosphériques de mercure, qui proviendraient de sources à longue distance, provoquent des dépassements de seuils de danger pour la santé pour ce qui est des loutres, des visons et des martins-pêcheurs dans deux parcs nationaux de l'État de Washington. De plus, chez certains poissons des lacs de l'État de Washington, le seuil des contaminants pour la protection de la santé humaine était dépassé.

  • On prévoit que les changements climatiques au cours des prochaines décennies aura des effets négatifs sur la qualité de l’air dans le bassin atmosphérique de Georgia Basin-Puget Sound, entraînant une augmentation de ozone, des matières particulaires fines (MP2,5),  des dépôts acides et des valeurs de la cote air santé. Les réductions des niveaux d'émissions de polluants atmosphériques, comme celles du scénario de profil représentatif d'évolution de concentration 6.0 du Groupe d’experts intergouvernementaux sur l’évolution du climat devraient entraîner des améliorations de la qualité de l'air. On prévoit que ces améliorations seront plus grandes que la dégradation de la qualité de l’air dans un climat plus chaud, dans le cadre des émissions actuelles.

  • Les concentrations ambiantes de la pollution de l'air aux niveaux auxquels elles se trouvent ont été démontrées d’avoir des répercussions négatives sur la santé humaine. Des bienfaits additifs sur la santé et l'environnement pourraient s'ensuivre si on réduisait les polluants de l'air.

1Furberg, M., Preston, K., 2005. Health and Air Quality 2005 – Phase II: Valuation of Health Impacts from Air Quality in the Lower Fraser Valley Airshed. Soumis par RWDI Consultants en collaboration avec Marbek Resource Consultants (Dave Sawyer); School of Occupational & Environmental Hygiene UBC (Michael Brauer); Dept of Health Care and Epidemiology UBC (Robin Hanvelt). Préparé pour la BC Lung Association. Accès : http://www.bc.lung.ca.

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1. Introduction

Rebecca Saari, Roxanne Vingarzan et Rita So (Environnement Canada)

1.1 Objectifs du rapport

Le Rapport sur la caractérisation du bassin atmosphérique de Georgia Basin-Puget Sound, 2014, a été entreprise dans le but de caractériser la qualité de l’air dans la région de Georgia Basin/Puget Sound (le bassin atmosphérique), zone urbanisée dynamique et en croissance rapide du nord-ouest du Pacifique. La croissance dans cette région continue de mettre de la pression sur l’environnement en raison de l’étalement urbain, de l’augmentation de la demande en transport, de l’expansion des ports et des développements dans le secteur de l’énergie, tous des éléments comptant parmi les nombreux défis qui se présentent à la gestion de la qualité de l’air dans la région.

Le bassin atmosphérique relève de la compétence du Canada et des États-Unis. Les deux pays se fondent sur de nouvelles données scientifiques pour évaluer régulièrement leurs normes et leurs objectifs relatifs à la qualité de l’air. Le présent rapport est une mise à jour de la publication de 2004 du même titre et il contient de nouvelles données, tendances, études, incidences politiques et de nouveaux règlements en lien avec le bassin atmosphérique de Georgia Basin/Puget Sound. L'ouvrage vise à fournir des renseignements scientifiques qui contribuent à la gestion de la qualité de l'air dans ce bassin atmosphérique international.

Ses objectifs particuliers sont les suivants :

  • Déterminer et décrire les grands facteurs, naturels et humains, qui ont une incidence sur la qualité de l'air dans la région;
  • Établir un point de repère contre lequel mesurer les changements qui se produiront dans la qualité de l'air au cours des dix prochaines années;
  • Déterminer s'il y a encore une importante pollution transfrontalière dans le bassin atmosphérique de Georgia Basin/Puget Sound;
  • Décrire les conséquences prévues sur la qualité de l'air de certaines mesures de gestion de la qualité de l'air;
  • Décrire les conséquences de la qualité de l'air sur l'écosystème et la santé humaine;
  • Décrire les conséquences des changements climatiques sur la qualité de l'air;
  • Procurer une base scientifique à partir de laquelle élaborer des documents d'éducation publique et de communication destinés à rehausser la compréhension des citoyens face à la qualité de l'air dans la région.

Il convient de noter que le présent rapport synthétise les résultats de nombreuses études sur la qualité de l’air dans la région. Il ne vise donc pas à faire un simple compte rendu du travail des autres, mais plutôt à résumer leurs nombreuses constatations importantes afin de faire des liens. Des références sont fournies afin de souligner ces sources et d’offrir aux lecteurs une occasion de faire des recherches plus approfondies.

1.2 Définition du bassin atmosphérique

Le terme « bassin atmosphérique » dérive des sciences aquatiques, domaine dans lequel le terme « bassin versant » sert à décrire « la zone terrestre à partir de laquelle l’eau s’écoule vers un même cours d’eau dans un bassin naturel ». Contrairement à l’eau, l’air n’est pas habituellement lié à une région particulière. Toutefois, il y a des périodes de stagnation qui surviennent lorsque les conditions météorologiques et la topographie retiennent les polluants atmosphériques dans une zone géographique bien définie. Dans ces conditions, cette zone ou « bassin atmosphérique » ressemble beaucoup à un « bassin versant », selon la définition susmentionnée. Il s’agit d’ailleurs des mêmes conditions dans la présente étude, ce qui explique le recours à ce terme.

La présente étude explore le bassin atmosphérique de Georgia Basin/Puget Sound (figure 1.1), qui comprend en fait deux bassins atmosphériques plus petits : le bassin de Georgia et celui du Puget Sound. Le bassin atmosphérique de Georgia Basin comprend la portion canadienne du bassin atmosphérique de Georgia Basin/Puget Sound ainsi que la pointe nord-ouest du comté de Whatcom et du comté de San Juan dans l’État de Washington et la côte sud du détroit de Juan de Fuca. Il convient de signaler que la limite méridionale du bassin atmosphérique de Georgia Basin s’étend jusqu’aux terrains en altitude des North Cascades. Le bassin atmosphérique du Puget Sound englobe les comtés situés au sud du comté de Whatcom (figure 1.1). Une région importante de transport international des polluants atmosphériques se trouve dans la vallée du bas Fraser, qui est coupée en deux par la frontière canado-américaine, et le long de la frontière sud du détroit de Haro, situé à l’extrémité est du détroit de Juan de Fuca. Le présent rapport met en relief les propriétés atmosphériques de cette région, qui sont les plus importantes pour la qualité de l’air.

1.3 Définition des problèmes

Le rapport met l’accent sur trois problèmes liés à la pollution atmosphérique : l’ozone troposphérique (ozone), les matières particulaires et la visibilité. L’ozone et les matières particulaires soulèvent des préoccupations pour plusieurs raisons. Tout d’abord, ils provoquent des effets nocifs et sont des causes principales d’une mauvaise qualité de l’air dans la région et des changements climatiques. L’ozone et les matières particulaires sont des polluants qui peuvent se former dans l’atmosphère à partir de processus chimiques ou physiques. Pour les distinguer des polluants qui sont rejetés directement dans l’atmosphère, on appelle les polluants qui se forment dans l’atmosphère des « polluants secondaires ». Puisque leurs voies d’introduction sont complexes, les polluants secondaires, tels que l’ozone et les matières particulaires, présentent souvent des défis uniques qui rendent difficile l’élaboration de stratégies et de politiques de contrôle éclairées en matière de qualité de l’air ambiant.

Ces polluants ont tous deux des effets nocifs connus. D’une part, l’ozone nuit à la santé humaine et cause des dommages à la végétation et aux structures physiques. D’autre part, les matières particulaires fines entraînent des problèmes respiratoires et cardiaques, une augmentation de la mortalité et une mauvaise visibilité. La mauvaise visibilité est un problème qui affecte la qualité de vie de nombreuses personnes vivant dans la région du bassin atmosphérique et pourrait nuire à la conjoncture économique de la région en limitant le tourisme (McNeill et Roberge, 2000). Les organismes ont de la difficulté à établir des objectifs quant à la protection de la qualité de l’air ambiant contre les effets des matières particulaires, car leurs effets nocifs sur la santé se produisent souvent à de très faibles concentrations; en d’autres mots, il y a peu de preuves qui indiquent un seuil en dessous duquel aucun effet nocif sur la santé ne serait prévu (OMS, 2006).

Figure 1.1 Le bassin atmosphérique de Georgia Basin/Puget Sound – Délimitation des bassins atmosphériques de Georgia Basin et du Puget Sound.

Figure 1.1 Le bassin atmosphérique de Georgia Basin/Puget Sound – Délimitation des bassins atmosphériques de Georgia Basin et du Puget Sound.

Description de la figure 1.1

La figure 1.1 est une carte de relief qui montre la zone contenue dans le regroupement du bassin de Georgia et du bassin atmosphérique de Puget Sound, et qui délimite les zones englobées par chaque bassin atmosphérique individuellement. Le bassin de Georgia couvre tout le détroit de Georgia jusqu'aux îles Quadra et Cortes dans le Nord, et remonte jusqu'au bras de mer Toba et dans la chaîne Côtière jusqu'à environ 50 km au nord du village de Whistler. À l'est, il englobe le canyon du Fraser à l'ouest de Merritt, ainsi que la ville de Hope. À l'ouest, il englobe les villes de Campbell River et de Courtney, et la région de l'île de Vancouver à l'est de l'inlet Alberni ainsi que toute la pointe sud de l'île de Vancouver sous le lac Nitinat. Il englobe également le détroit de Juan de Fuca.

Une ligne qui s'étend de la rive sud du détroit de Juan de Fuca jusqu'à Port Angeles, et ensuite au nord le long de la rive ouest de l'île Whidbey et jusqu'à l'extrémité sud de la vallée du Fraser constitue la limite sud du bassin atmosphérique de Georgia et la limite nord du bassin atmosphérique de Puget Sound. Le bassin atmosphérique de Puget Sound est défini à l'est par une ligne qui traverse du nord au sud la chaîne de montagnes des Cascades, et qui comprend le pic Glacier à l'est et le Mont Rainier au sud. Le sud du bassin atmosphérique de Puget Sound comprend tous les tronçons de Puget Sound ainsi que la ville d'Olympia. À l'ouest, le bassin est défini par une ligne qui s'étend du nord au sud dans les monts Olympus et qui s'étend jusqu'à l'embouchure du détroit de Juan de Fuca. Le regroupement du bassin de Georgia et du bassin atmosphérique de Puget Sound comprend toutes les régions décrites ci-dessus.

 

Les concentrations ambiantes d’ozone et de matières particulaires dans le bassin du atmosphérique de Georgia Basin/ Puget Sound sont en général inférieures aux lignes directrices et les objectifs de qualité de l’air ambiant respectifs, mais les dépassements se produisent dans les zones de points chauds. Contrairement à d’autres polluants communs, il est difficile de contrôler l’ozone et les matières particulaires puisqu’ils peuvent se former dans l’atmosphère de façon spontanée quand les conditions météorologiques s’y prêtent et quand les précurseurs chimiques sont présents.

Ces problèmes ne soulèvent pas que des préoccupations du public, car ils peuvent entraver la satisfaction de besoins précis en matière de politiques, comme la mise en œuvre des standards pancanadiens, de nouvelles normes de qualité de l’air relatives aux matières particulaires et à l’ozone pour l’ Environmental Protection Agency des États-Unis et de la Regional Haze Rule des États-Unis.

1.4 Guide du rapport

L’étude est divisée en plusieurs sections, dont chacune traite d’un aspect de la qualité de l’air dans le bassin atmosphérique. Le chapitre 2, « Concepts fondamentaux de la qualité de l’air », présente les concepts fondamentaux qui définissent et influencent la qualité de l’air, notamment la qualité de l’air ambiant et les normes connexes, les sources de polluants et les processus atmosphériques. L’importance de la météorologie est expliquée au chapitre 3 : « Qualité de l’air et conditions météorologiques ». Par la suite, l’auteur aborde les effets des tendances sociales et économiques sur la qualité de l’air au chapitre 4 : « Qualité de l’air et tendances sociales et économiques ».

Il discute des inventaires des émissions et des prévisions dans le chapitre 5 et des réseaux de surveillance de la qualité de l’aire établis dans le bassin atmosphérique dans le chapitre 6 : « Surveillance de la qualité de l’air ». Les chapitres 7 et 8 traitent respectivement de l’ozone et des matières particulaires fines secondaires. Pour ce qui est du chapitre 9, « Visibilité », il est consacré à la caractérisation de la visibilité.

Le chapitre 10, « Modélisation régionale de la qualité de l’air », présente les résultats de nombreuses études qui fournissent un soutien scientifique à des mesures de gestion précises et au contrôle des émissions afin de s’attaquer aux problèmes de l’ozone, des matières particulaires et des composés organiques volatils dans le bassin atmosphérique. Par ailleurs, l’auteur discute d’un défi qui se présente à la gestion de la qualité de l’air, à savoir le transport transfrontalier des polluants, dans le chapitre 11.

Les effets de la qualité de l’air sur les récepteurs sont abordés aux chapitres 12, « Dépôts atmosphériques et effets écologiques », 13, « Qualité de l’air et changements climatiques sur l’échelle de temps du siècle » et 14, « Effets d’une mauvaise qualité de l’air sur la santé et l’économie ».

Finalement, l’auteur conclut son rapport avec un chapitre consacré aux constatations, répercussions scientifiques principales et recommandations.

1.5 Références

McNeill, R., Roberge, A. 2000. The Impact of Visual Air Quality on Tourism Revenues in Greater Vancouver and the Lower Fraser Valley. Environnement Canada, Initiative de l’écosystème de Georgia Basin, Vancouver (C.-B.)

[OMS] Organisation mondiale de la Santé. 2006. WHO Air quality guidelines for particulate matter, ozone, nitrogen dioxide and sulfur dioxide – Global update 2005 – Summary of risk assessment. [consulté le 25 février 2010].

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2. Concepts fondamentaux de la qualité de l’air

Bruce Thomson et Rebecca Saari (Environnement Canada)

La qualité de l’air est principalement définie par la quantité de polluants présents dans l’atmosphère. La mauvaise visibilité, les odeurs repoussantes et les panaches visibles ont également une influence sur la perception de la qualité de l’air. Ces enjeux sont également liés, quoique pas exclusivement, aux concentrations de polluants.

L’atmosphère est principalement composée d’azote, d’oxygène et de vapeur d’eau. Cependant, bon nombre d’autres composés peuvent être présents à l’état de traces. Ceux qui sont nocifs pour la santé humaine ou l’environnement sont appelés polluants.

Les normes et les objectifs sur la qualité de l’air consistent en des seuils de concentration de polluants fondés sur les degrés de préoccupation pour la santé humaine et l’environnement. Ils peuvent être utilisés par les gouvernements et le public pour déterminer le besoin de prendre des mesures. Les concentrations ambiantes de polluants sont régulièrement mesurées et comparées aux cibles, aux normes et aux objectifs sur la qualité de l’air.

La qualité de l’air ambiant est déterminée par deux facteurs dominants : les émissions et les processus atmosphériques. Les émissions consistent en le rejet de produits chimiques dans l’atmosphère. Les processus atmosphériques sont les mécanismes qui transportent, transforment, dispersent et déposent les émissions une fois qu’elles sont rejetées. La combinaison d’émissions de contaminants et de processus atmosphériques détermine les concentrations de polluants dans l’air ambiant et, par conséquent, la qualité de l’air.

2.1 Polluants atmosphériques

Il existe de nombreuses espèces chimiques qui peuvent être classées comme polluants atmosphériques. Toutefois, certaines d’entre elles sont de courte durée ou présentes en de très faibles quantités. Cette étude met l’accent sur les espèces de polluants contribuant de façon importante à la mauvaise qualité de l’air dans la région de Georgia Basin/Puget Sound.

Une mauvaise qualité de l’air à l’échelle régionale se produit lorsque les concentrations de polluants sont élevées. Selon les polluants présents et d’autres facteurs environnementaux, la mauvaise qualité de l’air peut avoir des incidences négatives sur la santé humaine, les biens, la visibilité, la faune, la végétation et d’autres activités humaines et cycles naturels.

Une période prolongée de mauvaise qualité de l’air entraîne un épisode de smog. Inventé en 1905 par Des Vœux, le terme « smog » est défini comme un brouillard naturel contaminé par des polluants industriels, un mélange de fumée et de brouillard. Aujourd’hui, le terme est souvent appliqué à toute incidence de pollution atmosphérique, qu’il y ait brouillard ou non. Cependant, certaines manifestations visibles de polluants, telles que la brume sèche, sont presque toujours implicites.

Le smog fut le phénomène à attirer l’attention internationale à l’importance de la qualité de l’air. Des épisodes de smog historiques entraînant des décès au Royaume-Uni et aux États-Unis ont déclenché l’adoption des premières lois sur la qualité de l’air dans les années 1950 et 1960.

À la suite de l’adoption des lois sur la qualité de l’air aux États-Unis et au Canada (plus tard remplacée par la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999)), les composantes du smog les plus courantes ont été la cible d’efforts en matière de surveillance et de réglementation dans les deux pays. Au Canada et aux États-Unis, ce groupe de polluants atmosphériques est désigné sous le nom de « principaux contaminants atmosphériques » (PCA). La liste des polluants principaux comprend les oxydes de soufre (SOx), les oxydes d’azote (NOx), l’ozone (O3), le monoxyde de carbone (CO) et les matières particulaires fines. Les États-Unis incluent le plomb dans cette liste, alors que le Canada inclut des composés organiques volatils et l’ammoniac (NH3) (Environmental Protection Agency des États-Unis, 2010; Environnement Canada, 2010). Les matières particulaires, en soi un polluant, peuvent aussi être composées de métaux lourds toxiques comme l’arsenic et le plomb, ou des composés organiques toxiques. Tant les matières particulaires que l’azote contribuent à la réduction de la visibilité.

Les contaminants atmosphériques principaux sont connus pour avoir des incidences sur l’environnement et sur la santé. Bates et Vedal (2002) décrivent en détail les dernières connaissances concernant les incidences des polluants atmosphériques sur la santé, notamment les principaux contaminants atmosphériques. L’un des aspects les plus importants de cette discussion est axé sur de très faibles concentrations de polluants atmosphériques qui peuvent avoir des effets graves sur les membres sensibles de la population, comme les personnes asthmatiques et les personnes atteintes de maladies pulmonaires obstructives chroniques. Les auteurs font également valoir que les normes et les objectifs actuels sur la qualité de l’air ne protègent pas la santé humaine, et d’autres recherches démontrent que les normes et les objectifs actuels ne protègent pas la santé des écosystèmes.

Le Canada inclut les composés organiques volatils et l’ammoniac dans sa liste de principaux contaminants atmosphériques et de contaminants associés. Les deux sont des contaminants répandus qui contribuent au smog et à la brume sèche à l’échelle régionale en tant que précurseurs de polluants secondaires. Les composés organiques volatils (COV) constituent un groupe de produits chimiques qui réagissent avec d’autres polluants atmosphériques pour former de l’O3, des matières particulaires et d’autres composés. Les composés organiques volatils comprennent également des polluants organiques persistants (POP), qui sont particulièrement préoccupants en raison de leur capacité de bioaccumulation dans les organismes vivants. De la même manière, l’ammoniac (NH3) est un précurseur de matières particulaires secondaires et est toxique.

Les gaz à effet de serre (GES) comme le dioxyde de carbone (CO2), le méthane (CH4), l’oxyde nitreux (N2O), et l’ozone (O3) ont une incidence sur le climat mondial. D’autres contaminants atmosphériques principaux, y compris le dioxyde de soufre et les matières particulaires, ont des incidences variables qui peuvent être importantes, mais qui peuvent être de courte durée comparativement aux incidences des gaz à effet de serre de longue durée de vie (Groupe d’experts intergouvernemental sur l’évolution du climat, 2007). L’interaction entre la qualité de l’air et les changements climatiques est un fait connu, et l’importance des changements climatiques pour la qualité de l’air dans le bassin atmosphérique est traitée dans le chapitre 13 du présent rapport.

2.2 Normes de qualité de l’air

Les concentrations de contaminants atmosphériques sont comparées aux normes, aux objectifs et aux lignes directrices comme points de repère pour l’évaluation de la qualité de l’air, la comparaison de la qualité de l’air parmi les bassins atmosphériques et la détermination du besoin de mesures de contrôle.

Il y a des normes de qualité de l’air ambiant à l’échelle nationale, provinciale et régionale pour les principaux contaminants atmosphériques mentionnés. Les normes qui s’appliquent au bassin atmosphérique pour l’ozone et les matières particulaires au Canada et aux États-Unis sont données dans le tableau 2.1 et le tableau 2.2.

Tableau 2.1 Objectifs et normes sur la qualité de l’air ambiant pour l’ozone utilisés par
les compétences à l’intérieur du bassin atmosphérique du bassin de Georgia/Puget Sound.
OrganismePériode de calcul de la moyenne de l’ozoneNorme ou objectif actuel sur l’ozoneNorme ou objectif proposé sur l’ozone
Canada
ONQAA1
1 heure
82 ppb (160 μg/m3)
Un examen des normes canadiennes sur l’ozone est envisagé
Canada
SP/NNQAA2
8 heures
65 ppb (126 μg/m3)*
63 ppb (d’ici 2015)*
62 ppb (d’ici 2020)*
Objectif provincial de la C.-B.3
8 heures
65 ppb (126 μg/m3)*
(adopté les SP)
-
Objectif du Grand Vancouver4
8 heures
65 ppb (126 μg/m3)*
-
District régional de la vallée du Fraser5
 
-
Adoptera un objectif de planification aux fins d’harmonisation avec le Grand Vancouver
Environmental Protection Agency des États-Unis
Norme nationale américaine de qualité de l’air ambiant (NAAQS)6
8 heures
75 ppb*
En cours d’examen (entre 60 et 70 ppb*) Pourrait adopter des normes sur les incidences secondaires
Organisation mondiale de la Santé7
8 heures
51 ppb (100 μg/m3)
-
Description du tableau 2.1

Le tableau 2.1 présente les objectifs et les normes sur la qualité de l'air ambiant pour l'ozone utilisés par les différentes compétences à l'intérieur du bassin de Georgia et du bassin atmosphérique de Puget Sound.

La première rangée du tableau comprend les en-têtes « Organisme », « Période de calcul de la moyenne de l'ozone », « Norme ou objectif actuel sur l'ozone » et « Norme ou objectif proposé sur l'ozone ». La première colonne indique les différents organismes qui mesurent l'ozone et qui établissent des normes et des objectifs. On y retrouve notamment :

  • Objectifs nationaux afférents à la qualité de l'air ambiant (ONQAA) établis par Santé Canada en 2006
  • Normes pancanadiennes et Normes nationales de qualité de l'air ambiant (NP et NNQAA) Il est à noter que les normes pancanadiennes (Conseil canadien des ministres de l'environnement [CCME], 2000) seront remplacées par les Normes nationales de qualité de l'air ambiant (NNQAA) plus strictes (CCME, 2012). Les normes pour l'année 2020 seront examinées en 2015.
  • Objectif provincial de la Colombie-Britannique (BC Ministry of Healthy Living and Sport, 2010)
  • Grand Vancouver (2005)
  • District régional de la vallée du Fraser (2010)
  • Norme nationale américaine de qualité de l'air ambiant (NAAQSde l'Environmental Protection Agency des États-Unis [2010])
  • Organisation mondiale de la santé (2005)

La deuxième colonne montre la période de calcul de la moyenne de l'ozone utilisée. La troisième colonne indique la norme ou l'objectif actuel sur l'ozone (en ce qui concerne les normes pancanadiennes, les Normes nationales de qualité de l'air ambiant, l'objectif provincial de la Colombie-Britannique, les normes et objectifs du Grand Vancouver et du district régional de la vallée du Fraser, et la norme nationale américaine de l'air ambiant [NAAQSde l'Environmental Protection Agency des États-Unis], l'évaluation du respect des normes et objectifs est basée sur la moyenne triennale de la quatrième concentration annuelle la plus élevée des concentrations quotidiennes maximales d'ozone sur huit heures). La quatrième colonne présente la norme ou l'objectif proposé sur l'ozone. Encore une fois, l'évaluation du respect des normes en ce qui concerne les normes pancanadiennes, les Normes nationales de qualité de l'air ambiant, et la norme nationale américaine de l'air ambiant (NAAQSde l'Environmental Protection Agency des États-Unis) est basée sur la moyenne triennale de la quatrième concentration annuelle la plus élevée des concentrations quotidiennes maximales d'ozone sur huit heures.

Remarques :

* Atteinte selon la moyenne triennale de la quatrième concentration annuelle la plus élevée des concentrations quotidiennes maximales d’ozone sur 8 heures.

1Santé Canada, 2006
2 Les normes pancanadiennes (Conseil canadien des ministres de l’environnement [CCME], 2000) seront remplacées par les Normes canadiennes de qualité de l’air ambiant (NCQAA) plus strictes (CCME, 2012). Les normes pour l’année 2020 seront examinées en 2015.
3Colombie-Britannique, Ministry of Healthy Living and Sport, 2010
4 Metro Vancouver, 2005
5District régional de la vallée du Fraser, 2010
6Environmental Protection Agency des États-Unis, 2010
7Organisation mondiale de la Santé, 2005

 

Tableau 2.2 Objectifs et normes sur la qualité de l’air pour les matières particulaires (MP) utilisées par les compétences à l’intérieur du bassin atmosphérique du bassin de Georgia/Puget Sound.
Classe granulométrique des matières particulairesOrganismePériode sur laquelle est calculée la moyenne des MPNorme ou objectif actuel pour la concentration de MP(μg/m3)Norme ou objectif proposé pour la concentration de MP(μg/m3)
MP10Objectif provincial de la Colombie-Britannique124 heures50 µg/m3-
Objectif du Grand Vancouver224 heures
1 an
50 µg/m3
20 μg/m3
 
Environmental Protection Agency des États-Unis324 heures150 µg/m3-
Organisation mondiale de la Santé424 heures
1 an
50 µg/m3
20 μg/m3
-
MP2,5Canada Normes pancanadiennes (NP)/Normes canadiennes de qualité de l’air ambiant5 (NCQAA)24 heures
1 an
30 μg/m3 *
-
28 μg/m3 *(d’ici 2015)
27 μg/m3 * (d’ici 2020)
10,0 μg/m3 **
(d’ici 2015)
8,8 μg/m3 **
(d’ici 2020)
Province de la Colombie-Britannique24 heures
1 an
1 an
25 μg/m3 ***
8 μg/m3
6 μg/m3 ****
 
Objectif du Grand Vancouver24 heures
1 an
25 μg/m3 *8 μg/m3
Fraser Valley Regional District--S’aligner sur les objectifs du Grand Vancouver
Environmental Protection Agency des États-Unis24 heures
1 an
35 μg/m3 *
15 μg/m3
En cours d’examen (plage à déterminer)
Puget Sound Clean Air Agency6 ***24 heures
1 an
25 μg/m3
15 μg/m3
 
Organisation mondiale de la Santé724 heures
1 an
25 μg/m3
10 μg/m3
 

 

Description du tableau 2.2

Le tableau 2.2 présente les objectifs et normes sur la qualité de l'air ambiant pour les matières particulaires utilisés par les différentes compétences à l'intérieur du bassin atmosphérique du bassin de Georgia/Puget Sound.

La première rangée du tableau comprend les en-têtes « Classe granulométrique des matières particulaires », « Organisme », « Période sur laquelle est calculée la moyenne des matières particulaires » , « Norme ou objectif actuel pour la concentration de matières particulaires (μg/m3) », et « Norme ou objectif proposé pour la concentration de matières particulaires (μg/m3) ». La première colonne montre les deux différentes classes granulométriques utilisées (MP10 et MP2,5). La deuxième colonne indique les différents organismes qui mesurent les matières particulaires et qui établissent des normes et des objectifs. On y retrouve notamment :

Pour les MP10 :

  • Ministère provincial de la Colombie-Britannique (BC Ministry of Healthy Living and Sport, 2010)
  • Grand Vancouver (2005 et 2008)
  • Environmental Protection Agency des États-Unis (2010)
  • Organisation mondiale de la santé (2005)

Pour les MP2,5 :

  • Normes pancanadiennes et Normes nationales de qualité de l'air ambiant (NP et NNQAA) Il est à noter que les normes pancanadiennes (Conseil canadien des ministres de l'environnement [CCME], 2000) seront remplacées par les Normes nationales de qualité de l'air ambiant (NNQAA) plus strictes (CCME, 2012). Les normes pour l'année 2020 seront examinées en 2015.
  • Province de la Colombie-Britannique
  • Grand Vancouver
  • District régional de la vallée du Fraser
  • Environmental Protection Agency des États-Unis
  • Puget Sound Clean Air Agency (Puget Sound Clean Air Agency, 2006) Il est à noter qu'il s'agit d'objectifs de planification volontaires.
  • Organisation mondiale de la santé

La troisième colonne montre la période sur laquelle est calculée la moyenne des matières particulaires. La quatrième colonne présente la norme ou l'objectif actuel pour la concentration de matières particulaires (en μg/m3). Il faut noter que l'évaluation du respect des normes pancanadiennes, des Normes nationales de qualité de l'air ambiant, des normes du Grand Vancouver, et des normes et objectifs actuels en matière de matières particulaires de l'Environmental Protection Agency des États-Unis est basée sur la moyenne, sur trois ans consécutifs, du 98e centile des concentrations quotidiennes moyennes prises sur un an. La norme ou l'objectif actuel en ce qui concerne les matières particulaires de la province de la Colombie-Britannique comprend un objectif de planification volontaire (marqué par trois astérisques) et une valeur d'objectif à ne jamais dépasser (marquée par quatre astérisques).

La quatrième colonne présente la norme ou l'objectif proposé pour la concentration de matières particulaires (en μg/m3). Il est à noter que l'évaluation du respect des normes pancanadiennes et des Normes nationales de qualité de l'air ambiant est basée sur la valeur moyenne, sur trois ans consécutifs, du 98e centile des concentrations quotidiennes moyennes prises sur un an (marquée par un astérisque) et sur la moyenne, sur trois ans consécutifs, des concentrations moyennes prises sur un an (marquée par deux astérisques).

Remarques :

* Objectif calculé en fonction de la moyenne, sur 3 ans consécutifs, du 98e centile des concentrations quotidiennes moyennes prises sur un an.

** Objectif calculé en fonction de la moyenne, sur trois ans consécutifs, des concentrations moyennes prises sur un an.

*** Objectif de planification adopté volontairement.

**** Valeur d’objectif à ne jamais dépasser.

1Colombie-Britannique, Ministry of Healthy Living and Sport, 2010.

2 Metro Vancouver, 2005 et 2008.

3Environmental Protection Agency des États-Unis, 2010.

4Organisation mondiale de la Santé, 2005.

5 Les normes pancanadiennes (Conseil canadien des ministres de l’environnement [CCME], 2000) seront remplacées par les Normes canadiennes de qualité de l’air ambiant (NCQAA) plus strictes (CCME, 2012). Les normes pour l’année 2020 seront examinées en 2015.

6 Puget Sound Clean Air Agency, 2006.

La visibilité est un aspect de la qualité de l’air qui n’est pas normalisé, bien qu’elle soit importante pour la gestion de la qualité de l’air du bassin de Georgia/Puget Sound. Dans le Puget Sound, l’atténuation des problèmes de visibilité est favorisée par la Regional Haze Rule des États-Unis (Environmental Protection Agency des États-Unis, 1999a). Cette règle vise à améliorer la visibilité dans les zones de classe 1, en tentant d’éliminer les problèmes de visibilité causés par l’homme dans ces régions d’ici 2064 (Environmental Protection Agency des États-Unis, 1999b) (Washington State Department of Ecology, 2003). Le règlement exige que la visibilité dans les zones de classe 1 soit améliorée pendant les jours où la visibilité est la plus mauvaise (les pires jours [20 %]) et qu’il n’y ait aucune dégradation pendant les jours les plus clairs (les meilleurs jours [20 %]) (Oregon Department of Environmental Quality, 2010). Au Canada, il y a une absence de dispositions légales en matière de gestion de la visibilité, bien qu’il y ait des efforts fournis pour faire la gestion de la visibilité dans le bassin de Georgia. Le Grand Vancouver a défini l’amélioration de la visibilité comme étant l’un de ses trois objectifs en matière de gestion de l’air (Grand Vancouver, 2005). Les organismes régionaux, provinciaux et fédéraux ont formé le Comité de coordination de la visibilité de la Colombie-Britannique pour élaborer un cadre de gestion pour la visibilité, en utilisant la vallée du bas Fraser en tant que projet pilote (Context Ltd., 2010). Il est possible qu’un objectif en matière de visibilité, pour la province de la Colombie-Britannique, résulte de ce travail qui est décrit en détail au chapitre 9, « Visibilité ».

2.3 Émissions de polluants atmosphériques

La pollution de l’air pénètre dans l’atmosphère lorsqu’elle est émise par une source. Les émissions de polluants atmosphériques peuvent provenir de sources anthropiques et de sources naturelles. Il est fréquent que les sources anthropiques soient facilement déterminées. Les émissions naturelles sont plus difficiles à quantifier, mais elles peuvent contribuer de façon importante aux émissions totales entrant dans le bassin atmosphérique.

Toutes les émissions atmosphériques sont répertoriées sur une base régulière afin de connaître les sources de polluants atmosphériques et de comprendre la manière dont les émissions changent au fil du temps. Les détails concernant les répertoires récents d’émissions entrant dans le bassin atmosphérique sont présentés au chapitre 5, « Émissions ».

2.3.1 Sources anthropiques

Les émissions anthropiques ont tendance à être plus élevées dans les zones densément peuplées, comme la région métropolitaine de Seattle, Vancouver, Tacoma et Victoria.

Les émissions anthropiques entrant dans l’atmosphère incluent:

  • La pollution industrielle provenant de la combustion de combustibles fossiles ou de déchets de bois pour la production d’énergie; de la combustion de déchets d’hôpitaux, de déchets municipaux et de déchets dangereux; de l’utilisation de solvants et de revêtements dans des processus de fabrication; de la première et de la deuxième fusion de l’aluminium et de l’acier; du raffinage du pétrole; de la fabrication de pâtes et papiers; de la fabrication de bois de placage et de bois d’œuvre; du transport de produits; etc.
  • La pollution liée aux choix de mode de vie pour des questions comme le transport, le chauffage domestique, ce qui inclut les poêles à bois, le brûlage de déchets à l’extérieur et l’utilisation de pesticides.
  • Les émissions agricoles et sylvicoles, ce qui comprend l’ammoniac provenant de déchets d’animaux, la fumée causée par le brûlage contrôlé de champs et de forêts, la poussière – qui provient de sols exposés à cause d’un labourage – emportée par le vent et les émissions liées à l’utilisation de pesticides.

Les émissions anthropiques peuvent également avoir des tendances saisonnières, hebdomadaires et quotidiennes. Par exemple, les émissions de matières particulaires provenant de poêles à bois dominent au cours de l’hiver, tandis que l’incinération de déchets agricoles est plus importante en été et en automne. Les émissions provenant de sources mobiles ont des pics durant les heures de pointe du matin et du soir.

2.3.2 Sources naturelles ou biosynthétiques

Les émissions provenant de sources naturelles comme la végétation, les terres humides, les océans, les volcans, les poussières transportées par le vent et les incendies de forêt envoient des polluants dans l’atmosphère et ont des conséquences sur la qualité de l’air.

La plus importante source d’émissions naturelles du bassin atmosphérique est la végétation, plus particulièrement les arbres. Les arbres à feuilles caduques et les conifères produisent des produits chimiques gazeux. La quantité de ces émissions dépend de la période de l’année et des conditions météorologiques locales. Au printemps, si le ciel est ensoleillé et la température est élevée, les arbres produisent des tonnes d’émissions gazeuses par jour (Moran et Makar, 2001). D’autres sources importantes d’émissions naturelles sont les zones marines et les tourbières.

Certaines sources naturelles importantes et leurs émissions comprennent:

  • La végétation, les incendies de forêt et les terres humides qui génèrent la plus grande partie des émissions provenant de sources naturelles et produisent des composés organiques volatils (COV).
  • Les incendies de forêt et la combustion de biomasse qui produisent, en plus des COV, d’importantes quantités de matières particulaires fines, d’oxydes d’azote et de produits chimiques organiques recouvrant parfois tout le bassin atmosphérique.
  • Les plans d’eau salée et les volcans qui émettent des composés inorganiques, tels que le soufre et le sodium, et peuvent contribuer à la formation de polluants secondaires, comme l’ozone et les matières particulaires fines.

Certains processus naturels varient selon les saisons en fonction des tendances de croissance, tandis que d’autres, comme les incendies de forêt, varient considérablement dans le temps et dans l’espace. Les phénomènes rares, comme les éruptions du mont Saint Helens, pendant les années 1980, peuvent envoyer des quantités importantes de dioxyde de soufre et d’autres polluants dans l’atmosphère. Ces émissions provenant de sources naturelles sont présentées plus en détail au chapitre 5, « Émissions ».

2.4 Devenir et transport atmosphériques des polluants atmosphériques

Une fois qu’un produit chimique est en suspension dans l’air, les processus atmosphériques commencent à déterminer son devenir. Certains polluants demeurent inchangés et se font expulser de l’atmosphère par les courants atmosphériques ou les précipitations, ce qui pollue souvent les milieux les recevant, comme l’eau ou le sol. D’autres produits chimiques peuvent être modifiés par des processus physiques ou des réactions chimiques qui produisent un nouveau composé secondaire. C’est le cas lorsqu’un produit chimique NOx et les COV réagissent en étant exposés à la lumière du soleil et forment de l’ozone (O3).

Les facteurs qui déterminent le devenir des polluants atmosphériques sont nombreux. Les conditions météorologiques ont des conséquences sur la transformation chimique et physique et le transport des polluants : les variations de température, le rayonnement, la stabilité atmosphérique, la dynamique, l’humidité, les précipitations et d’autres variables touchent ces phénomènes. Cette étude est axée sur les conditions météorologiques qui sont importantes pour le devenir des polluants atmosphériques. D’autres facteurs météorologiques propres à la région sont mentionnés, mais seulement dans la mesure où ils sont reliés à la qualité de l’air.

2.5 Résumé du chapitre

La qualité de l’air est une mesure de l’état de l’air et elle se définit principalement par la quantité de polluants que l’on trouve dans l’atmosphère. Les polluants qui sont à courte durée de vie, ou présents en très petites quantités font partie des facteurs les plus importants qui contribuent à la mauvaise qualité de l’air dans la région du bassin de Georgia/Puget Sound. Les composants les plus communs du smog, un mélange de fumée et de brouillard, sont actuellement surveillés à la fois aux États-Unis et au Canada. Au Canada et aux États-Unis, ce groupe de polluants atmosphériques est désigné sous le nom de « principaux contaminants atmosphériques » (PCA). Les concentrations mesurées de contaminants atmosphériques sont comparées aux normes, aux objectifs et aux lignes directrices à l’échelle nationale, provinciale et régionale et servent de points de repère pour l’évaluation de la qualité de l’air, la comparaison de la qualité de l’air parmi les bassins atmosphériques et la détermination du besoin de mesures de contrôle.

La pollution de l’air pénètre dans l’atmosphère lorsqu’elle est émise par une source naturelle ou anthropique. Les émissions anthropiques ont tendance à être plus élevées dans les zones densément peuplées, comme la région métropolitaine de Seattle, Vancouver, Tacoma et Victoria. Les sources d’émissions anthropiques comprennent la pollution industrielle, la pollution liée aux choix de mode de vie et les émissions agricoles. La plus importante source d’émissions naturelles dans le bassin atmosphérique est la végétation. D’autres sources comprennent les terres humides, les océans, les volcans, les poussières transportées par le vent et les incendies de forêt.

Une fois qu’un polluant atmosphérique est en suspension dans l’air, les processus atmosphériques jouent un rôle important pour ce qui est du transport et de la transformation. Bien que certains polluants puissent demeurer inchangés et se faire expulser de l’atmosphère, d’autres peuvent être modifiés par des processus physiques ou des réactions chimiques qui produisent de nouveaux composés secondaires.

2.6 Références

Bates, D.V., Vedal, S. 2002. Chapitre 4 : Adverse Health Effects. In: A Citizen’s Guide to Air Pollution. 2e éd. Vancouver (C.-B.) : Fondation David Suzuki. ISBN 0-9689731-2-4. 391 p.

[BC MHLS] British Columbia Ministry of Healthy Living and Sport. 2010. Air Quality Objectives and Standards for British Columbia and Canada. [consulté le 25 février 2010].

Context Ltd., 2010. British Columbia Visibility Coordinating Committee Action Plan Priorities Workshop Summary Report. 1er mai 2010. Rapport soumis à la B.C. Ministry of Healthy Living and Sport.

[CCME] Conseil canadien des ministres de l’environnement. 2000. Standards pancanadiens relatifs aux particules (PM) et à l’ozone. Conseil canadien des ministres de l’environnement. Juin 2000. [consulté le 19 avril 2010].

[CCME] Conseil canadien des ministres de l’environnement. 2012. Canadian Ambient Air Quality Standards (CAAQS) for Fine Particulate Matter (PM2.5) and Ozone. Octobre 2012. [consulté le 19 décembre 2012].

Environnement Canada. 2010. Principaux contaminants atmosphériques et polluants connexes. [consulté le 19 avril 2010].

[FVRD] Fraser Valley Regional District. 2010. Présentation par Bob Smith sur le Draft Air Quality Management Plan à la réunion du Lower Fraser Valley Air Quality Coordinating Committee. Réunion tenue le 15 avril 2010, à Vancouver (C.-B.)

Santé Canada. 2006. Réglementation de la qualité de l’air et ses effets sur la santé. [consulté le 19 avril 2010].

[GIEC] Groupe d’experts intergouvernemental sur l’évolution du climat. 2007. IPCC Fourth Assessment Report: Climate Change 2007. [consulté le 19 avril 2010].

Metro Vancouver. 2005. Air Quality Management Plan. [consulté le 25 février 2010].

Metro Vancouver. 2008. Air Quality Management Plan Progress Report – October 2008. [consulté le 25 février 2010].

Moran, M.D. and Makar, P.A, 2001. Chapitre 3: The nature of the sources of emissions. In Precursor contributions to ambient fine particulate matter in Canada. Environment Canada, Meteorological Service of Canada, Atmospheric and Climate Sciences Directorate, 327 pp.

[OMS] Organisation mondiale de la Santé. 2005. WHO Air quality guidelines for particulate matter, ozone, nitrogen dioxide and sulfur dioxide – Global update 2005 – Summary of risk assessment. [consulté le 22 avril 2010].

Oregon DEQ. 2010. Regional Haze. [consulté le 21 juillet 2010].

Puget Sound Clean Air Agency. 2006. 2005 Air Quality Data Summary. [consulté le 25 février 2010].

[US EPA] Environmental Protection Agency des États-Unis. 1999a. Federal Register, 40 CFR Part 51, Regional Haze Regulations; Final Rule. 1er juillet 1999.

[US EPA] Environmental Protection Agency des États-Unis. 1999b. Fact Sheet on Final Regional Haze Regulations for Protection of Visibility in National Parks and Wilderness Areas.

[US EPA] Environmental Protection Agency des États-Unis. 2010. National Ambient Air Quality Standards (NAAQS). [consulté le 25 février 2010].

[(WA DOE)] Washington Department of Ecology. 2003. 2000-2002 Air Quality Trends Report. Avril 2003, rapport préparé pour le (WA DOE) Air Quality Program.

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3. Qualité de l’air et activité météorologique

Bruce Thomson et Rebecca Saari (Environnement Canada)

Le vent transporte et disperse les substances chimiques en suspension, d’où l’importance critique de la circulation atmosphérique pour comprendre la qualité de l’air. Le mouvement à court terme (à l’échelle des heures ou des jours) des polluants atmosphériques dans le bassin de Georgia/Puget Sound est régi par la modification des systèmes météorologiques à grande échelle, la topographie locale et les écarts de température et de pression à la surface. Cette section présente les deux facteurs, d’abord les régimes climatiques à grande échelle (échelle synoptique), puis les effets à échelle locale (mésoéchelle).

3.1 Régimes climatiques dans le nord-ouest du Pacifique

3.1.1 Circulation saisonnière et trajectoire des tempêtes

La circulation atmosphérique générale dépend de la position relative de la Terre et de son orientation par rapport au soleil. Le réchauffement différentiel par le soleil soulève l’air chaud au niveau de l’équateur et abaisse l’air froid au niveau des pôles, établissant un écoulement de vent du sud au nord à des niveaux élevés et un flux compensateur du nord au sud près de la surface. Ce mouvement est dévié lorsque la Terre tourne sur son axe incliné, entraînant un mouvement général d’air d’ouest en est aux latitudes tempérées. L’air qui demeure sur une zone pendant une période prolongée et qui prend les caractéristiques distinctives de la température et de l’humidité est appelé une masse d’air. Par exemple, l’air qui traverse le Pacifique Nord en hiver prend les caractéristiques de l’« air arctique maritime ». L’air en mouvement à partir de la zone tropicale du Pacifique est connu sous le nom de « masse d’air tropical maritime ». Les lignes de démarcation entre ces masses d’air peuvent être assez abruptes; elles sont appelées des fronts froids ou chauds, selon que l’air froid avance ou recule. Les systèmes météorologiques sont souvent intégrés à une bande de vents bien définie dans les couches moyennes de l’atmosphère appelée « courant-jet » (parfois « trajectoire des tempêtes »). Cette vue très simpliste de la circulation atmosphérique est grandement compliquée par la topographie, les variations de propriétés de la surface, les températures de la surface de la mer et les saisons. Les systèmes météorologiques approchent le nord-ouest du Pacifique du sud-ouest au nord-ouest (Phillips, 1990), selon la saison. Le sens de l’approche et la fréquence des événements dépendent aussi de l’endroit où se trouve le courant-jet, qui se déplace vers le nord en été et vers le sud en hiver (figures 3.1 et 3.2). En général, le bassin atmosphérique est sous l’influence de la dépression des Aléoutiennes en hiver et de l’anticyclone subtropical en été. En été, les tempêtes sont rares, car le courant-jet se trouve généralement au nord du bassin atmosphérique, la dépression des Aléoutiennes est affaiblie, et l'anticyclone subtropical est fort et tend à s'étendre vers le nord, ce qui crée souvent une crête de haute pression au-dessus de la zone. Ce régime entraîne souvent des conditions stagnantes dans le bassin atmosphérique.

Figure 3.1 Masses d’air l’hiver et circulation au-dessus de l’Amérique du Nord (Phillips, 1990).

Figure 3.1 Masses d’air l’hiver et circulation au-dessus de l’Amérique du Nord (Phillips, 1990).

Description de la figure 3.1

La figure 3.1 est un dessin au trait d'une carte simple de l'Amérique du Nord qui montre l'influence de cinq différentes masses d'air sur le continent pendant l'hiver. Chaque masse d'air est représentée par une grande zone colorée avec des flèches s'étirant de la zone pour indiquer la région d'influence.

Une masse d'air importante au-dessus de l'Arctique influence les territoires du nord du Canada, les Prairies canadiennes, l'Ontario, le Québec, ainsi que le nord-est et le Midwest des États-Unis. Une masse d'air au-dessus du golfe du Mexique influence le sud des États-Unis. L'anticyclone du Pacifique Nord sur la côte ouest du Mexique influence la côte ouest du continent aussi loin au nord que l'État de Washington. La dépression des Aléoutiennes dans le golfe d'Alaska influence les côtes de la Colombie-Britannique et de Washington, y compris le bassin de Georgia et le bassin atmosphérique de Puget Sound. Une autre masse d'air au large de la côte ouest des États-Unis influence la côte ouest de la Californie à Haida Gwaii. Le courant-jet fait un crochet vers le sud à partir de la frontière sud de l'État de Washington jusqu'au golfe du Mexique. La figure montre de la pluie et de la neige le long de la chaîne Côtière. Une note indique qu'une pente produit des nuages et de la neige dans les Prairies canadiennes. Dans la région américaine au nord du courant-jet, on indique un temps dégagé, alors que dans la région américaine au sud du courant-jet, on indique un temps sec. La figure indique qu'il y a de la neige et des blizzards dans le nord de la Colombie-Britannique et de l'Alberta, s'étendant jusqu'au Nunavut et aux Territoires du Nord-Ouest.

Figure 3.2 Masses d’air l’été et circulation au-dessus de l’Amérique du Nord (Phillips, 1990).

Figure 3.2 Masses d’air l’été et circulation au-dessus de l’Amérique du Nord (Phillips, 1990). (Voir la description ci-dessous)

Description de la figure 3.2

La figure 3.2 est la même carte dessinée au trait de l'Amérique du Nord que celle de la figure 3.1, mais dans ce cas, elle montre l'influence générale de cinq différentes masses d'air sur le continent pendant l'été. Pendant l'été, une masse d'air au-dessus de l'Arctique influence les territoires canadiens, le nord des Prairies ainsi que le nord du Québec. Une masse d'air dans le golfe du Mexique influence les États-Unis à l'est d'une ligne entre les Grands Lacs et la frontière est du Mexique, et cette région est indiquée comme étant chaude et humide. Une petite masse d'air plane au-dessus de la frontière américano-mexicaine, à l'est de la mer de Cortez. L'anticyclone du Pacifique Nord se situe sur la côte de la Californie et de la Basse-Californie. Une cinquième masse d'air au large de la côte de la Colombie-Britannique envoie de l'air dans le nord de la Colombie-Britannique, au Yukon et en Alaska. Le courant-jet passe au-dessus de la pointe nord de l'île de Vancouver et vers le haut jusqu'à la frontière sud du Nunavut, avant de se diriger vers l'est, sur toute la partie nord de l'Ontario et du Québec.

La trajectoire des tempêtes est positionnée dans tout le bassin atmosphérique à l’automne, rendant les mois d’octobre, de novembre et de décembre les plus pluvieux de l’année. Les tempêtes les plus importantes et les plus fréquentes se produisent à l’automne, lorsque le courant-jet est très fort et en altitude et que la dépression des Aléoutiennes est forte.

Le courant-jet migre vers le sud de la région en janvier et février, laissant le bassin atmosphérique dans des masses d’air plus froid et généralement plus sec. Souvent, toute l’énergie des tempêtes est dirigée vers les régions situées au sud du bassin atmosphérique, ce qui peut entraîner une masse d’air arctique plus froid qui est poussée à l’occasion vers les régions côtières à partir de l’intérieur.

Le courant-jet retourne dans le bassin atmosphérique en mars et en avril. Le courant-jet, lors de son passage au printemps, traverse l’océan Pacifique Nord du sud-ouest au nord-est et il est à son plus fort. Cette orientation favorise le transport de la poussière et d’autres polluants en provenance d’Eurasie.

3.1.2 Impact des tendances météorologiques sur le transport à grande distance des polluants

Les écoulements de vents à l’échelle synoptique sont ceux qui transportent des polluants atmosphériques sur de longues distances. Par exemple, on a en effet observé que des substances chimiques en suspension dans l’air provenant d’Eurasie et de Californie viennent s’ajouter à l’ensemble général de polluants du Bassin (Belzer, 1997).

Comme il a été mentionné précédemment, le régime de circulation qui est le plus efficace pour transporter des polluants à travers l’océan Pacifique survient au printemps, particulièrement en avril et en mai.

Les émissions de polluants atmosphériques provenant du sud (p. ex. de l’Oregon et de la Californie) et du nord (p. ex. du nord de la Colombie-Britannique, du Yukon et de l’Alaska) sont également transportées vers le nord-ouest du Pacifique dans des conditions météorologiques précises. Le transport en provenance du sud en été est associé à la mousson du sud-ouest, un creux créé dans le Grand Bassin et à l’intérieur de la région du Pacifique Nord-Ouest par le réchauffement de la surface et la basse pression en altitude sur les États américains de la côte ouest. Ces conditions sont souvent accompagnées d’orages isolés ou occasionnels le long des versants est de la chaîne des Cascades et de l’intérieur des chaînes de montagnes. Cette situation météorologique est assez courante en été, particulièrement au mois de juin.

Les polluants provenant de ces sources éloignées sont généralement bien dispersés au moment où ils arrivent dans le bassin atmosphérique, ce qui ajoute des quantités faibles, mais mesurables, aux concentrations de fond d’ozone, de matières particulaires (MP) et autres polluants à l’état de traces. Ces polluants transportés sur de longues distances peuvent parfois entraîner une baisse de visibilité et enfreindre les normes et les objectifs sur la qualité de l’air. L’importance du transport à grande distance est expliquée au chapitre 11 qui porte sur le transport transfrontalier.

3.2 Circulation de l’air dans le bassin atmosphérique

La géographie du bassin englobe l’océan Pacifique, les détroits de Juan de Fuca et de Georgia et des chaînes de montagnes dont l’altitude dépasse largement les 1 500 mètres. En canalisant et en retenant les polluants atmosphériques, ces accidents naturels contribuent pour beaucoup au transport et au devenir des polluants atmosphériques.

Les vents à l’échelle synoptique sont modifiés dans les couches les plus basses de l’atmosphère (à partir de la surface à environ 1 500 mètres en altitude) par la topographie locale. Bien qu’elle dépende du régime météorologique synoptique actif, la circulation à mésoéchelle à travers et autour d’accidents topographiques détermine souvent les concentrations de pollution atmosphérique à des endroits particuliers du bassin atmosphérique.

3.2.1 Topographie du bassin atmosphérique

Le bassin de Georgia est dominé par l’axe ouest-est de la vallée du bas Fraser, l’axe nord-ouest/sud-est du détroit de Georgia et l’axe ouest-est du détroit de Juan de Fuca. Cet état de chose tranche nettement avec l’axe nord-sud bien défini du bassin atmosphérique du Puget Sound. La partie sud du bassin atmosphérique du Puget Sound est affectée par l’air arrivant du Pacifique par le passage de Chehalis. Les deux bassins atmosphériques subissent l’influence de l’air qui circule dans les vallées « tributaires » et des versants des montagnes.

3.2.2 Circulation de l’air dans le Puget Sound

Le Puget Sound a une orientation nord-sud; il est bordé à l’est par la chaîne des Cascades, qui peut atteindre entre 2 000 et 2 500 mètres et constitue un obstacle significatif parallèle au Sound, et par à l’ouest et au nord les monts Olympus, qui atteignent entre 1 500 et 2 000 mètres d’altitude. Les principales voies d’accès de l’air qui pénètre dans le Sound et qui le quitte sont le passage de Chehalis au sud-ouest et le détroit de Haro au nord. Les vallées tributaires qui entaillent la chaîne des Cascades jouent également un rôle important dans la circulation générale de l’air dans le Sound. L’air y circule en effet du nord au sud ou sud au nord, régi par des caractéristiques météorologiques à grande échelle, la topographie locale et les écarts de température entre le centre et le sud du Sound. Les perturbations de ce régime d’écoulement sont dues à l’influence des grands systèmes météorologiques qui permettent à l’air maritime des bas niveaux de s’engouffrer vers l’intérieur de l’ouest de l’État de Washington par le passage de Chehalis et le détroit de Juan de Fuca. Le relief montagneux présente des pentes et des vallées qui contribuent à la complexité des flux d’air à mésoéchelle (Cokelet, 1991).

Ce sont les grands systèmes météorologiques qui s’approchent du littoral de l’État de Washington qui déterminent la circulation de l’air dans le Puget Sound. Les perturbations qui passent au nord de la région entraînent un flux d’air du sud dans le Puget Sound, l’air sortant par le détroit de Haro. Même si la principale partie d’un système météorologique se dirige vers le sud, les vents soufflent souvent en direction du sud avant un front et en direction de l’ouest après un front, en raison de la forte influence de la dépression des Aléoutiennes sur les vents régionaux. L’affaiblissement de la dépression des Aléoutiennes dans l’est du Pacifique et le déplacement d’une tempête vers le sud entraîne des vents du nord dans le Puget Sound.

Arrivant de l’ouest, les systèmes météorologiques, en particulier au printemps, créent des flux d’air de l’ouest qui s’engouffrent par le passage de Chehalis et le détroit de Juan de Fuca. Les monts Olympus font converger ces flux dans le Puget Sound, créant ainsi une zone de concentration de nuages et de précipitations appelée la « zone de convergence et de Puget Sound » (Chien et al., 1997).

Les vents d’ouest à sud-ouest s’engouffrent dans le bassin atmosphérique par le passage de Chehalis et se conjuguent aux vents du sud qui prédominent dans la région du Puget Sound. Des vents sortants d’est provenant des vallées tributaires soufflent sur l’est du Sound. À mesure que le système poursuit sa route vers l’est, les vents dans le Sound tournent au nord et au nord-ouest et, dans les vallées tributaires, les vents sont d’ouest.

3.2.3 Flux d’air dans le bassin de Georgia

La partie du bassin atmosphérique concernant le bassin de Georgia englobe une portion de la côte est et de l’extrémité sud de l’île de Vancouver, le détroit de Haro, le détroit de Georgia et la vallée du bas Fraser. Celle-ci est délimitée à l’ouest par le détroit de Georgia, au nord par la chaîne Côtière (montagnes du North Shore) et à l’est et au sud par la chaîne des Cascades. Le triangle formé par ces accidents géographiques renferme les districts régionaux de Vancouver et de la vallée du Fraser, et le comté de Whatcom dans l’État de Washington.

Le bassin de Georgia subit l’influence du passage des perturbations météorologiques en provenance du Pacifique d’une façon analogue à ce qui se passe dans le Puget Sound. Les systèmes météorologiques qui passent au nord de la région provoquent de forts vents dans les vallées de l’île de Vancouver, comme les « vents Qualicum ». Dans le détroit de Georgia, les vents soufflent du sud-est et sont alimentés par les courants provenant de la baie Howe et de la vallée du bas Fraser.

Un système météorologique gagnant la côte par le nord-ouest aura un impact différent sur les vents locaux dans le bassin de Georgia et dans le Puget Sound. Dans le Puget Sound, le flux demeurera d’est à sud-est dans beaucoup des vallées alors que, dans le bassin de Georgia, les vents soufflant dans le détroit de Georgia seront du sud-est, tournant à l’ouest dans le détroit de Juan de Fuca. On trouvera une analyse plus fouillée de ces régimes de circulation du vent dans Lange (1998) ou Mass (2008).

Une perturbation météorologique qui gagne le sud de la région provoquera des vents sortant de la baie Howe et de la vallée du bas Fraser, alors que les vents dans le détroit de Georgia seront du nord-ouest. De même, les systèmes qui arrivent du sud-ouest font que les vents sortent de la vallée du bas Fraser et des secteurs maritimes en direction du système qui arrive. Cela provoque des vents sortants d’est dans de nombreux secteurs, qui sont accompagnés de vents de nord-ouest à nord-est dans le détroit de Georgia. À mesure que le système se déplace de la côte vers l’intérieur, les vents tournent alors à l’ouest et au nord-ouest. Une description détaillée de ces configurations de vents se trouvent dans Lange (2003).

3.2.4 Régimes de circulation locaux

Il y a des périodes où le nord-ouest du Pacifique ou certaines parties de la région ne subissent pas l’influence des systèmes météorologiques qui suivent la trajectoire des tempêtes. À ces moments-là, la configuration à mésoéchelle des courants atmosphériques devient très importante. Les vents de pente ascendants et descendants et les brises soufflant de la mer vers la terre sont deux types de courants locaux provoqués par la conjonction de la topographie locale et à des variations de température. La majeure partie de Georgia Basin/Puget Sound subit l’influence des terrains montagneux où le vent est canalisé dans les vallées. Le mouvement diurne du soleil crée des écarts de température qui font que l’air s’élève dans une région et descend dans une autre.

3.2.5 Circulation de l’air entre le Puget Sound et le bassin de Georgia

Le régime des vents dans le bassin atmosphérique varie continuellement en réaction au passage des systèmes météorologiques. Des changements rapides dans le régime des vents peuvent transporter les polluants atmosphériques depuis le bassin atmosphérique de Georgia Basin jusqu’à celui du Puget Sound, et vice-versa. Les vents qui transportent le mieux les polluants sont ceux des couches inférieures de l’atmosphère à une altitude inférieure à environ 1 500 mètres. Cette circulation permet le libre mouvement des polluants depuis les sources d’émissions jusqu’aux régions réceptrices, et n’est limitée que par la topographie locale.

Si l’on revient à la figure 1.1, le secteur situé à l’extrémité nord du Puget Sound, délimité au nord par le détroit de Haro et à l’est et à l’ouest par un relief élevé (supérieur à 1 500 mètres), constitue un important portail de l’échange de polluants atmosphériques entre les bassins atmosphériques du Puget Sound et du Georgia Basin.

La topographie locale et les conditions météorologiques à grande échelle sont connues pour avoir une incidence sur l’échange des polluants atmosphériques entre les bassins atmosphériques de Georgia Basin/Puget Sound. Souvent, les concentrations de polluants s’élèvent dans leurs bassins atmosphériques d’origine pendant des conditions stagnantes, pour ensuite se déplacer vers des bassins atmosphériques adjacents lorsque ces conditions se décomposent. Les mécanismes et les répercussions du transport transfrontalier sont abordés au chapitre 11 : Transport transfrontalier.

3.3 Régimes de temps propices à la mauvaise qualité de l’air

Chaque régime de temps joue son propre rôle dans la qualité de l’air du bassin atmosphérique. Certains régimes sont particulièrement propices à l’accumulation de polluants atmosphériques dans le bassin atmosphérique. Les périodes de mauvaise qualité de l’air sont les plus susceptibles de se produire lorsque les conditions météorologiques, comme des vents légers et des inversions de subsidence, se combinent pour piéger les polluants dans le bassin atmosphérique ou lorsque certains courants forts génèrent des poussières éoliennes.

Ce sont les régimes de temps provoquant des vents très légers dans le bassin de Georgia/Puget Sound qui sont les plus importants sur le plan de la pollution atmosphérique. Une zone de haute pression se formera au-dessus du nord-ouest du Pacifique, généralement alimentée par une très faible circulation d’air en altitude. L’absence d’une bonne circulation d’air favorise le développement de brises de terre/mer et de vents de pente. Les brises de terre/mer, causées par les écarts de température entre la terre et l’eau, créent un afflux d’air provenant de l’eau qui débute au milieu de la matinée et se poursuit jusqu’en début de soirée, avant de se transformer en une sortie d’air pendant la nuit. Le flux d’air le long des pentes des vallées est un autre important régime de circulation attribuable au réchauffement différentiel des pentes. Ces vents légers et variables peuvent durer plusieurs jours.

Il y a fréquemment des périodes de stagnation l’été et l’hiver, d’où la plus grande importance de ces saisons en ce qui concerne les épisodes d’ozone, de particules fines et de visibilité. Durant ces deux saisons, il se peut que les vents soient légers et variables, lorsque la trajectoire des tempêtes se trouve soit au nord soit au sud de la région. L’hiver, ces périodes de relative accalmie permettent aux masses d’air arctique froid de se déplacer de l’intérieur vers l’ouest. L’air arctique froid provoque des conditions de stagnation avec de fortes inversions thermiques dans beaucoup des vallées. Lorsque ces conditions se conjuguent au déplacement d’un système météorologique plus important en provenance du Pacifique, de forts vents d’est peuvent se lever. L’été est dominé par des anticyclones sur l’est de l’océan Pacifique et souvent sur le nord-ouest du Pacifique. C’est au cours de ces périodes, lorsque le bassin de Georgia et le Puget Sound sont sous l’influence de hautes pressions atmosphériques, que l’écoulement de l’air dans les deux bassins atmosphériques est réduit à des circulations localisées. Les inversions thermiques sont alors courantes. La trajectoire des tempêtes est loin au nord et fait dévier les systèmes météorologiques vers l’Alaska et le nord de la Colombie-Britannique. Ce sont ces périodes de vents légers et de fortes inversions thermiques qui provoquent les phénomènes les plus extrêmes de pollution atmosphérique dans le nord-ouest du Pacifique.

Les régimes stagnants influencent souvent simultanément les bassins atmosphériques de Georgia Basin/Puget Sound. Une crête en altitude se déplace au-dessus du bassin, créant des vents légers en surface attribuables à des gradients de pression très faibles dans tout le bassin. Les périodes de stagnation estivales sont associées à un « creux thermique » à l’ouest de la chaîne des Cascades qui s’établit sous un ciel dégagé et par fort réchauffement solaire. Ce phénomène de surface élimine les brises de terre/mer dans la vallée du bas Fraser et le Puget Sound. La brise caractéristique qui souffle du nord au sud dans le Puget Sound s’interrompt elle aussi, créant une situation de calme quasi total (Steenburgh, 1996) qui permet une élévation des températures de surface. Un gradient de pression vers la mer attire l’air au-dessus de la chaîne des Cascades, ce qui provoque une inversion de subsidence au-dessus du bassin atmosphérique du Puget Sound et piège les polluants. Dans la vallée du bas Fraser, un ensemble analogue de phénomènes météorologiques interrompt les brises de terre/mer, mais, du fait de l’orientation est-ouest de la vallée, l’inversion de subsidence est contrôlée par la crête en altitude. Ces régimes de temps presque identiques ont pour effet d’isoler l’un de l’autre les deux bassins atmosphériques. Les régimes de vent qui s’établissent durant ces périodes de stagnation ne permettent pas aux polluants atmosphériques de passer d’un bassin à l’autre. L’interruption des brises de terre/mer dans le détroit de Georgia a également pour effet de dissocier le flux d’air en provenance de l’est de l’île de Vancouver.

3.4 Influence des régimes de temps sur l’ozone et les particules

Les conditions atmosphériques propices à la formation photochimique d’ozone sont bien connues dans le bassin atmosphérique de Georgia Basin/Puget Sound. Les épisodes d’ozone où la concentration atteint des niveaux nettement supérieurs aux objectifs nationaux en matière de pollution atmosphérique sont documentés. Leur occurrence dépend de certaines conditions météorologiques, comme il est décrit précédemment. Alors que les émissions des précurseurs de l’ozone (NOx et composés organiques volatils) demeurent inchangées, un régime de temps stagnant qui donne un ciel dégagé et des températures élevées peut très vite produire des concentrations d’ozone élevées.

3.4.1 Incidences de la qualité de l’air liées aux conditxions météorologiques dans la vallée du bas Fraser (adapté d’Environnement Canada, 2010).

Plusieurs études récentes ont permis de documenter les incidences de la qualité de l’air liées aux conditions météorologiques dans la partie de la vallée du bas Fraser du bassin atmosphérique. Les périodes de stagnation estivales qui durent plusieurs jours sont liées à des épisodes de concentrations élevées d’ozone et de MP2,5 ainsi qu’à une dégradation de la visibilité. Les dépassements de l’objectif national de qualité de l’air sur l’ozone, fixé à 82 ppb à l’aéroport international côtier de Vancouver, ont été associés à des vents côtiers du nord-ouest et du sud-ouest dans des conditions de brise de mer (Ainslie et Steyn, 2007).

Un examen des types de courants au cours du cycle des brises de mer et des brises de terre aide à expliquer le transport des polluants dans les collectivités situées dans la vallée du bas Fraser et l’apparence des concentrations élevées dans la partie est de la vallée. Les vents légers associés aux conditions d’une brise de mer canalisent et concentrent efficacement les polluants primaires et secondaires provenant de régions urbaines émettrices plus peuplées dans l’ouest vers l’étendue est de la vallée qui se rétrécit et les collectivités telles que Chilliwack et Hope.

Pendant des conditions de brise de mer, les polluants sont entraînés vers l’intérieur de la région le jour, et ce phénomène peut être renforcé par une circulation qui remonte les pentes le long des montagnes bordant l’extrémité nord de la vallée de l’ouest vers l’est et le nord. Par conséquent, le soir, des panaches de polluants peuvent se déplacer vers le haut des pentes des montagnes et dans des vallées tributaires en altitude, où ils s’accumulent. Ce régime d’écoulement engendre également des couches de polluants concentrés en altitude, surtout vers les portions supérieures des vallées (Strawbridge et Snyder, 2004). Pendant la nuit, le drainage et les écoulements des brises de terre ainsi que la formation d’une couche limite nocturne superficielle entraînent une concentration d’aérosols et de polluants primaires près de la surface et dans des couches élevées au-dessus de la couche limite. À de nombreuses stations de surveillance, l’ozone chute à de très faibles concentrations. En fin de nuit et tôt le matin, la brise de terre transporte les aérosols de la partie est de la vallée du bas Fraser et des vallées tributaires en direction de l’ouest vers le détroit de Georgia, ce qui augmente les aérosols et les polluants primaires (p. ex. NOx) au-dessus de l’eau. Le matin, la couche limite nocturne se désagrège, et les couches élevées qui contiennent encore de l’ozone, des matières particulaires primaires et secondaires et certaines espèces de précurseurs (p. ex. NOx) sont mélangées vers la surface (McKendry et al., 1997; Pisano et al., 1997).

Il s’est avéré que le transport des polluants était aussi influencé par un processus connu sous le nom d’effet de stagnation produit par un sillage (Wake-Induced Stagnation Effect [(WISE)]) (Brook et al., 2004). Ce processus est un résultat de la convergence de vents légers provenant du détroit de Georgia et du détroit de Juan de Fuca, combinée à un effet de « sillage » produit par les caractéristiques géographiques des îles de Vancouver, Gulf et de San Juan. Lors de l’étude sur la qualité de l’air Pacifique 2001, on a associé l’effet de stagnation produit par un sillage à l’advection et à la formation de couches d’aérosols concentrées au-dessus des îles Gulf/San Juan (Strawbridge et Snyder, 2004). À l’intérieur de ces couches d’aérosols, les polluants ont subi un traitement photochimique et ils ont ensuite été remis en circulation par le cycle des brises de mer/terre. On a observé que l’advection des vieux aérosols et gaz (ozone, composés d’azote oxydé) de la zone de l’effet de stagnation produit par un sillage avait des incidences sur la vallée du bas Fraser et sur la région adjacente du comté de Whatcom du nord-ouest de l’État de Washington, un phénomène répété sur plusieurs jours qui a entraîné la formation de polluants concentrés et de plus en plus vieux.

Au cours de ces conditions anticycloniques stagnantes estivales, accompagnées d’une brise de terre/mer, les concentrations diurnes de MP10 peuvent atteindre 50 à 75 μg/m3, et des concentrations records de MP2,5 de 20 à 30 μg/m3 ne sont pas rares. Même si ces conditions stagnantes de brise de mer favorisent également de hautes concentrations d’ozone, il n’existe qu’une faible corrélation entre l’ozone troposphérique et les concentrations de MP10(McKendry, 2000). La formation de particules secondaires, qui a été liée à une dégradation de la visibilité (Pryor et Barthelmie, 1999), devient très active durant les inversions de subsidence l’été et s’amplifie durant les épisodes de stagnation prolongés et les phénomènes de flux entrants/sortants.

Bien que les conditions stagnantes puissent entraîner des concentrations élevées de polluants gazeux, les vents violents peuvent mener à des périodes de poussière. Dans l’est de la vallée du bas Fraser, les vents sortants sont suffisamment forts pour soulever des particules de sol et de sable, créant des concentrations de MP10 qui dépassent les normes de pollution atmosphérique. Ces conditions de vents sortants se développent lorsqu’une crête de haute pression se forme sur l’intérieur de la Colombie-Britannique et de l’État de Washington, créant un gradient de pression en surface qui entraîne un vent sortant qui peut durer de deux à trois jours. De plus, quelques fois par hiver, ces vents sortants provoquent un afflux d’air arctique froid des régions de l’intérieur vers les régions côtières via les vallées des montagnes. Comme la masse d’air arctique est peu profonde, de fortes inversions thermiques se forment, créant des conditions stagnantes sur la vallée du bas Fraser et les vallées tributaires lorsque les gradients de pression et les vents s’affaiblissent. Les inversions thermiques se renforcent davantage avec le refroidissement prolongé de la surface pendant les longues nuits d’hiver. Ces conditions peuvent donner lieu à des concentrations élevées de matières particulaires dans le bassin atmosphérique de la vallée du bas Fraser.

Ampleur et fréquence des conditions de stagnation

Environnement Canada a examiné l’importance des tendances de stagnation sur le plan de l’ampleur et de la fréquence dans le cadre d’une étude. Celle-ci a ciblé les régimes de temps et les concentrations de pollution atmosphérique (O3etMP) en utilisant des méthodes statistiques pour déterminer les types de régimes qui causent des conditions de stagnation et une élévation des concentrations de polluants (Cannon et al., 2002). L’analyse a permis de déterminer la fréquence de survenue des divers « types de cartes » synoptiques. La figure 3.3 et la figure 3.4 illustrent respectivement les régimes en surface et en altitude, à des moments où les concentrations d’ozone étaient élevées et les concentrations de particules fines supérieures à la moyenne régionale. Ces régimes de temps concordent avec d’autres analyses mentionnées plus haut, qui ont décelé la présence d’une crête barométrique en altitude et des gradients de pression en surface très faibles. Ce régime de temps estival s’est produit à neuf reprises au cours des onze ans qu’a duré la période étudiée. L’analyse a examiné séparément les fortes concentrations d’ozone et de matières particulaires. Les régimes de temps étaient analogues à ceux des figure 3.3 et figure 3.4, mais leur fréquence d’occurrence ne l’était pas. Les fortes concentrations d’ozone durant les mois d’été étaient attribuables à des régimes de temps qui se sont produits à 78 reprises durant la période étudiée.

Sur tout le bassin atmosphérique, on a constaté que, 46 % du temps, les conditions sont propices à des concentrations élevées de matières particulaires. Le régime qui a donné des matières particulaires, qui ne s’est produit que six fois, montre un centre de basse pression en surface qui se déplace vers l’ouest au large de la côte et d’un gradient vers la mer beaucoup plus puissant en altitude. Les régimes qui donnent le plus souvent des concentrations élevées de matières particulaires se sont produits surtout au printemps et en hiver. Les concentrations élevées de matières particulaires pendant l’été étaient souvent associées à la météorologie stagnante qui produit des concentrations élevées d’ozone. Les régimes qui donnent des concentrations élevées de matières particulaires et des concentrations d’ozone supérieures à la moyenne régionale (soit l’inverse du premier cas décrit ci-dessus) se sont produits à 12 reprises, surtout au printemps et à l’automne.

Figure 3.3 Configuration de la pression à la surface (contours en millibars) lorsque les concentrations d’ozone sont élevées et les concentrations de matières particulaires supérieures à la moyenne régionale.

Figure 3.3 Configuration de la pression à la surface (contours en millibars) lorsque les concentrations d’ozone sont élevées et les concentrations de matières particulaires supérieures à la moyenne régionale. (Voir la description ci-dessous)

Description de la figure 3.3

La figure 3.3 est une carte des contours de la pression qui s'étend de 32,50° N à 62,50° N et de 192,50° E à environ 247,5° E. La région où la pression est la plus élevée (1 030 hPa) se situe au large de la côte des États-Unis et s'étend d'un peu sous 37,50° N jusqu'à presque 47,50° N et entre 192,5° E et 207,5° E. Le prochain contour (1 026 hPa) s'étend d'un peu sous 32,50° N jusqu'aux eaux du large de Haida Gwaii et à partir de l'ouest de 192,5° E jusqu'à environ 215° E. Le contour à 1 022 hPa se rend aussi loin au nord que le golfe d'Alaska et aussi loin à l'est que 222,5° E. Le contour à 1 018 hPa s'étend du nord au sud sur toute la carte, et traverse l'enclave de l'Alaska et passe juste au large de Haida Gwaii. Le contour à 1 014 hPa s'étend de l'intérieur du nord de la Colombie-Britannique jusqu'à la pointe nord de l'île de Vancouver, et vers le sud, juste au large de la côte des États-Unis. Le dernier contour est à 1 010 hPa et englobe l'intérieur du sud de l'état de Washington ainsi que des États de l'Oregon et de la Californie.

 

 

Figure 3.4 Configuration en altitude (contours de la pression à 500 hPa, en mètres) lorsque les concentrations d’ozone sont élevées et les concentrations de matières particulaires supérieures à la moyenne régionale.

Figure 3.4 Configuration en altitude (contours de la pression à 500 hPa, en mètres) lorsque les concentrations d’ozone sont élevées et les concentrations de matières particulaires supérieures à la moyenne régionale. (Voir la description ci-dessous)

Description de la figure 3.4

La figure 3.4 est la même carte des contours de la pression que celle de la figure 3.3 (s'étendant de 32,50° N jusqu'à 62,50° N, et de 192,50° E à environ 247,5° E). Cette carte montre l'altitude des contours de la pression à 500 hPa, en mètres. Les contours suivent une tendance sinusoïdale : la plupart des contours ont deux crêtes et un creux dans la zone cartographiée. Une seule crête est visible pour le contour à plus faible altitude (5 640 m) et elle se trouve dans l'intérieur de l'Alaska, à 60° N et à 205° E. Le contour à 5 680 m a une crête dans les îles Aléoutiennes à environ 56° N et 200° E, un creux dans le golfe d'Alaska à environ 55° N et une deuxième crête dans l'intérieur du territoire du Yukon à 62,50° N et à environ 230° E. Le contour à 5 720 m a une crête au sud des îles Aléoutiennes à environ 53° N et une autre dans le sud-est du Yukon, à environ 60° N. Le contour à 5 760 m a une crête juste à l'ouest de 207,5° E à environ 50° N et une autre à 237,5° E, près de la frontière de la Colombie-Britannique et du Yukon. Le contour à 5 800 m a une crête juste à l'ouest de 207,5° E à environ 48° N, et une autre à 237,5° E, juste au-dessus de 52,50° N. Son point le plus bas se situe à environ 35° N et 222,5° E. Le contour à 5 840 m a une crête dans les eaux du large à 45° N et à 200° E, et également près de la frontière de la Colombie-Britannique et de l'État de Washington à environ 50,0° N et 240° E. Son creux se situe sous le bord inférieur de la carte. Pour le contour à 5 880 m, une seule crête est visible à 42,50° N et à 200° E; l'autre se trouve quelque part dans l'intérieur de la Californie.

3.5 Résumé du chapitre

La qualité de l’air est fortement touchée par les régimes météorologiques, qui subissent l’influence de la topographie locale et des écarts de température et de pression à la surface. Une fois que les polluants sont en suspension dans l'air, la voie par laquelle ils se déplacent est déterminée par des processus mondiaux, régionaux et locaux, et peut jouer un rôle important en déterminant l'importance des concentrations de pollution atmosphérique à des endroits particuliers du bassin atmosphérique.

Dans le bassin atmosphérique de Georgia Basin/Puget Sound, les périodes de mauvaise qualité de l’air sont plus susceptibles de se produire lorsque les conditions météorologiques caractérisées par des vents légers et des inversions de subsidence se combinent pour piéger les polluants dans le bassin atmosphérique. Au cours de ces périodes de vents légers, l’absence d’une bonne circulation d’air favorise le développement de processus locaux, tels que des brises de terre/mer et des vents de pente. Les vents légers associés aux conditions d’une brise de mer peuvent canaliser et concentrer efficacement les polluants provenant de régions urbaines émettrices plus peuplées dans l’ouest vers l’étendue est de la vallée qui se rétrécit et les collectivités telles que Hope et Chilliwack. Ce phénomène peut être renforcé par une circulation qui remonte les pentes le long des montagnes, où des panaches de polluants se déplacent vers le haut des pentes des montagnes et s’accumulent dans des vallées tributaires en altitude.

Il y a fréquemment des périodes de stagnation l’été et l’hiver, d’où la plus grande importance de ces saisons en ce qui concerne les épisodes d’ozone, de particules fines et de visibilité. Durant ces deux saisons, les régimes de circulation du vent peuvent être légers et variables, et l’écoulement de l’air dans les deux bassins atmosphériques est réduit à des circulations localisées, en raison de l’influence des hautes pressions atmosphériques au cours de l’été et du déplacement des masses d’air arctique froid et d’un système météorologique plus important en provenance du Pacifique en hiver. De fortes inversions thermiques sont alors courantes. Les phénomènes les plus extrêmes de pollution atmosphérique dans le nord-ouest du Pacifique sont provoqués par des périodes de vents légers associés à de fortes inversions thermiques.

Bien que les conditions stagnantes puissent entraîner des concentrations élevées de polluants gazeux, les vents violents peuvent mener à des périodes de poussière. De forts vents sortants soulèvent parfois des particules de sol et de sable, créant des concentrations élevées de MP10 qui peuvent dépasser les normes de pollution atmosphérique. De plus, au cours de l’hiver, ces vents sortants provoquent périodiquement un afflux d’air arctique froid des régions de l’intérieur vers les régions côtières via les vallées des montagnes, créant des conditions stagnantes sur la vallée du bas Fraser avec de fortes inversions thermiques dans les vallées tributaires. Ces conditions peuvent provoquer des épisodes de matières particulaires en hiver dans le bassin atmosphérique la vallée du bas Fraser.

Environnement Canada a examiné l’importance des tendances de stagnation sur le plan de l’ampleur et de la fréquence à Vancouver, en Colombie-Britannique. Les résultats ont permis de déceler la présence d’une crête barométrique en altitude et des gradients de pression en surface très faibles, lorsque les concentrations d’ozone sont élevées et les concentrations de matières particulaires supérieures à la moyenne régionale. Des régimes de temps semblables ont été observés pour des cas de concentrations élevées d’ozone et de matières particulaires, séparément. La fréquence de survenue était plus élevée dans le cas des concentrations d’ozone que dans celui des concentrations de matières particulaires pendant les mois d’été. Les régimes qui donnent le plus souvent des concentrations élevées de matières particulaires se sont produits au printemps et en hiver; tandis que ceux qui donnent des concentrations élevées de matières particulaires et des concentrations d’ozone supérieures à la moyenne régionale se sont produits surtout au printemps et à l’automne.

3.6 Références

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4. Qualité de l’air et tendances sociales et économiques

Jim Vanderwal, Amy Greenwood et Narissa Chadwick (Conseil du bassin du Fraser), Roxanne Vingarzan et Rita So (Environnement Canada)

La qualité de l'air est influencée par différentes tendances sociales et économiques, y compris la croissance démographique, le transport, la consommation d'énergie et le commerce international. Le présent chapitre examine une série de tendances sociales et économiques et identifie certains des impacts et répercussions de ces tendances sur la qualité de l’air. Il met également en évidence les mesures prises dans certaines régions pour contrer les impacts de ces tendances. La compréhension de ces tendances peut aider lors de la modélisation de scénarios futurs liés aux émissions atmosphériques et de l’identification d’orientations stratégiques futures.

4.1 Économie

Les tendances économiques sont liées à un certain nombre de facteurs ayant une incidence sur la qualité de l’air, comme la croissance démographique et la concentration dans les zones urbaines, le transport et l’utilisation de l’énergie. Les emplois tendent à être concentrés dans les centres urbains, encourageant ainsi la migration des zones rurales vers les villes.

4.1.1 Changements économiques

La transition des industries de production de biens vers une économie de services est une tendance qui continue d’être observée en Colombie-Britannique et dans l’État de Washington. En Colombie-Britannique, quatre travailleurs sur cinq occupent un emploi dans l’industrie des services. La contribution de cette industrie au produit intérieur brut (PIB) provincial a été de 77 % en 2008. D’autre part, l’industrie manufacturière et de production de biens fait travailler 22 % de la population et sa contribution au produit intérieur brut provincial est de 24 %. Depuis 1990, la contribution de l’industrie manufacturière et de production de biens au produit intérieur brut provincial a diminué de 5 %. Le tourisme, la haute technologie et l’économie verte deviennent de plus en plus importants pour le produit intérieur brut provincial et ces secteurs sont souvent appelés la « nouvelle économie » (Guide to BC Economy, 2011). Entre 1988 et 2009, la part des produits forestiers dans les exportations totales est passée de 56 % à 32 %, alors qu’à la même période, la part des exportations de produits de consommation est passée de 18 % à 23 % (BC Stats, 2010).

La tendance se poursuit dans l’État de Washington, où l’emploi dans l’économie des services a augmenté de 0,7 % en moyenne par année entre 2000 et 2010. Au même moment, l’emploi dans le secteur des biens et de la fabrication a diminué d’environ 2,5 % par année (il est à noter que ces données excluent les données sur l’emploi dans le secteur de l’agriculture). Il est prévu que d’ici 2030, les emplois dans l’industrie des services représenteront 87 % des emplois non liés à l’agriculture (Washington State Office of Financial Management and Employment Security Department, 2011a).

Dans l’État de Washington, il est attendu que la forte croissance du taux d’emploi au cours des 25 prochaines années soit observée dans les industries de la vente au détail et des services. La croissance de l’emploi dans les secteurs du commerce et des services devrait représenter environ deux tiers de l’augmentation totale du nombre d’emplois entre 2000 et 2025. La part des emplois dans les secteurs de la fabrication de biens (c.-à-d., fabrication, exploitation minière et construction) devrait passer de 19 % en 2000 à 13 % en 2025 (Washington State of Financial Management and Employment Security Department, 2011).

Le tourisme est devenu un moteur de croissance important dans la région de Georgia Basin/Puget Sound, de même qu’une source majeure d’emplois. En 2010, le tourisme représentait environ 4 % du produit intérieur brut provincial de la Colombie-Britannique (6,5 milliards de $ CAN, une hausse par rapport aux 3,6 milliards de $ CAN en 1999) et offrait un emploi à 6,7 % de la population (127 000 personnes) (BC Stats, 2011). Dans l’État de Washington, le tourisme représentait 4,6 milliards de $ US du produit brut de l’État en 2003 et offrait 152 500 emplois (Wilkerson, 2004). Depuis 1991, l’emploi dans le secteur du tourisme augmente de 0,8 % par année (Washington State Department of Community, 2003).

4.1.2 Répartition de l’emploi

La croissance de l’emploi en Colombie-Britannique et dans l’État de Washington devrait principalement être observée dans la région de Georgia Basin/Puget Sound. La région métropolitaine de Vancouver est l’un des plus importants secteurs économiques du Canada avec une main-d’œuvre de 1,2 million de travailleurs et elle représente environ 55 % du produit intérieur brut de la province (Université Simon Fraser, 2011). La région du Grand Vancouver continue d’être la source principale de nouveaux emplois dans la province avec l’ajout de 75 835 emplois de 2001 à 2006. Cette croissance a principalement été observée dans le secteur des services professionnels, scientifiques et techniques, lequel a ajouté 14 485 nouveaux emplois (Région métropolitaine de Vancouver, 2006). Dans la période de dix ans allant de 1996 à 2006, le nombre d’emplois dans la région métropolitaine de Vancouver a augmenté de 18 % (Statistique Canada, 2006), ce qui correspond à une moyenne de 1,8 % par année. La croissance de l’emploi dans le reste de la province pendant la même période n’a été que de 0,4 % par année (Finlayson, 2002).

La figure 4.1 illustre que la plus grande part des emplois dans la région métropolitaine de Vancouver se situe dans le secteur du commerce de détail, avec 12 % (113 620 emplois). Il y a grand nombre d’emplois dans les secteurs hôtelier (104 195), des soins de santé et de l’aide sociale (98 645), des services professionnels, scientifiques et techniques (95 965) et de la fabrication (91 790). Dans la région métropolitaine de Vancouver, il y a très peu d’emplois liés à l’agriculture, aux ressources environnementales et aux services publics (2 %) (Région métropolitaine de Vancouver, 2006).

Figure 4.1 Classement des emplois par industrie principale en 2006 pour la région métropolitaine de Vancouver. (Adapté de Région métropolitaine de Vancouver, 2006)

Figure 4.1 Classement des emplois par industrie principale en 2006 pour la région métropolitaine de Vancouver. (Adapté de Région métropolitaine de Vancouver, 2006) (Voir la description ci-dessous)

Description de la figure 4.1

La figure 4.1 est un diagramme à secteurs illustrant le pourcentage des emplois dans la région métropolitaine de Vancouver en 2006 pour chacun des quatorze classements des emplois par industrie principale. La répartition se fait comme suit : Agriculture, ressources environnementales et services publics, 2 %; construction, 3 %; transport, 5 %; fabrication, 9 %; commerce de gros, 6 %; commerce de détail, 12 %; industrie de l'accueil, 11 %; industrie de l'information et de la culture, 3 %; services professionnels, scientifiques et techniques, 10 %; gestion et administration publique, 8 %; services financiers, immobiliers et d'assurances, 8 %; services éducatifs, 8 %; soins de santé et aide sociale, 10 %; autres services, 5 %.

 

4.2 Croissance de la population et répartition

«... le défi pour les 10 à 30 prochaines années sera d’empêcher la dégradation de la qualité de l’air en réponse à la croissance rapide de la population » (South Fraser Region, 2001)

La croissance et la répartition de la population sont liées à un certain nombre de tendances ayant une incidence sur la qualité de l’air. Les tendances associées à la croissance de la population qui peuvent contribuer à un déclin de la qualité de l’air comprennent l’augmentation de l’étalement urbain, de l’utilisation de l’automobile et de la consommation d’énergie.

La région de Georgia Basin/Puget Sound devrait connaître une augmentation constante de sa population au cours des 20 prochaines années. En 2010, la population totale de la région était d’environ 7,3 millions d’habitants, faisant de cette région l’une des plus grandes régions métropolitaines en Amérique du Nord. En date du 1er avril 2010, la population de la région de Puget Sound comptait 3,7 millions d’habitants (Conseil régional de Puget Sound, 2010). La population habitant dans le Georgia Basin était, quant à elle, évaluée à environ 3,6 millions d’habitants (BC Stats, Projections de la population, 2010).

D’ici 2020, la population de la région de Georgia Basin devrait dépasser 4 millions d’habitants et celle de la région de Puget Sound devrait dépasser 5 millions. Comme l’illustre la figure 4.2, ceci portera la population totale à environ neuf millions d’habitants en 2020, ce qui correspond à 1,7 million d’habitants de plus.

Plus de la moitié de la population de la région de Georgia Basin/Puget Sound vit dans les secteurs de Vancouver (région métropolitaine de Vancouver), de Seattle (King County) et dans les environs. Comme l’indique la figure 4.3, en 2010, ces deux secteurs densément peuplés accueillaient respectivement 29 % et 23 % de la population globale du bassin atmosphérique. Les tendances traditionnelles en matière de développement qui tiennent compte de la croissance de la population tendent à favoriser l’étalement urbain, ce qui se traduit généralement par une augmentation de l’utilisation des véhicules et de l’énergie, entraînant ainsi une hausse des émissions. Plus récemment, les organismes et organisations de la région métropolitaine de Vancouver ont tenté de résoudre les problèmes reliés liés à l’étalement urbain en mettant en place des initiatives générales en matière de planification de la durabilité afin d’atténuer les répercussions de la croissance de la population sur l’environnement.

Figure 4.2 Taux moyens de la croissance annuelle de la population par district régional et comté, 1991 à 2000 (avec des taux numériques pour 1991 à 2000 et 2000 à 2020). (Groupe de travail sur les indicateurs environnementaux transfrontaliers de la région de Georgia Basin/Puget Sound, 2002)

Figure 4.2 Taux moyens de la croissance annuelle de la population par district régional et comté, 1991 à 2000 (avec des taux numériques pour 1991 à 2000 et 2000 à 2020). (Groupe de travail sur les indicateurs environnementaux transfrontaliers de la région de Georgia Basin/Puget Sound, 2002) (Voir la description ci-dessous)

Description de la figure 4.2

La figure 4.2 est une carte du bassin de Georgia et du bassin atmosphérique de Puget Sound, dans laquelle des couleurs sont utilisées pour identifier les districts régionaux et les comtés selon le taux moyen de la croissance annuelle de la population. Deux valeurs numériques pour le taux moyen de la croissance annuelle de la population sont également données pour chaque district régional ou comté, une pour la période 1991-2000, et une pour la période 2000-2020. Voici l'information :

  • Pour le district régional de Squamish, le taux de la période 1991-2000 est de 5,3 %, et celui de la période 2000-2020 est de 3,8 %.
  • Pour le district régional de la vallée du Fraser, le taux de la période 1991-2000 est de 3,0 %, et celui de la période 2000-2020 est de 2,4 %.
  • Pour le district régional de Vancouver, le taux de la période 1991-2000 est de 2,5 %, et celui de la période 2000-2020 est de 1,7 %.
  • Pour le district régional de Sunshine Coast, le taux de la période 1991-2000 est de 2,8 %, et celui de la période 2000-2020 est de 3,4 %.
  • Pour le district régional de Powell River, le taux de la période 1991-2000 est de 0,8 %, et celui de la période 2000-2020 est de -0,3 %.
  • Pour le district de la région de la capitale, le taux de la période 1991-2000 est de 0,7 %, et celui de la période 2000-2020 est de 1,0 %.
  • Pour le district régional de la vallée de Cowichan, le taux de la période 1991-2000 est de 2,6 %, et celui de la période 2000-2020 est de 1,8 %.
  • Pour le district régional de Nanaimo, le taux de la période 1991-2000 est de 2,7 %, et celui de la période 2000-2020 est de 2,5 %.
  • Pour le district régional de Comox-Strathcona, le taux de la période 1991-2000 est de 2,6 %, et celui de la période 2000-2020 est de 1,6 %. Le calcul de la population du district régional de Comox-Strathcona comprenait également la partie est de l'île de Vancouver jusqu'à l'extrémité nord du détroit de Johnstone et la partie continentale jusqu'à l'inlet Knight, qui sont des régions à l'extérieur du bassin de Georgia.

Dans le bassin atmosphérique de Puget Sound, les taux de croissance annuels moyens de la population par comté sont présentés ci-après. Il est à noter que dans tous les cas, le comté complet a été utilisé pour les calculs de population, même lorsqu'une partie de sa région ne se situait pas dans les limites du bassin atmosphérique.

  • Pour le comté de Whatcom, le taux de la période 1991-2000 est de 2,9 %, et celui de la période 2000-2020 est de 1,7 %.
  • Pour le comté de Skagit, le taux de la période 1991-2000 est de 2,7 %, et celui de la période 2000-2020 est de 2,4 %.
  • Pour le comté de Snohomish, le taux de la période 1991-2000 est de 2,8 %, et celui de la période 2000-2020 est de 1,9 %.
  • Pour le comté de King, le taux de la période 1991-2000 est de 1,4 %, et celui de la période 2000-2020 est de 0,8 %.
  • Pour le comté de Pierce, le taux de la période 1991-2000 est de 1,8 %, et celui de la période 2000-2020 est de 1,5 %.
  • Pour le comté de Thurston, le taux de la période 1991-2000 est de 2,6 %, et celui de la période 2000-2020 est de 2,8 %.
  • Pour le comté de Mason, le taux de la période 1991-2000 est de 2,6 %, et celui de la période 2000-2020 est de 2,1 %.
  • Pour le comté de Jefferson, le taux de la période 1991-2000 est de 2,2 %, et celui de la période 2000-2020 est de 3,6 %.
  • Pour le comté de Clallam, le taux de la période 1991-2000 est de 1,1 %, et celui de la période 2000-2020 est de 1,4 %.
  • Pour le comté de Island, le taux de la période 1991-2000 est de 1,6 %, et celui de la période 2000-2020 est de 2,5 %.
  • Pour le comté de Kitsap, le taux de la période 1991-2000 est de 2,0 %, et celui de la période 2000-2020 est de 2,3 %.
  • Pour le comté de San Juan, le taux de la période 1991-2000 est de 3,5 %, et celui de la période 2000-2020 est de 2,5 %.

Une mention dans le coin supérieur droit de la figure indique que la population totale du bassin atmosphérique en 2020 est estimée à 9,18 millions.

Figure 4.3 Pourcentage de la population de la région de Georgia Basin/Puget Sound par district régional et comté, 2010. (Groupe de travail sur les indicateurs environnementaux transfrontaliers de la région de Georgia Basin/Puget Sound, 2010).

Figure 4.3 Pourcentage de la population de la région de Georgia Basin/Puget Sound par district régional et comté, 2010. (Groupe de travail sur les indicateurs environnementaux transfrontaliers de la région de Georgia Basin/Puget Sound, 2010). (Voir la description ci-dessous)

Description de la figure 4.3

La figure 4.3 est une carte du bassin de Georgia/Puget Sound, dans laquelle des couleurs servent à identifier les districts régionaux et les comtés selon le pourcentage de population du bassin atmosphérique qui s'y trouve. Les pourcentages sont les suivants :

  • District régional de Squamish-Lillooet, 0,5 %
  • District régional de Thompson-Nicola, 1,6 %; district régional de la vallée du Fraser, 3,4 %
  • District régional de Vancouver, 28,6 %
  • District régional de Sunshine Coast, 0,4 %
  • District régional de Powell River, 0,2 %
  • District régional de la capitale, 4,5 %
  • District régional de la vallée de Cowichan, 1,0 %
  • District régional de Nanaimo, 1,8 %
  • District régional d'Alberni-Clayquot, 0,4 %
  • District régional de Comox-Strathcona, 1,3 %
  • Comté de Whatcom, 2,4 %
  • Comté de Skagit, 1,4 %
  • Comté de Snohomish, 8,6 %
  • Comté de King, 23,3 %
  • Comté de Pierce, 9,6 %
  • Comté de Lewis, 0,9 %
  • Comté de Thurston, 3,0 %
  • Comté de Mason, 0,7 %
  • Comté de Jefferson, 0,4 %
  • Comté de Clallam, 0,9 %
  • Comté de Island, 0,9 %
  • Comté de Kitsap, 3,0 %
  • Comté de San Juan, 0,2 %

La population totale du bassin atmosphérique en 2010 est indiquée comme étant de 8,29 millions. Ce chiffre a été calculé au moyen des données de certaines des régions à l'extérieur de la région de la mer des Salish. Ces régions font partie des districts régionaux et des comtés suivants qui ne se trouvent pas dans le bassin de Georgia/Puget Sound : Alberni-Clayquot, Comox-Stratcona, Squamish-Lillooet, Thompson-Nicola, comté de Lewis, comté de Thurston, comté de Mason, comté de Jefferson et comté Clallam.

4.3 Consommation d’énergie et émissions de gaz à effet de serre

La production et la consommation d’énergie sont liées à plusieurs aspects de la durabilité. Les habitants de la région de Georgia Basin/Puget Sound comptent sur l’énergie pour alimenter leurs voitures, faire fonctionner leurs appareils électroménagers et les usines industrielles, ainsi que pour éclairer et chauffer leurs maisons, bureaux et entreprises. L’énergie est également un élément important de la production de produits issus des ressources. La production et l’utilisation d’énergie à partir de combustibles fossiles rejettent des polluants atmosphériques dans l’atmosphère, y compris d’importants volumes de gaz à effet de serre. Entre 1990 et 2011, les émissions de gaz à effet de serre de la Colombie-Britannique ont augmenté de 20 %, passant de 49 400 tonnes d’équivalents de CO2 à environ 59 100 tonnes. La majorité des émissions de gaz à effet de serre en 2011 proviennent des secteurs des transports (39 %) et combustion fixes (33 %) (Environnement Canada, 2013).

En 2008, les émissions de CO2 provenant de la consommation de combustibles fossiles dans l’État de Washington étaient d’environ 79 millions de tonnes métriques. 54 % des émissions de CO2 proviennent du secteur des transports. Les émissions de CO2 provenant de la consommation de combustibles fossiles ont augmenté de 40 % entre 1980 et 2008, mais depuis la valeur maximale de 83,5 millions de tonnes métriques d’émissions enregistrée en 1999, les émissions ont diminué de 5 %. En 2008, l’approvisionnement en énergie totale pour l’État de Washington était d’environ 43 % d’énergie renouvelable et 57 % de combustibles fossiles (Energy Information Administration des États-Unis, 2008).

Le Clean Energy Act de 2010 de la Colombie-Britannique décrit comment l’approvisionnement en énergie sera abordé, y compris les mesures de conservation, la mise en place d’une capacité de génération et l’engagement à réduire les émissions de gaz à effet de serre d’ici 2012 à 6 % sous le niveau de 2007, et d’ici 2050, à 80 % sous le niveau de 2007 (ministère de l’Énergie, des Mines et des Ressources pétrolières de la Colombie-Britannique, 2010). L’État de Washington a récemment publié sa « stratégie énergétique » (Washington State Energy Strategy, 2011) qui comprend les objectifs suivants : d’ici 2020, réduire les émissions de gaz à effet de serre au niveau de 1990; d’ici 2035, réduire les émissions à 25 % sous le niveau de 1990; d’ici 2050, réduire les émissions à 50 % sous le niveau de 1990 (Département du Commerce de l’État de Washington, 2010).

4.3.1 Taux de consommation d’énergie

Tant l’État de Washington que la Colombie-Britannique ont connu des augmentations de la consommation d’énergie depuis les années 1970, bien que la demande se soit stabilisée dans les dernières années et que dans certains cas, elle ait même diminué.

La consommation finale d’énergie dans l’État de Washington a augmenté à un rythme d’environ 1,8 % par année entre 1970 et 1999, principalement dans le secteur des transports (Département du Commerce de l’État de Washington, 2010). Après 1999, la consommation d’énergie a diminué de façon globale de 0,3 % en moyenne par année entre 2000 et 2008 (avec une légère pointe en 2007, avant l’augmentation des prix de l’énergie et la récession qui a dicté la réduction en 2008). Cette réduction était due à une baisse importante de l’utilisation industrielle et à une faible croissance de l’utilisation de l’énergie dans les secteurs résidentiels, commerciaux et des transports. La figure 4.4 illustre les modifications de la consommation d’énergie par secteur dans l’État de Washington entre 1970 et 2008.

De 1990 à 2010 en Colombie-Britannique, la consommation totale d’énergie a augmenté de 15 % pour atteindre 1 070 pétajoules. La plus forte croissance a été observée dans les secteurs des résidentiels (13 %), transports (43 %), et agricoles (78 %). L'augmentation relativement importante du secteur de l'agriculture était due à une plus grande utilisation du gaz naturel; cependant, il convient de mentionner que le secteur de l'agriculture était responsable d'une proportion relativement faible de la consommation énergétique totale, soit de 2 % en 2010. Bien que la consommation d’énergie du secteur industriel en 2010 était similaire à ceux de 1999, elle représentait 40 % de l’énergie totale consommée en Colombie-Britannique. (Nyboer and Kniewasser, 2012).

Figure 4.4 Consommation finale d’énergie par secteur pour l’État de Washington, de 1970 à 2008 (Département du Commerce de l’État de Washington, 2010).

Figure 4.4 Consommation finale d’énergie par secteur pour l’État de Washington, de 1970 à 2008 (Département du Commerce de l’État de Washington, 2010). (Voir la description ci-dessous)

Description de la figure 4.4

La figure 4.4 est un graphique linéaire qui montre les changements par rapport à la consommation finale d'énergie dans l'État de Washington pour quatre secteurs durant les années 1970 à 2008.

La consommation du secteur des transports a augmenté de façon constante, passant d'environ 300 billions d'unités thermiques britanniques (BTU) en 1970 à environ 400 billions d'unités thermiques britanniques (BTU) en 1979. Il y a eu une légère diminution entre 1979 et 1984, période pendant laquelle la consommation est passée d'environ 400 billions de BTU à environ 350 billions de BTU. Ensuite, il y a eu augmentation régulière jusqu'à environ 500 billions de BTU en 1995, qui a été suivie d'un plateau qui a duré jusqu'en 2008.

La consommation du secteur résidentiel a augmenté de façon constante, passant d'environ 400 billions de BTU en 1970 à environ 600 billions de BTU en 1979. Il y a eu une légère diminution entre 1979 et 1984, période pendant laquelle la consommation est passée d'environ 600 billions de BTU à environ 500 billions de BTU. Ensuite, il y a eu augmentation régulière jusqu'à environ 700 billions de BTU en 1998, qui a été suivie d'un plateau qui a duré jusqu'en 2008.

La consommation du secteur industriel a augmenté, passant d'un peu moins de 800 billions de BTU en 1970 à environ 900 billions de BTU en 1982. De 1982 à 1983, il y a eu un déclin qui a ramené la consommation à environ 800 billions de BTU. De 1983 à 1999, il y a eu une augmentation jusqu'à environ 1 200 billions de BTU, qui a été suivie d'un déclin qui s'est poursuivi jusqu'en 2002 et qui a ramené la consommation à un peu plus de 1 000 billions de BTU. La consommation a ensuite augmenté jusqu'à environ 1 100 billions de BTU en 2007, avec un léger déclin en 2008.

La consommation du secteur commercial a augmenté, passant d'un peu plus de 800 billions de BTU en 1970 à un peu plus de 1 000 billions de BTU en 1982. De 1982 à 1983, il y a eu un déclin qui a ramené la consommation à environ 900 billions de BTU. De 1983 à 1999, il y a eu une augmentation jusqu'à environ 1 400 billions de BTU, qui a été suivie d'un déclin qui s'est poursuivi jusqu'en 2002 et qui a ramené la consommation à un peu plus de 1 200 billions de BTU. La consommation a ensuite augmenté jusqu'à environ 1 300 billions de BTU en 2007, avec un léger déclin en 2008.

4.3.2 Augmentation de la demande d’énergie des ménages

La consommation totale d’énergie des ménages augmente en réponse à la croissance de la population. En 2008, la consommation d’énergie résidentielle dans l’État de Washington a été de 534,3 pétajoules, ce qui représente une augmentation de 15 % depuis 1980. En 2008, la consommation des ménages représentait 25 % de la consommation totale d’énergie dans l’État de Washington (Energy Information Administration des États-Unis, Base de données du SEDS pour l’État de Washington, 2011).

Le Northwest Power Planning Council situé à Portland représente les citoyens de l’Idaho, du Montana, de l’Oregon et de l’État de Washington. Ce conseil prévoit que la demande en énergie dans le Nord-Ouest passera d’une moyenne de 20 422 mégawatts en 2000 à une moyenne de 28 464 mégawatts en 2025 (Ernst, 2002). Le Conseil prévoit également que la consommation résidentielle d’électricité augmentera de 1,1 % par année jusqu’en 2025 (cette croissance est légèrement inférieure au taux de croissance de 1,6 % enregistré entre 1990 et 2000).

En 2010, la consommation par les ménages a totalisé environ 13 % de l’énergie totale consommée en Colombie-Britannique (Nyboer and Kniewasser, 2012). BC Hydro (2012) prévoit que la consommation globale d’électricité résidentielle en Colombie-Britannique augmentera de 45 % entre 2012 et 2033, soit une augmentation d’environ 1.8 % par année. Le plan énergétique de la Colombie-Britannique de 2009 indique que les ressources actuelles pour l’approvisionnement en électricité de la province sont propres à 90 % et que les nouvelles centrales électriques n’émettront aucun gaz à effet de serre (ministère de l’Énergie, des Mines et des Ressources pétrolières de la Colombie-Britannique, 2009).

4.3.3 Augmentation de l’efficacité énergétique dans l’économie

Les économies de l’État de Washington et de la Colombie-Britannique sont plus éconergétiques qu’il y a deux décennies. Depuis le milieu des années 1980, l’État de Washington a continué à produire plus de biens et de services par unité d’énergie consommée (Washington State Community, Trade and Economic Development, 1999). Alors que la consommation totale d’énergie par l’État de Washington a augmenté entre 1980 et 1999, la consommation d’énergie par dollar du produit brut de l’État a baissé de 39 %. Ceci est attribuable à un certain nombre de facteurs, y compris le changement d’une économie fondée sur ses ressources et les industries de fabrication vers une économie fondée sur les industries des logiciels, des biotechnologies et les industries moins énergivores, de même qu’à des gains en matière d’efficacité énergétique. En Colombie-Britannique, entre 1990 et 2010, les taux de consommation d’énergie par personne et par unité du produit brut réel de l’État ont diminué de 16 % et 37 %, respectivement (Nyboer and Kniewasser, 2012).

4.3.4 Production d’énergie électrique

Selon la technologie utilisée, la production d’électricité peut être une source importante de pollution atmosphérique. L’État de Washington et la Colombie-Britannique ont tous les deux la chance que la majorité de leur énergie électrique soit fournie par l’hydroélectricité, une source d’énergie beaucoup plus propre que d’autres sources utilisées.

En Colombie-Britannique, près de 90 % de la production d’électricité de BC Hydro est de nature hydroélectrique (ministère de l’Énergie, des Mines et des Ressources pétrolières de la Colombie-Britannique, 2009), et la majorité de l’électricité est produite à l’extérieur du secteur de Georgia Basin. L’essentiel de la production d’électricité à partir de combustibles fossiles se déroule à Burrard Thermal, une station de 950 mégawatts située à Port Moody, dans la région du Grand Vancouver, ayant une capacité de 7 050 gigawatts/heure (GWh) par année. Burrard thermal est une centrale thermique conventionnelle alimentée au gaz naturel. Au cours des cinq dernières années (de 2005 à 2010), BC Hydro a acheté 4 699 GWh dans le cadre d’accords d’achat d’électricité conclus avec des projets de production d’énergie indépendants en Colombie-Britannique. De ce total, 1 538 GWh ont été utilisés pour des projets situés dans le secteur de Georgia Basin, et tous ces projets étaient de petits projets de production d’énergie à base d’hydroélectricité ou de biogaz (BC Hydro, 2011).

BC Hydro prévoit que les besoins en électricité de la province augmenteront de 20 à 40 % au cours des 20 prochaines années puisque le nombre d’habitants augmentera de plus d’un million. Le Clean Energy Act de 2010 décrit comment la province fera face à cette augmentation de sa population, y compris les mesures de conservation, la mise en place d’une capacité de génération et l’engagement à réduire les émissions de gaz à effet de serre d’ici 2012 à 6 % sous le niveau de 2007, et d’ici 2050, à 80 % sous le niveau de 2007 (ministère de l’Énergie, des Mines et des Ressources pétrolières de la Colombie-Britannique, 2010). De plus, BC Hydro s’affaire actuellement à l’élaboration d’un plan intégré des ressources qui mettra l’accent sur la conservation et l’investissement dans l’énergie propre ou renouvelable afin de répondre à la croissance future de la demande en électricité. Les investissements proposés incluent la mise en œuvre des gains en matière d’efficacité dans les installations de production d’énergie existantes, l’évaluation des ressources de production d’énergie de la province et la construction d’un troisième barrage et d’une station de production hydroélectrique (site C) sur la rivière de la Paix dans le nord-est de la Colombie-Britannique. Un secteur à surveiller relativement aux répercussions futures possibles sur la qualité de l’air est celui de la production de bioénergie, lequel continuera à croître en importance. Toutefois, la plupart des nouveaux projets ont tendance à être situés à l’extérieur de la région de Georgia Basin.

Dans l’État de Washington, l’alimentation électrique est fournie par plusieurs services publics, y compris Puget Sound Energy et Seattle City Light. L’approvisionnement en électricité de l’État de Washington en 2008 était comme suit : énergie hydroélectrique à 73 %, charbon à 9 %, gaz naturel à 7 %, énergie nucléaire à 9 % et pétrole à mois de 1 %. La portion d’électricité consommée dans l’État de Washington en 2008 provenant de sources de production d’électricité alimentées par des énergies renouvelables autres que l’hydroélectricité, comme la biomasse, l’énergie éolienne et l’énergie solaire, était de 4,2 %. Ce pourcentage représente une augmentation importante par rapport à l’an 2000, lorsque les sources de production d’électricité alimentées par des énergies renouvelables autres que l’hydroélectricité représentaient moins de 1,5 % de la consommation totale.

4.4 Transport

La plupart des gens dans la région de Georgia Basin/Puget Sound dépendent de l’automobile pour leur transport. De plus, étant donné le rôle important joué par le Port Metro Vancouver et le port de Seattle en tant que passerelles pour le commerce international et le tourisme, le transport est un facteur majeur de l’économie (Port Metro Vancouver, 2011; Port de Seattle, 2011). Par conséquent, la consommation d’énergie dans le secteur du transport est une source majeure de pollution atmosphérique et d’émissions de gaz à effet de serre dans cette région. Dans la région de Puget Sound, la contribution en pourcentage à la pollution atmosphérique des véhicules légers en 2005 était comme suit : 16 % d’émissions de NO3, 27 % d’émissions de NOx et 17 % de composés organiques volatiles ((WA DOE), 2008). De façon semblable, l’inventaire des émissions dans la région métropolitaine de Vancouver en 2005 indique que la contribution en pourcentage à la pollution atmosphérique des véhicules légers dans le bassin atmosphérique de la partie canadienne de la vallée du bas Fraser était la suivante : 53 % d’émissions de monoxyde de carbone, 29 % de gaz à effet de serre (équivalents de CO2), 26 % d’émissions d’oxyde d’azote et 21 % de composés organiques volatiles. Entre 1990 et 2005, les émissions d’oxyde de soufre provenant des véhicules ont diminué de façon importante en raison de la réduction de la teneur en soufre dans les carburants routiers.

Comme il est démontré à la figure 4.5, en 2006, les émissions des véhicules routiers (voitures, camions et autobus) représentaient 68 % de la pollution atmosphérique dans la région de Puget Sound (Puget Sound Clean Air Agency, 2011).

Figure 4.5 Sources de pollution atmosphérique dans la région de Puget Sound (2006) (Puget Sound Clean Air Agency, 2011).

Figure 4.5 Sources de pollution atmosphérique dans la région de Puget Sound (2006) (Puget Sound Clean Air Agency, 2011). (Voir la description ci-dessous)

Description de la figure 4.5

La figure 4.5 est un diagramme à secteurs qui montre les sources de pollution atmosphérique dans la région de Puget Sound en 2006, par pourcentage. Les sources mobiles non routières (navires, trains, avions, etc.) étaient responsables de 21 % de la pollution atmosphérique, les sources ponctuelles (entreprises et industries) étaient responsables de 1 %, les sources étendues (poêles à bois, cheminées, stations d'essence, peinture au pistolet, etc.) étaient responsables de 10 %, et les sources mobiles routières (voitures, camions et autobus) étaient responsables de 68 %.

 

4.4.1 Émissions des petits véhicules

Les émissions des petits véhicules incluent surtout celles des voitures et des camions légers. Les niveaux de propriété d’une voiture, les augmentations des distances parcourues et les temps de déplacement servent tous d’indicateurs de l’augmentation de la contribution des petits véhicules à la pollution, notamment dans les villes de plus grande taille et autour des quartiers suburbains environnants dans la région de Georgia Basin/Puget Sound. Les types de véhicules retrouvés sur les routes ont également une incidence sur la qualité de l’air.

La propriété d’une voiture, les temps de déplacement et les distances parcourues augmentent des deux côtés de la frontière. En 2009, il y avait environ 1,44 million de véhicules enregistrés dans la région métropolitaine de Vancouver (région métropolitaine de Vancouver, 2009). Il est estimé que d’ici 2030 (comparativement à 1,3 million en 2005), il y aura 0,9 à 1,0 million de véhicules de plus sur les routes dans la région métropolitaine de Vancouver (Greater Vancouver Gateway Council, 2007). La distance de déplacement a diminué de 0,3 km dans la région métropolitaine de Vancouver entre 1996 et 2006, ainsi que de 1,5 km à Chilliwack et de 0,4 km à Abbotsford de 2001 à 2006 (Conseil du bassin du Fraser, 2010). En 2005, les véhicules du district régional de la région métropolitaine de Vancouver ont parcouru environ 18,9 milliards de kilomètres, une augmentation de plus de deux milliards de kilomètres depuis 1998. En 2008, environ 74 % des déplacements dans la région métropolitaine de Vancouver ont été effectués à titre de conducteur ou de passager dans un véhicule, alors que 26 % des déplacements ont été effectués en transport en commun, à la marche ou en vélo (Translink, 2010). Le transport en commun, la marche ou le vélo dans la région de la vallée du Fraser a diminué depuis 1996, faisant passer la part associée à ces modes de transport de 7,6 % à 6,4 % (Conseil du bassin du Fraser, 2010).

En 2009, le nombre de kilomètres parcourus par véhicule dans la région centrale de Puget Sound était d’environ 130,04 millions de kilomètres par jour. Alors que le nombre total de kilomètres parcourus par véhicule a surtout augmenté au fil du temps, le nombre total de kilomètres parcourus par personne a diminué au cours de la dernière décennie. Ceci est en partie dû à l’augmentation de l’utilisation du transport en commun (une augmentation de 25,3 % de 1999 à 2009) et à l’augmentation du prix du carburant (augmentation de 70 % ajustée pour l’inflation, de 1998 à 2009). Le nombre total de kilomètres parcourus par véhicule est en déclin depuis 1999, moment où il a atteint un sommet de 24,2 kilomètres parcourus par véhicule par personne par jour (Conseil régional de Puget Sound, octobre 2010). Dans la région de Puget Sound, entre 1999 et 2006, le déplacement moyen pour les résidents de la région a augmenté de 5 %, passant de 19,6 à 20,6 kilomètres. Les véhicules occupés par un seul passager sont restés le mode de transport dominant dans l’ensemble de la région de 1999 à 2006, comptant pour 48 % et 44 % des déplacements effectués en 1999 et en 2006, respectivement. Ceci représente une réduction de 2 % des déplacements effectués dans des véhicules occupés par un seul passager (5,3 millions à 5,2 millions) de 1999 à 2006. Un grand nombre de déplacements ont également été effectués dans des véhicules occupés par un ou plusieurs passagers. Pris ensemble, les déplacements effectués dans des véhicules occupés par un passager et par plusieurs passagers représentent 84 % des déplacements effectués en 2006. Dans l’ensemble, la région a connu une augmentation des déplacements à la marche et dans les transports en commun, ainsi qu’une diminution correspondante des déplacements en voiture. Il y a plusieurs raisons pour les tendances observées. Le service de transport en commun dans la région a augmenté de façon importante entre 1999 et 2006, y compris le début du service d’autobus Sound Transit en 1999 (Conseil régional de Puget Sound, octobre 2010).

4.4.2 Transport commercial

L’augmentation du commerce et des voyages à l’échelle nationale et internationale, l’augmentation de la participation aux marchés mondiaux et l’accent mis sur une plus grande efficacité dans le déplacement des biens et des personnes ont contribué à l’augmentation des services de transport dans la région de Georgia Basin/Puget Sound. Ces services comprennent l’utilisation de transport routier, ferroviaire, aérien et maritime. Le port de Vancouver traite un niveau sans cesse croissant de marchandises destinées au commerce international dans la région. En 2007, il a traité plus de 80 millions de tonnes de marchandises, une augmentation de 32 % depuis 2002. Le port de Vancouver continue d’être le plus important terminal portuaire à conteneurs au Canada. En plus du fleuve Fraser et de North Fraser, la passerelle a traité 54 % de tous les conteneurs au Canada, soit près de 2,5 millions d’équivalents 20 pieds (EVP). Ceci a représenté une augmentation de 60 % de 2002 à 2007. L’aéroport international de Vancouver est le deuxième plus grand aéroport au Canada en termes de marchandises et de passagers. La taille des opérations et l’emplacement géographique font de cet aéroport un lien essentiel pour le commerce à l’étranger et en Amérique du Nord. En 2007, l’aéroport a traité plus de 225 000 tonnes de marchandises, une légère diminution des 235 000 tonnes traitées en 2002. Toutefois, si on parle de valeur, le commerce international par transport aérien a augmenté de 25 % (valeur ajustée pour tenir compte de l’inflation) pour atteindre plus de 5 milliards de dollars en 2007. L’augmentation de l’activité aux ports s’est traduite par une augmentation des déplacements par transport ferroviaire et routier dans l’ensemble de la région. (Greater Vancouver Gateway Council, 2008)

Entre 2003 et 2007, l’activité de transport de passagers à l’aéroport Sea-Tac de l’État de Washington a augmenté de 17 %, passant ainsi de 26,8 millions à 31,3 millions. Les passagers de vols internationaux sont restés à 2,2 millions. Le fret aérien total a diminué de 351 418 tonnes métriques à environ 319 013 tonnes métriques en 2007 (Port de Seattle, 2009). Le volume des cargaisons par transport maritime traité au port de Seattle a augmenté de 63 % entre 2001 et 2010, passant de 1 315 109 équivalents vingt pieds à 2 139 577 équivalents vingt pieds (Port de Seattle, 2009). En 2010, 223 paquebots de croisière comprenant 931 698 passagers ont accosté au port.

4.4.3 Camionnage et véhicules lourds

Un des enjeux clés associés aux camions lourds et à la pollution atmosphérique est l’utilisation du carburant diesel et les matières particulaires résultantes. Les travaux actuels de recherche en santé laissent entendre que les matières particulaires du diesel constituent un risque important, notamment pour les personnes qui habitent et qui travaillent à proximité de routes très fréquentées par les camions. Les émissions de NOx provenant des camions lourds sont également importantes. En effet, elles sont une source de préoccupation en raison de leurs effets sur la santé et de leur rôle dans la formation d’ozone.

Dans la région de Puget Sound, les camions et les autobus contribuent annuellement à ce qui suit (Puget Sound Clean Air Agency, 2008) :

Tonnes métriques, 2005CONH3NOxMP10MP2,5SOxCOV
Camions et autobus à essence
652 840
38
46 545
113
462
773
51 874
Camions et autobus au diesel
9 177
35
34 961
1 219
971
873
1 691

Dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser (district régional du Grand Vancouver et district régional de la vallée du Fraser), la contribution annuelle des émissions des camions et des autobus est la suivante (région métropolitaine de Vancouver, 2010) :

Tonnes métriques, 2005CONH3NOxMP10MP2,5SOxCOV
Camions et autobus à essence
199 747
1 094
13
466
302
143 78
15 934
Camions et autobus au diesel
1 127
10
4 331
133
112
74
229

 

La majorité des biens transitant d’un côté à l’autre de la frontière entre la Colombie-Britannique et l’État de Washington passent par les postes terrestres des ports commerciaux de la route du Pacifique, d’Aldergrove et d’Huntingdon. Le poste de passage de la route du Pacifique à Surrey est le plus occupé de la Colombie-Britannique. Il a également été le sixième plus occupé au Canada en 2009 relativement à la valeur des biens déplacés (11 836 millions de dollars en 2009) et le cinquième plus occupé relativement au nombre de camions (629 382 passages en 2009). Entre 2000 et 2009, le nombre combiné de camions traversant la frontière aux trois ports a diminué d’un peu plus de 27 %. Le tableau 4.1 et la figure 4.6 ci-dessous illustrent le déclin du nombre de camions depuis 2005 et 2000, respectivement (BC Trucking Association, 2010).

Tableau 4.1 Nombre de passages de camions à la frontière
entre les États-Unis et le Canada, de 2005 à 2009
(BC Trucking Asssociation, 2010).
Nombre de déplacements transfrontaliers des camions, de 2005 à 2009
Le Cascade Gateway
LIEU20052006200720082009
Route du Pacifique
718 589
719 485
715 640
687 575
629 782
Lynden/ Aldergrove
154 672
167 905
155 412
131 195
112 602
Sumas/ Huntingdon
213 640
207 342
182 364
175 184
175 840
Description du tableau 4.1

Le tableau 4.1 présente le nombre de passages de camions à trois postes frontaliers entre les États-Unis et le Canada dans le Cascade Gateway pour la période 2005-2009.

La première rangée du tableau contient le titre « NOMBRE DE DÉPLACEMENTS TRANSFRONTALIERS DES CAMIONS, DE 2005 À 2009, LE CASCADE GATEWAY ».

La deuxième rangée du tableau contient les en-têtes « Emplacement », « 2005 », « 2006 », « 2007 », « 2008 » et « 2009 ». La première colonne montre les emplacements des postes frontaliers. Les postes frontaliers sont les suivants : Route du Pacifique, Lynden/Aldergrove et Sumas/Huntingdon. Les autres colonnes montrent le nombre de passages de camions pour l'année indiquée.

 

Figure 4.6 Nombre total de camions aux postes frontaliers du Lower Mainland entre les États-Unis et le Canada qui se déplacent vers le nord et vers le sud (de 2000 à 2009) (BC Trucking Association, 2010).

Figure 4.6 Nombre total de camions aux postes frontaliers du Lower Mainland entre les États-Unis et le Canada qui se déplacent vers le nord et vers le sud (de 2000 à 2009) (BC Trucking Association, 2010). (Voir la description ci-dessous)

Description de la figure 4.6

La figure 4.6 est un diagramme à barres qui montre le nombre total de camions aux postes frontaliers entre les États-Unis et le Canada, avec deux lignes superposées sur le diagramme qui montrent de façon indépendante le volume de déplacements vers le nord et vers le sud. La figure présente également les valeurs numériques pour chaque année. Les voici :

  • Total pour 2000 : 1 259 150; déplacements vers le sud : 691 579; déplacements vers le nord : 567 575
  • Total pour 2001 : 1 189 150; déplacements vers le sud : 647 898; déplacements vers le nord : 541 253
  • Total pour 2002 : 1 173 650; déplacements vers le sud : 614 404; déplacements vers le nord : 559 250
  • Total pour 2003 : 1 098 470; déplacements vers le sud : 556 616; déplacements vers le nord : 541 856
  • Total pour 2004 : 1 123 090; déplacements vers le sud : 568 143; déplacements vers le nord : 554 954
  • Total pour 2005 : 1 086 900; déplacements vers le sud : 568 169; déplacements vers le nord : 518 732
  • Total pour 2006 : 1 094 730; déplacements vers le sud : 576 967; déplacements vers le nord : 517 765
  • Total pour 2007 : 1 056 620; déplacements vers le sud : 546 377; déplacements vers le nord : 510 252
  • Total pour 2008 : 993 954; déplacements vers le sud : 520 248; déplacements vers le nord : 473 706
  • Total pour 2009 : 918 224; déplacements vers le sud : 485 441; déplacements vers le nord : 432 783

 

4.4.4 Moteurs et équipement non routiers

Les sources de déplacement non routier comprennent un vaste éventail de véhicules et d’équipements, comme les avions, les trains, les navires, les véhicules récréatifs et les équipements agricoles, de construction et d’entretien de pelouses et jardins. Ensemble, ces sources contribuent 12 % des émissions de MP2,5, 14 % des polluants contribuant au smog et 5 % des gaz à effet de serre émis dans le bassin atmosphérique de la vallée du bas Fraser en 2005 (Région métropolitaine de Vancouver, 2007). La région métropolitaine de Vancouver a développé récemment un règlement visant à réduire les émissions provenant de ce secteur, ce qui exige que tous les Tier 0 et Tier 1 moteurs diesel non routiers de plus de 25 cheval-vapeur soit enregistrés. Ces machines doivent également être étiquetées et leurs patrons doivent payer des frais pour avoir le droit d’utiliser leur machines dans la région métropolitaine de Vancouver. Des réductions de frais sont disponible si les moteurs sont mises à jour en utilisant des technologies certifies EPA or CARB.

4.4.5 Transport maritime

Il a récemment été reconnu que les émissions des navires constituent une part importante des polluants contribuant au smog dans le bassin atmosphérique. Les navires océaniques émettent des tonnes de produits chimiques contribuant au smog et d’autres polluants atmosphériques chaque année. En raison de l’augmentation rapide du commerce international et de l’augmentation connexe de la circulation maritime, et aussi parce que plusieurs sources de pollution terrestres sont réglementées alors que les sources maritimes ne le sont pas, le taux d’augmentation de la pollution atmosphérique causée par les navires dépasse celui d’autres sources. Les navires océaniques contribuent grandement aux émissions de NOx, de SOx et de matières particulaires en Colombie-Britannique et dans l’État de Washington. D’autres sources d’émissions atmosphériques provenant des navires océaniques incluent les navires de port, les traversiers, les bateaux de pêche et les embarcations de plaisance.

Navires commerciaux

Vancouver et Seattle sont deux passerelles commerciales internationales importantes pour le commerce, les entreprises et le tourisme dans la région de Georgia Basin/Puget Sound et leurs pays respectifs. Un total de 156 millions de tonnes de biens a transité par le Port Metro Vancouver, le port de Seattle et le port de Tacoma en 2010, une augmentation de 21 % depuis 2000. Une croissance rapide a eu lieu dans la période menant jusqu’à 2007, suivie d’un déclin en raison de la récession économique qui a commencé en 2008 (figure 4.7). L’activité récente a donné lieu à une reprise des activités, bien qu’à un niveau inférieur à celui observé en 2007.

Figure 4.7 Volume total (en tonnes) de marchandises traitées au Port Metro Vancouver, au port de Seattle et au port de Tacoma de 2000 à 2010 (site Web du Port Metro Vancouver, 2011; site Web du port de Seattle, 2011; site Web du port de Tacoma, 2011).

Figure 4.7 Volume total (en tonnes) de marchandises traitées au Port Metro Vancouver, au port de Seattle et au port de Tacoma de 2000 à 2010 (site Web du Port Metro Vancouver, 2011; site Web du port de Seattle, 2011; site Web du port de Tacoma, 2011). (Voir la description ci-dessous)

Description de la figure 4.7

La figure 4.7 est un diagramme à barres empilées qui indique les tonnes de marchandises traitées au Port Metro Vancouver, au port de Seattle et au port de Tacoma, pour l'an 2000 et pour la période de 2007 à 2010. Il y a eu des sommets en 2007 et en 2010, et des volumes plus faibles en 2000, 2008 et 2009. Voici les valeurs numériques :

  • En 2000, le Port Metro Vancouver a traité environ 100 000 000 tonnes de marchandises, le port de Seattle, environ 115 000 000 tonnes, et le port de Tacoma, environ 130 000 000 tonnes.
  • En 2007, le Port Metro Vancouver a traité environ 125 000 000 tonnes de marchandises, le port de Seattle, environ 150 000 000 tonnes, et le port de Tacoma, environ 165 000 000 tonnes.
  • En 2008, le Port Metro Vancouver a traité environ 115 000 000 tonnes de marchandises, le port de Seattle, environ 135 000 000 tonnes, et le port de Tacoma, environ 150 000 000 tonnes.
  • En 2009, le Port Metro Vancouver a traité environ 100 000 000 tonnes de marchandises, le port de Seattle, environ 120 000 000 tonnes, et le port de Tacoma, environ 135 000 000 tonnes.
  • En 2010, le Port Metro Vancouver a traité environ 120 000 000 tonnes de marchandises, le port de Seattle, environ 140 000 000 tonnes, et le port de Tacoma, environ 155 000 000 tonnes.

 

Les trois principaux ports ont également observé une croissance importante du volume de marchandises transportées par conteneur, une croissance de 52 % depuis 2000 comme l’illustre la figure 4.8. Encore une fois, la récession a eu une incidence en 2008. De plus, le développement du port de Prince-Rupert situé plus au nord en 2007 a fourni un trajet plus court pour le transport des marchandises à destination et en provenance de l’Asie, lui permettant ainsi de récupérer une partie de la circulation initialement destinée à la région de Georgia Basin/Puget Sound.

Figure 4.8 Volume des conteneurs au Port Metro Vancouver, au port de Seattle et au port de Tacoma (site Web du Port Metro Vancouver, 2011; site Web du port de Seattle, 2011; site Web du port de Tacoma, 2011).

Figure 4.8 Volume des conteneurs au Port Metro Vancouver, au port de Seattle et au port de Tacoma (site Web du Port Metro Vancouver, 2011; site Web du port de Seattle, 2011; site Web du port de Tacoma, 2011). (Voir la description ci-dessous)

Description de la figure 4.8

La figure 4.8 est un diagramme à barres empilées qui montre le volume des conteneurs en équivalents 20 pieds (EVP) traité au Port Metro Vancouver, au port de Seattle et au port de Tacoma, en 2000, 2001, 2002, 2005, 2007, 2008, 2009 et 2010, ainsi que les prévisions pour l'année 2020. Il y a eu une augmentation constante de 2000 à 2007, un déclin pendant 2009, et une légère augmentation en 2010. Voici les valeurs numériques :

  • En 2000, le Port Metro Vancouver a traité environ 1 000 000 EVP de conteneurs, le port de Seattle, environ 2 500 000 EVP, et le port de Tacoma, environ 4 000 000 EVP.
  • En 2001, le Port Metro Vancouver a traité environ 1 000 000 EVP de conteneurs, le port de Seattle, environ 2 500 000 EVP, et le port de Tacoma, un peu moins de 4 000 000 EVP.
  • En 2002, le Port Metro Vancouver a traité environ 1 500 000 EVP de conteneurs, le port de Seattle, environ 3 000 000 EVP, et le port de Tacoma, un peu plus de 4 000 000 EVP.
  • En 2005, le Port Metro Vancouver a traité un peu moins de 2 000 000 EVP de conteneurs, le port de Seattle, un peu moins de 4 000 000 EVP, et le port de Tacoma, un peu moins de 6 000 000 EVP.
  • En 2007, le Port Metro Vancouver a traité environ 2 500 000 EVP de conteneurs, le port de Seattle, environ 4 500 000 EVP, et le port de Tacoma, environ 6 500 000 EVP.
  • En 2008, le Port Metro Vancouver a traité environ 2 500 000 EVP de conteneurs, le port de Seattle, un peu plus de 4 000 000 EVP, et le port de Tacoma, environ 6 000 000 EVP.
  • En 2009, le Port Metro Vancouver a traité un peu plus de 2 000 000 EVP de conteneurs, le port de Seattle, un peu moins de 4 000 000 EVP, et le port de Tacoma, environ 5 500 000 EVP.
  • En 2010, le Port Metro Vancouver a traité environ 2 500 000 EVP de conteneurs, le port de Seattle, environ 4 500 000 EVP, et le port de Tacoma, environ 6 000 000 EVP.

Selon les prévisions, le Port Metro Vancouver devrait traiter environ 4 000 000 EVP en 2020, le port de Seattle, environ 7 000 000 EVP, et le port de Tacoma, environ 10 500 000 EVP.

 

Navires de croisière

Entre 2000 et 2010, le nombre de navires de croisière entrant dans le port de Seattle a augmenté de 520 %, passant de 36 navires en 2000 à 223 navires en 2010 (site Web du port de Seattle, 2011). En 2010, il y avait plus de 1,9 million de passagers qui transitaient par le port de Victoria, le Port Metro Vancouver et le port de Seattle, une augmentation de 51 % depuis 2000 (figure 4.9). La récession de 2008 a également donné lieu à une réduction du volume au Port Metro Vancouver depuis la période de pointe en 2007. Le nombre de passagers à Seattle et à Victoria a continué d’augmenter de façon constante, alors que le nombre dans la région métropolitaine de Vancouver a considérablement diminué en 2010.

 

Figure 4.9 Nombre de passagers des navires de croisière au Port Metro Vancouver, au port de Victoria et au port de Seattle (site Web du Port Metro Vancouver, 2011; site Web du port de Seattle, 2011; site Web du port de Tacoma, 2011).

Figure 4.9 Nombre de passagers des navires de croisière au Port Metro Vancouver, au port de Victoria et au port de Seattle (site Web du Port Metro Vancouver, 2011; site Web du port de Seattle, 2011; site Web du port de Tacoma, 2011). (Voir la description ci-dessous)

Description de la figure 4.9

La figure 4.9 est un diagramme à barres empilées qui montre le nombre de passagers des navires de croisière au Port Metro Vancouver, au port de Victoria et au port de Seattle pour l'an 2000 et pour la période 2007-2010. Il y a eu une augmentation de 2000 à 2009, et une légère baisse en 2010. Voici les valeurs numériques :

  • En 2000, environ 100 000 passagers se sont arrêtés au port de Victoria, environ 1 200 000 au Port Metro Vancouver, et environ 1 300 000 au port de Seattle.
  • En 2007, environ 300 000 passagers se sont arrêtés au port de Victoria, environ 1 300 000 au Port Metro Vancouver, et environ 2 100 000 au port de Seattle.
  • En 2008, environ 400 000 passagers se sont arrêtés au port de Victoria, environ 1 300 000 au Port Metro Vancouver, et environ 2 150 000 au port de Seattle.
  • En 2009, environ 450 000 passagers se sont arrêtés au port de Victoria, environ 1 300 000 au Port Metro Vancouver, et environ 2 200 000 au port de Seattle.
  • En 2010, environ 400 000 passagers se sont arrêtés au port de Victoria, environ 1 000 000 au Port Metro Vancouver, et environ 1 900 000 au port de Seattle.

Traversiers

Étant donné que plusieurs communautés de la région de Georgia Basin/Puget Sound sont séparées par de l’eau, les traversiers sont un mode de transport essentiel dans la région. En 2001, les 40 navires exploités par BC Ferries ont parcouru 25 trajets, visité 46 ports d’escale et transporté 21,3 millions de passagers et 8,1 millions de véhicules (Chambre de commerce de la Colombie-Britannique, 2002). Ce nombre est resté relativement stable en 2009-2010 avec le transport de 21,0 millions de passagers et de 8,3 millions de véhicules (BC Ferries, 2010). L’utilisation du traversier à Washington a augmenté de 57 % depuis 1980. Washington possède 29 navires et 20 ports d’escale. En 2001, les traversiers de l’État ont transporté 26,6 millions de passagers et 11,5 millions de véhicules (Département du Transport de l’État de Washington, 2002), des nombres qui ont baissé à 22,4 millions de passagers et à 9,9 millions de véhicules en 2009 (Bennion, 2010).

Les mesures précises en cours qui abordent les émissions marines et portuaires comprennent :

  • Northwest Ports Clean Air Strategy : Un partenariat entre le Port Metro Vancouver et les ports de Seattle et de Tacoma pour aborder les émissions maritimes et portuaires qui jouent un rôle dans la qualité de l’air et le changement climatique dans le Nord-Ouest du Pacifique. Cette stratégie vise les sources d’émissions dans les six secteurs suivants : les navires océaniques, l’équipement de manutention des cargaisons, les camions, le transport ferroviaire, les embarcations de port et l’administration portuaire. Des progrès ont été réalisés en vue de l’atteinte des mesures de rendement de 2010; toutefois, toutes les mesures de rendement n’ont pas été atteintes. Un résumé de la situation et des efforts de mise en œuvre en 2011 pour chacun des secteurs est présenté au tableau 4.2.
  • BC Marine Vessel Air Quality Work Group : Une collaboration qui inclut Environnement Canada, Transports Canada, le ministère de l’Environnement de la Colombie-Britannique, le ministère des Transports de la Colombie-Britannique, Port Metro Vancouver, la Chamber of Shipping of BC, BC Ferries, la région métropolitaine de Vancouver et d’autres participants et dont le but est d’examiner et mettre en œuvre les mesures de réduction des émissions.
  • Programmes Camions propres : Port Metro Vancouver et le port de Seattle ont mis en œuvre des programmes de réglementation qui interdisent aux camions de transport de conteneurs plus vieux d’accéder à ces ports dans un effort de réduction des émissions particulaires des moteurs diesel. Le port de Tacoma utilise une approche axée sur le marché visant à encourager le retrait des camions plus vieux. La Northwest Ports Clean Air Strategy a défini un objectif pour que tous les camions répondent aux normes d’émissions des moteurs de 2007 au plus tard en 2017.
  • Navires océaniques : La Northwest Ports Clean Air Strategy a principalement mis l’accent sur la réduction des émissions des navires à déplacements fréquents pendant les opérations en séjour et en transit. Cette stratégie a défini un objectif pour que tous les navires utilisent des carburants ayant une teneur en soufre inférieure à 0,5 % dans les moteurs auxiliaires alors qu’ils se trouvent à quai. En 2010, le port de Seattle a observé une excellente adhésion à la stratégie par 72 % des navires océaniques appelés en mer fréquemment qui répondent ou dépassent la mesure de rendement de 2010 (Port de Seattle, 2012). Port Metro Vancouver et le port de Tacoma ont réalisé des progrès constants pour augmenter l’adhésion par les navires océaniques. Des efforts sont déployés pour réduire les émissions de tous navires appelés en mer pour la mise à jour de la stratégie de 2012.
  • Alimentation à quai pour les navires de croisière : Le port de Seattle et Port Metro Vancouver ont commencé à fournir des connexions électriques pour les navires de croisière, leur permettant ainsi d’éteindre leurs moteurs diesel pendant leurs séjours au port. En 2009, le port de Tacoma a installé la première connexion pour l’alimentation électrique à quai d’un navire de charge en Amérique du Nord. Pendant la saison des croisières 2011, le fonctionnement utilisant l’alimentation à quai à Port Metro Vancouver a permis d’économiser 424 tonnes de carburant, ce qui s’est traduit par une réduction de 1 318 tonnes d’émissions de gaz à effet de serre et d’une quantité importante des émissions des principaux contaminants atmosphériques résultant du fonctionnement au ralenti des navires (Port Metro Vancouver, 2012). Les avantages devraient augmenter au fil du temps à mesure que plus de navires sont munis de l’infrastructure d’alimentation à quai.
Tableau 4.2 Résumé de la situation et des efforts de mise en œuvre de 2011 pour la Northwest Ports Clean Air Strategy.
(Northwest Ports Clean Air Strategy, 2012)
SecteurEfforts de mise en œuvre en 2011État de la mesure du rendement de 2010
Navires océaniques
  • Mesures incitatives pour l’utilisation de combustibles propres à quai.
  • Fournir des connexions d’alimentation à quai.
  • Programmes de récompense.
44 % ont respecté ou dépassé
Équipement de manutention des cargaisons
  • Utilisation de carburant diesel à très faible teneur en soufre ((ULSD)) ou de biocarburant.
  • Modernisation de l’échappement ou remplacement de l’équipement.
60 % ont respecté ou dépassé
Camions
  • Programmes de mise à la casse et de remplacement.
  • Limiter l’accès aux terminaux à conteneurs par l’entremise de registres des camions.
100 % ont respecté ou dépassé
Transport ferroviaire
  • Appuyer les engagements SmartWay de l’Environmental Protection Agency.
  • Saisir les possibilités de subvention.
  • Installer des dispositifs de réduction de la marche au ralenti.
  • Remplacer les vieux moteurs.
  • Entente de collaboration relative à la chaîne d’approvisionnement afin d’améliorer l’efficacité opérationnelle.
Embarcation de port
  • Remplacement du moteur ou installation de trousses de mise à niveau.
  • Utilisation de carburant à très faible teneur en soufre, de carburant à faible teneur en soufre ou de biodiesel.
  • Participation au programme de l’Alliance verte.
  • Recherche de carburants de remplacement.
Administration portuaire
  • Inventaire et production de rapports ministériels sur les émissions.
  • Vérifications de l’efficacité énergétique.
  • Approvisionnement durable.
  • Mise à niveau de l’efficacité énergétique, mise à la casse ou remplacement du parc de véhicules.
  • Crédits compensatoires d’énergie ou de carbone achetés.
  • Réduction des déplacements et promotion du transport durable.
  • Collaborer avec la Western Washington Clean Cities Coalition.
  • Compostage ou recyclage.
  • Mesures de conservation de l’énergie.

Remarques : Un « √ » indique que des efforts ont été réalisés en vue de réduire les émissions dans les secteurs qui n’ont pas de mesures de rendement précises.

Description du tableau 4.2

Le tableau 4.2 présente un résumé secteur par secteur de la situation des efforts de mise en œuvre pour la Northwest Ports Clean Air Strategy en 2011.

La première rangée du tableau contient les en-têtes « Secteur », « Efforts de mise en œuvre en 2011 », et « Situation des mesures de rendement en 2010 ». La première colonne montre les différents secteurs qui participent à la Northwest Ports Clean Air Strategy en 2011. Les secteurs comprennent :

  • Navires océaniques
  • Équipement de manutention des cargaisons
  • Camions
  • Transport ferroviaire
  • Embarcation de port
  • Administration portuaire

La deuxième colonne répertorie les différents efforts de mise en œuvre en 2011. La troisième colonne montre la situation des mesures de rendement en 2010. Le rendement demandé par rapport à la réduction des émissions a été respecté ou dépassé par 44 % des navires océaniques, 60 % de l'équipement de manutention des cargaisons, et 100 % des camions. Pour les autres secteurs, des efforts ont été réalisés en vue de réduire les émissions même s'ils n'ont pas de mesures de rendement précises.

 

4.4.6 Transport ferroviaire

Le tonnage ferroviaire en provenance ou à destination de la Colombie-Britannique a augmenté de 23 % entre 2001 et 2006. La valeur du commerce international par voie ferroviaire en 2007 a été supérieure à 7,5 milliards de dollars, ce qui représente une diminution de 6 % de 2002 à 2007 (ajustement pour l’inflation) (Greater Vancouver Gateway Council, 2008).

En 2007 dans l’État de Washington, le système ferroviaire de l’État a transporté 116 millions de marchandises, comparativement à 64 millions en 1991, ce qui représente une augmentation annuelle de 3,8 %. Le transport ferroviaire de marchandises a des répercussions économiques considérables et à l’échelle nationale, la demande de marchandises devrait presque doubler au cours des 35 prochaines années. La mobilité des marchandises est essentielle pour l’économie de l’État. En 2007, les systèmes de fret de l’État ont fourni plus d’un million d’emplois dans les secteurs de l’industrie qui dépendent du fret. Ces emplois ont engendré un revenu d’entreprise brut de 434 milliards de dollars, ce qui représente 71 % du revenu brut d’entreprise brut total de l’État de Washington qui est de 627 milliards de dollars (Département du Transport de l’État de Washington, 2009).

L’État de Washington est actuellement propriétaire de huit rondes quotidiennes du système de transport ferroviaire de voyageurs Armtrack Cascade. L’achalandage a plus que doublé tous les cinq ans depuis 1993. Ces rondes ont détourné environ 143 000 déplacements en voiture de l’autoroute I-5 en 2000. L’achalandage entre Vancouver et Portland, en Oregon, a été estimé à 1 094 000 passagers en 2002 et pourrait augmenter jusqu’à 1 920 000 passagers en 2018 (Ibid.).

Le nombre d’exportations et d’importations par transport ferroviaire a fluctué au cours de la dernière décennie en Colombie-Britannique en raison de la modification de l’activité économique. Entre 2001 et 2006, les exportations par transport ferroviaire en provenance de la Colombie-Britannique ont augmenté d’environ 6 800 à 12 700 milliers de tonnes, mais elles ont redescendu à environ 7 100 milliers de tonnes en 2010. Pendant cette période, les exportations par transport ferroviaire ont fluctué entre 1 300 et 1 800 milliers de tonnes de 2001 à 2010 (Transports Canada, 2010).

Malgré ses contributions à la pollution atmosphérique, l’efficacité du transport ferroviaire en fait une solution de rechange à plus faible niveau d’émissions que le camionnage. De plus, l’utilisation du transport ferroviaire pour transporter des passagers et des biens peut réduire les coûts d’entretien des autoroutes et les coûts liés aux accidents de la route. Les études démontrent que le transport ferroviaire est trois fois plus éconergétique que le transport par camion pour le transport des marchandises (Département du Transport de l’État de Washington, 2003). Des avantages pour la qualité de l’air peuvent être obtenus en réduisant les déplacements en véhicule automobile au profit des déplacements par transport ferroviaire, lequel peut transporter un plus grand nombre de passagers tout en produisant moins d’émissions par personne. En l’absence d’un service ferroviaire, une plus grande quantité de marchandises devrait être transportée par camion, provoquant une hausse de la congestion sur les autoroutes, une hausse des émissions et une hausse des coûts d’entretien des autoroutes. L’abandon d’environ 40 % des chemins de fer actifs de l’État de Washington depuis 1970 a contribué à l’augmentation de la circulation sur les routes nationales et locales, donnant lieu à des coûts d’entretien et de réparation plus élevés. Le Département du Transport de l’État de Washington estime que, sans service ferroviaire, les coûts liés aux accidents de la route augmenteraient de 67 millions de dollars par année (Département du Transport de l’État de Washington, 2003).

À l’heure actuelle, Transports Canada collabore avec ses partenaires et intervenants, y compris d’autres ministères et l’industrie ferroviaire, afin de réduire les émissions de gaz à effet de serre et des principaux contaminants atmosphériques provenant du transport ferroviaire au moyen d’un certain nombre de programmes et d’initiatives. Les mesures de sensibilisation de l’Association des chemins de fer du Canada décrivent en détail les meilleures pratiques d’exploitation visant à réduire les émissions associées aux activités ferroviaires. Ces mesures comprennent l’amélioration de la technologie des moteurs diesel, l’introduction d’une gamme de nouveaux modèles de trains, des améliorations à la conduite des trains, ainsi que des améliorations à l’infrastructure qui augmentent la fluidité opérationnelle et entraînent une diminution de la consommation de carburant et des émissions (Association des chemins de fer du Canada, 2009). En mars 2008, l’Environmental Protection Agency des États-Unis a finalisé un programme en trois volets visant à réduire considérablement les émissions de locomotives diesel non routières de tous les types, y compris les locomotives de transport de ligne, de passagers et de manœuvre. Ce règlement permettra de réduire les émissions de matières particulaires provenant de ces moteurs jusqu’à 90 % et les émissions de NOx de près de 80 % lorsqu’il sera pleinement mis en œuvre (Environmental Protection Agency des États-Unis, 2012). Ces normes sont fondées sur l’application d’une technologie post-traitement catalytique à haute efficacité pour les nouveaux moteurs fabriqués à partir de 2015.

4.5 Agriculture

L’industrie agricole est à la fois touchée par la pollution atmosphérique (voir antérieurement) et une source importante d’émissions, notamment les émissions de CO et de CO2, de NH3, de N2O et de CH4. Il existe deux grandes catégories d’émissions provenant des pratiques agricoles : 1) les pratiques agricoles générales, telles que l’élevage du bétail, la culture des terres agricoles, l’utilisation des pesticides et des engrais et les machines agricoles; et 2) l’incinération de déchets agricoles.

4.5.1 Pratique agricole

Les émissions atmosphériques liées aux pratiques agricoles proviennent d’un certain nombre de sources. Au Canada, environ les deux tiers des émissions de gaz à effet de serre provenant des fermes sont sous la forme d’oxyde nitreux (N2O) et un tiers sont sous la forme de méthane (CH4). Le bétail et l’épandage du fumier sont responsables d’environ 58 % de ces émissions et les pratiques culturales le sont à 37 % (Agriculture et Agroalimentaire Canada, 2011). Agriculture et Agroalimentaire Canada estime que les rejets de ces gaz sont généralement le résultat d’une utilisation inefficace de l’azote dans les engrais, les résidus de culture ou le fumier. De même, la majorité des systèmes de culture dépendent de sources d’énergie externes, principalement les combustibles fossiles.

Le district régional de la vallée du Fraser contribue grandement à la production agricole globale en Colombie-Britannique. En 2005, le district régional de la vallée du Fraser a produit près de 35 % des revenus agricoles bruts de la Colombie-Britannique, le plus gros pourcentage de tous les 27 districts régionaux de la province. En 2006, 56 603 hectares de terres dans la vallée du Fraser ont été utilisés à des fins agricoles. Les produits laitiers, la volaille, les serres et un nombre limité de cultures de grande production représentent la majorité de la production agricole. Entre 1996 et 2006, la production de poulet a augmenté de 55 %, passant de 7,3 millions 11,4 millions d’unités de bétail, alors que le nombre de vaches a augmenté de 6 % pour atteindre 44 300 unités du bétail. La zone occupée par les cultures de champignons a plus que doublé, passant de 59 000 m2 en 1996 à plus de 120 000 m2 en 2006. De plus, la zone occupée par les serres a triplé, passant de 315 000 m2 en 1996 à 1,2 million m2 en 2006. Pendant cette même période, la zone occupée par les cultures de grande production est restée relativement stable (Levelton Engineering Ltd, 2004).

Selon l’inventaire des émissions atmosphériques de la vallée du bas Fraser dans la région métropolitaine de Vancouver réalisé en 2005, les sources agricoles dans la vallée du bas Fraser ont émis 1,1 million de tonnes métriques d’équivalents de CO2. Les quantités d’autres émissions atmosphériques clés provenant de sources agricoles dans la vallée du bas Fraser en 2005 incluent : 7 091 tonnes de composés organiques volatils, 14 179 tonnes d’ammoniac (NH3) et 21 542 tonnes de polluants contribuant au smog (Région métropolitaine de Vancouver, 2007).

En 2006, 27 % des revenus agricoles bruts de la Colombie-Britannique ont été produits dans la vallée du bas Fraser. Les principales productions agricoles dans la vallée du bas Fraser incluent les serres (3,2 millions m2), les cultures de grande production (24 000 ha) et la volaille (4,5 millions d’unités de bétail) (ministère de l’Agriculture et des Terres de la Colombie-Britannique, 2008).

À Puget Sound, l’industrie du bétail émet environ 27 000 tonnes de méthane chaque année. Un grand responsable de ces émissions est l’industrie laitière intensive du comté de Whatcom. Les productions de produits laitiers et de fruits sont les principales activités agricoles dans l’État de Washington. En 2008, les exportations de fruits et de produits à base de fruits à l’échelle de l’État totalisaient plus de 1 milliard de dollars et il y a plus de 100 000 vaches laitières dans la région de Puget Sound.

4.5.2 Meilleures pratiques de gestion

Il existe un certain nombre de meilleures pratiques de gestion mises à l’essai dans la vallée du bas Fraser pour commencer à réduire les émissions provenant du secteur agricole (ministère de l’Agriculture et des Terres de la Colombie-Britannique, 2010; Levelton, 2004). Ces projets pilotes sont les suivants :

  • La collecte et le recyclage des plastiques agricoles, afin de réduire l’incinération de ces déchets.
  • Réduction des émissions de matières particulaires provenant des poulaillers par l’entremise de mesures incitatives dans le cadre de la planification agroenvironnementale.
  • Modifications visant à réduire les émissions par une réduction du travail du sol, des cultures de couverture et de la culture en relais, de même que par l’amélioration de l’application et du stockage du fumier.
  • Réduction des émissions provenant de l’incinération à l’air libre de déchets agricoles grâce à des programmes de mise en copeaux et de paillage.
  • Modification des rations alimentaires dans les exploitations laitières et avicoles afin de réduire les émissions d’azote.

4.5.3 Incinération des déchets agricoles

L’incinération des déchets agricoles est une pratique courante et fournit un certain nombre d’avantages pour le processus agricole, y compris le contrôle des insectes et des maladies, ainsi que le maintien de la succession naturelle des communautés végétales. Les principaux polluants provenant de l’incinération de déchets agricoles sont les matières particulaires, le monoxyde de carbone, les oxydes d’azote et les composés organiques volatils. Les substances rejetées par l’incinération de déchets agricoles peuvent aggraver les maladies cardiaques et respiratoires, irriter les yeux, la gorge et les sinus, déclencher des maux de tête et des réactions allergiques, de même qu’augmenter la gravité de problèmes de santé préexistants comme l’asthme, l’emphysème, la pneumonie et la bronchite.

Environ 2 000 incendies agricoles sont allumés chaque année dans l’État de Washington, et l’on estime que 40 000 tonnes de polluants sont rejetées dans l’atmosphère dans le cadre de cette pratique.

En 2000, il y a eu plus de 900 incendies agricoles dans la vallée du bas Fraser, ce qui a représenté une proportion importante de MP10, de MP2,5 et des émissions de CO dans la région (20 %, 42 % et 48 %, respectivement, du total des émissions agricoles). De plus, on estime que ces incendies ont produit environ 700 tonnes de polluants contribuant au smog dans les deux districts régionaux. Les émissions provenant de l’incinération de déchets agricoles dans la vallée du bas Fraser devraient demeurer relativement constantes entre 2000 et 2020 (Levelton, 2004).

4.6 Combustion du bois

La combustion du bois inclut le brûlage d’arrière-cour et le chauffage avec des poêles à bois domestiques. Le brûlage d’arrière-cour comprend le brûlage de déchets domestiques et de jardin. Cette pratique est de plus en plus réglementée et a diminué au fil du temps. Plusieurs ménages, surtout dans les zones rurales de la région de Georgia Basin/Puget Sound, continuent d’utiliser le chauffage au bois. La fumée rejetée lors du brûlage d’arrière-cour contient du monoxyde de carbone, des matières particulaires, du dioxyde de soufre, de l’oxyde d’azote et d’autres substances toxiques. L’utilisation d’anciens poêles à bois et foyers pour brûler du bois peut se traduire par d’importantes émissions de matières particulaires. La fumée rejetée par le brûlage d’arrière-cour et le chauffage au bois est depuis longtemps reconnue comme représentant un problème pour la santé. À Seattle, les niveaux de matières particulaires à l’extérieur sont grandement influencés par les poêles à bois résidentiels (Naeher et al., 2007). Annuellement, 60 % de la masse de particules fines dans les quartiers résidentiels de Seattle provient de la combustion du bois (Schwartz et al., 1993). Il convient de noter que les matières particulaires ne sont qu’un des composants toxiques de la fumée de bois. Des recherches menées à Seattle sur les effets sur la santé démontrent un lien entre les MP2,5 et la détérioration de la fonction pulmonaire chez les enfants (Koenig et al., 1993), les visites aux urgences liées à l’asthme (Sheppard et al., 1999), les hospitalisations liées à l’asthme ainsi que les augmentations des symptômes de l’asthme chez les enfants (Yu et al., 2000). Puisque la combustion du bois est la principale source de particules fines dans le bassin atmosphérique de Seattle, les études des effets sur la santé suggèrent une relation de cause à effet. Une autre étude a révélé une importante détérioration de la fonction pulmonaire chez les sujets asthmatiques en fonction de l’augmentation de l’exposition à la fumée de bois (Bates, Koenig et Brauer, 2003).

4.7 Résumé du chapitre

Les tendances sociales et économiques actuelles dans le bassin atmosphérique de Georgia-Puget Sound pourraient contribuer à une diminution de la qualité de l'air. Ces tendances incluent l'étalement urbain, l'utilisation accrue de l'automobile, la consommation accrue de l'énergie et l'augmentation du commerce international. Comprendre ces tendances peut favoriser la modélisation de scénarios futurs liés à la qualité de l'air et l'établissement d'orientations stratégiques futures.

La croissance et la répartition de la population sont liées à un certain nombre de tendances ayant une incidence sur la qualité de l’air. D’ici 2020, la population de la région de Georgia Basin devrait dépasser quatre millions d’habitants et celle de la région de Puget Sound devrait dépasser cinq millions. Par conséquent, la consommation d’énergie devrait croître au cours des 20 prochaines années. Une augmentation de la consommation d’énergie a été observée dans l’État de Washington et la Colombie-Britannique depuis les années 1970, et cela même s’il y a eu une augmentation de l’efficacité énergétique dans les deux économies, en raison de la transition vers une économie axée sur les services.

Étant donné que Port Metro Vancouver, le port de Tacoma et le port de Seattle servent de passerelles pour le commerce international, les entreprises et le tourisme, le transport est un facteur majeur de l’économie, de même qu’une source majeure de pollution atmosphérique et d’émissions de gaz à effet de serre dans cette région. Dans le bassin atmosphérique, les navires contribuent grandement aux émissions de polluants contribuant au smog. Entre 2000 et 2010, le nombre de navires commerciaux ainsi que le volume de marchandises transportées par conteneur ont augmenté de façon importante pour les trois ports. Des mesures particulières comme la Northwest Ports Clean Air Strategy, des programmes pour camions propres, des programmes relatifs au carburant et à la technologie des navires, ainsi que des initiatives d’alimentation à quai sont en cours pour réduire les émissions des navires et des ports.

L’industrie agricole est une source importante d’émissions, et ces dernières proviennent principalement des pratiques agricoles générales et de l’incinération de déchets agricoles. Plusieurs meilleures pratiques de gestion sont actuellement mises à l’essai dans la vallée du bas Fraser afin de réduire les émissions agricoles.

Étant donné les tendances sociales et économiques passées et prévues dans le bassin atmosphérique de la région de Georgia Basin/Puget Sound, le besoin d’améliorer et de protéger la qualité de l’air est reconnu par les organismes à l’échelle régionale, nationale et fédérale. À l’heure actuelle, les organismes gouvernementaux dirigent différents programmes de gestion de la qualité de l’air et ils élaborent des plans de réduction des émissions pour protéger la qualité de l’air dans ce bassin atmosphérique international.

4.8 Références

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5. Émissions

Rebecca Saari (Environnement Canada) et Robert Kotchenruther (Environmental Protection Agency des États-Unis, région 10)

La compréhension de la nature et de la quantité des polluants qui pénètrent dans l’atmosphère est essentielle à l’élaboration de plans de gestion de la qualité de l’air et de mesures de contrôle des émissions. Au Canada et aux États-Unis, on fait régulièrement le suivi des émissions annuelles de principaux contaminants atmosphériques (Canada) et des émissions des polluants atmosphériques courants (États-Unis) ainsi que de leurs tendances. Les inventaires des émissions fournissent des renseignements sur la quantité des émissions de polluants et sur les lieux où ils se répandent pendant une période donnée et dans une région définie. Il est possible de se servir de ces inventaires des émissions pour prévoir les émissions futures en se basant sur les projections de croissance économique et sur les changements associés aux niveaux d'activité et à la technologie, de même que sur les mesures et les contrôles prévus. De plus, ils servent à faire une analyse « rétrospective » des émissions afin de mettre à jour les inventaires des émissions précédents pour tenir compte des changements relatifs à la méthodologie et à la couverture géographique. Le présent chapitre présente les concepts principaux, puis regroupe et interprète les prévisions et les inventaires récents effectués par divers organismes responsables de la qualité de l'air dans les régions du bassin atmosphérique de Georgia et de Puget Sound.

5.1 Sources d’émissions anthropiques

Un inventaire des émissions contient des données qui sont classées en trois différents types de sources : ponctuelles, étendues et mobiles. On a recours aux mesures réelles des émissions, effectuées au moyen d’appareils de mesure et d’échantillonneurs, dans la mesure du possible. Lorsqu’il manque des mesures directes, on emploie certaines méthodologies pour estimer les émissions en fonction des quantités de base et des facteurs d’émission.

  • Les émissions de sources ponctuelles proviennent d’une seule installation ou entreprise de services publics qui détient un permis de rejet dans l’air ou qui se conforme à des règlements ou à un plan approuvé. Une installation d’industrie lourde, telle qu’une centrale électrique ou une usine de pâtes et papiers, constitue un exemple fréquent. En général, les sources ponctuelles sont définies par les règlements environnementaux et les programmes qui visent des polluants et des seuils d’émission précis. Les installations signalent habituellement leurs propres émissions, fondées sur des mesures ou des calculs, à l’organisme gouvernemental responsable. On se sert de ces données dans les inventaires des émissions pour saisir ces principaux émetteurs de polluants courants comme sources ponctuelles. Puisqu’il est difficile de déterminer séparément les pollueurs plus petits et non réglementés, ils sont généralement regroupés et saisis comme sources étendues.
  • Les sources étendues émettent des polluants dans une région précise de portée limitée et elles comprennent essentiellement toutes les sources fixes qui n’appartiennent pas à la catégorie des sources ponctuelles. Ce type de source sert à tenir compte des émissions résultant d’une activité précise, et ce, même si chacune des sources de l’activité a de faibles effets largement dispersés géographiquement. Ces nombreuses petites sources sont particulièrement importantes dans les zones résidentielles et suburbaines. Parmi les exemples de sources étendues courantes figurent les maisons (p. ex. poêle à bois), les entreprises ou les industries légères (p. ex. services de nettoyage à sec ou de réparation d’automobiles), les travaux agricoles, les activités de défrichement ou d’enfouissement, la combustion et les émissions naturelles. Habituellement, on estime les émissions de sources étendues en calculant la quantité de polluants courants résultant de chaque type d’activité et en les classant en fonction de la quantité produite par l’activité menée dans la région.
  • Les sources mobiles émettent des polluants provenant de l’équipement mobile, y compris les véhicules routiers motorisés, les navires, les chemins de fer, les aéronefs et tout autre équipement non routier. L’estimation des émissions de toutes les sources mobiles d’une région est assez compliquée, car elle exige souvent des connaissances approfondies des parcs, des profils opérationnels et des caractéristiques des émissions pour chacune des sous-catégories de navires, de véhicules ou d’équipement. Par le passé, les poussières des routes, sous-produit des émissions mobiles qui dépend également de la météorologie, ont été la source d’émissions la plus difficile à quantifier dans cette catégorie. Dernièrement, on a déployé des efforts dans le bassin atmosphérique pour tenir compte de ces émissions le plus exhaustivement possible (Metro Vancouver, 2013).

Différents organismes responsables du bassin atmosphérique compilent des données sur les émissions et font des prévisions aux fins d’élaboration de politiques et de planification. Il est difficile de comparer en toute confiance les constatations de différents organismes lorsque les inventaires comprennent différentes méthodologies, incertitudes et hypothèses. Un organisme estime l’ampleur des futures émissions en fonction de diverses mesures prévues, dont certaines découlent des décisions stratégiques et d’autres sont prises par suite de la croissance de la population et de l’économie.

5.2 Inventaires des émissions dans le bassin atmosphérique

Chaque année, Environnement Canada met à jour un inventaire national des émissions des principaux contaminants atmosphériques. Dans certaines régions, l’inventaire national est accompagné de renseignements plus détaillés provenant des organismes gouvernementaux municipaux et régionaux. Le Grand Vancouver (District régional de Vancouver) a dressé les inventaires pour l’ensemble de la vallée du bas Fraser pour l’année 2010. Les inventaires de toute la vallée du bas Fraser (district régional de la vallée du Fraser et comté de Whatcom) ont été réalisés par le Grand Vancouver (le district régional de Vancouver) pour l'année 2010. Dans ce chapitre, la prévision des émissions dans le bassin de Georgia se concentre sur la partie canadienne de la vallée du bas Fraser. L'inventaire de 2010 inclut une prévision et une analyse rétrospective par tranches de cinq ans de 1990 à 2030 (Metro Vancouver, 2013).

Aux États-Unis, avant d'élaborer une mise au point des inventaires des émissions pour la modélisation de la qualité de l'air ou d'autres applications réglementaires, on se réfère tout d'abord à l'inventaire national des émissions (NEI) de l'Environmental Protection Agency des États-Unis (EPA des États-Unis, 2013). L’inventaire national des émissions de l’Environmental Protection Agency des États-Unis est une compilation des estimations des rejets de polluants atmosphériques sur une base annuelle et de leurs sources. La compilation comprend des estimations d’émissions soumises par les organismes fédéraux, locaux et autochtones de contrôle de la pollution atmosphérique, des estimations de l’Environmental Protection Agency des États-Unis et des émissions provenant d’autres sources. Depuis 1996, l’Environmental Protection Agency des États-Unis compile l’inventaire national des émissions tous les trois ans. L'inventaire le plus récent (en date d'avril 2014) est la version 1 du NEI 2011, publiée en septembre 2013. L'EPAprévoit élaborer une version 2 du NEI 2011 à l'été 2014.

En 2002, l’Environmental Protection Agency a publié la Consolidated Emissions Reporting Rule (CERR , EPA des États-Unis, 2002), qui met à jour la base réglementaire de la collecte de données de l’inventaire des émissions. Selon la Consolidated Emissions Reporting Rule, les organismes de contrôle de la pollution atmosphérique dans les 50 États, le district de Columbia et les territoires doivent rendre compte des données de l’inventaire des émissions dans un délai de 17 mois à partir de la fin de chaque année de déclaration. Bien que la Consolidated Emissions Reporting Rule n’exige pas que les organismes autochtones soumettent les données de l’inventaire, on les encourage fortement à le faire. Conformément à la Consolidated Emissions Reporting Rule, il faut déclarer les polluants définis comme des polluants atmosphériques courants par l’Environmental Protection Agency (EPA des États-Unis, 2010) ainsi que leurs précurseurs. Par ailleurs, la Consolidated Emissions Reporting Rule établit les sources de pollution et les catégories de sources dans lesquelles les émissions seront classées et fixe les seuils de déclaration des émissions.

On s’est appuyé, en partie, sur l’inventaire national des émissions de l’Environmental Protection Agency pour élaborer la mise au point des inventaires des émissions du département de l’Écologie de l’État de Washington pour l’année 2011 ((WA DOE), 2014) et celui du Western Regional Air Partnership pour l’année 2002 ((WRAP), 2010), qu’on aborde dans le présent chapitre. L’inventaire de 2002 du Western Regional Air Partnership contenait des projections jusqu’en 2018 et visait à soutenir la mise en œuvre de plans d’amélioration de la visibilité en vertu de la US Regional Haze Rule ((WRAP), 2007).

Plusieurs organismes différents préparent périodiquement des inventaires des émissions et des prévisions pour tout le bassin de Georgia et Puget Sound. En raison des différentes méthodologies, ce rapport ne combine pas directement les données des inventaires. Néanmoins, on a recours à chacun des inventaires pour déterminer l’importance relative des sources d’émissions et décrire les changements des niveaux d’émissions.

Les émissions totales et relatives des principaux contaminants atmosphériques (PCA), notamment les oxydes d’azotes (NOx), les oxydes de soufre (SOx), les composés organiques volatils (COV), l’ammoniac (NH3), et les matières particulaires (MP10-2,5 et MP2,5), se trouvent dans la figure 5.1 pour la partie canadienne de la vallée du bas Fraser et le bassin de Puget Sound. Il est à noter que les émissions d’oxydes de soufre comprennent le dioxyde de soufre et le SO4, mais, puisqu’elles sont déclarées en fonction de la masse moléculaire du dioxyde de soufre, on emploiera ce terme pour le reste du chapitre. De plus, bien que les poussières de routes soient une source importante de matière particulaire, les émissions de poussières de routes ne sont pas incluses dans les estimations de matière particulaire citées en référence dans le présent chapitre, car une partie des émissions de poussières de routes est considérée comme étant non transportable et retombe au sol au lieu de demeurer en suspension dans l'air (Metro Vancouver, 2013).

Il convient également de mentionner que les émissions totales présentées dans la figure 5.1 n'incluent pas le monoxyde de carbone. Les émissions de monoxyde de carbone étaient d'environ 923 kilotonnes dans Puget Sound en 2011 et de 294 kilotonnes dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser en 2010 ((WA DOE), 2014; Metro Vancouver, 2013). Les émissions de monoxyde de carbone indiquent les niveaux de combustibles fossiles et de combustion de la biomasse dans les bassins atmosphériques et sont principalement liées à la quantité d’émissions des véhicules et des émissions liées au transport dans la région.

 

Figure 5.1 Inventaire des émissions de polluants atmosphériques dans (a) la partie canadienne de la vallée du bas Fraser pour l’année 2010 et (b) le bassin atmosphérique du bassin Puget Sound pour l’année 2011.

(a)

Figure 5.1a Inventaire des émissions de polluants atmosphériques dans (a) la partie canadienne de la vallée du bas Fraser pour l’année 2010 et (b) le bassin atmosphérique du bassin Puget Sound pour l’année 2011. (Voir la description ci-dessous)

(b)

Figure 5.1b Inventaire des émissions de polluants atmosphériques dans (a) la partie canadienne de la vallée du bas Fraser pour l’année 2010 et (b) le bassin atmosphérique du bassin Puget Sound pour l’année 2011. (Voir la description ci-dessous)

Remarques : Les grosses matières particulaires sont la classe granulométrique des matières particulaires entre 2,5 et 10 μm.
Les émissions de poussières de routes ne sont pas incluses pour la matière particulaire à grains grossiers et la MP2,5 mais sont quantifiées ci-dessous. Les termes « nat. » et « anthro. » font allusion aux émissions d’origines naturelle et anthropique, respectivement.
(a) Dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser, les émissions totales de ces contaminants étaient de 140 kilotonnes en 2010 (Metro Vancouver, 2013). Les émissions de poussières de routes étaient de 5 kilotonnes en 2010 (Metro Vancouver, 2013).
(b) Dans le bassin atmosphérique de Puget Sound, les émissions totales de ces contaminants étaient de 511 kilotonnes en 2011 ((WA DOE), 2014). Les émissions de poussières de routes étaient de 15 kilotonnes en 2011 ((WA DOE), 2014).

Description de la figure 5.1

La figure 5.1 comprend deux diagrammes à secteurs. Le premier présente l'inventaire des émissions de polluants atmosphériques pour la partie canadienne de la vallée du bas Fraser. Voici les polluants et leurs pourcentages : SO2 : 3 %, grosses matières particulaires : 5 %, MP2,5 : 4 %, NOx : 33 %, sources anthropiques de COV : 38 %, sources naturelles de COV : 9 %, NH3 : 8 %. Dans la vallée du bas Fraser, les émissions totales de ces contaminants étaient de 156 kilotonnes en 2005. (Grand Vancouver, 2007)

Le deuxième diagramme présente l'inventaire des émissions de polluants atmosphériques pour le bassin atmosphérique de Puget Sound. Voici les polluants et leurs pourcentages : SO2 : 5 %, grosses matières particulaires : 5 %, MP2,5 : 5 %, NOx : 29 %, sources anthropiques de COV : 26 %, sources naturelles de COV : 31 %, NH3 : 3 %. Dans le bassin atmosphérique de Puget Sound, les émissions totales de ces contaminants étaient de 607 kilotonnes en 2005. ((WA DOE), 2007).

La figure contient les notes suivantes :

  1. Les grosses matières particulaires sont la classe granulométrique des matières particulaires entre 2,5 et 10 μm.
  2. Les grosses matières particulaires et les matières particulaires de 2,5 μm comprennent les émissions provenant de la poussière des routes.

 

Tableau 5.1 Niveau de confiance des estimations des émissions
(adapté de la Stratégie nord-américaine de recherche sur l’ozone troposphérique, 2004).
PolluantSourceEstimation de la confiance pour la catégorie dans l’inventaire global
CanadaÉtats-Unis
SO2
Service public d’électricité
É
É
Comb. de carb. – ind./comm.
M
M
Combustion d’autres carburants
M
M
Transports
M
M
Procédés industriels
M
M
Autres sources anthropiques (hors combustion)
F
F
Naturelle
F
F
NOx
Service public d’électricité
M-É
É
Comb. de carb. – ind./comm.
M
M
Combustion d’autres carburants
M
M
Transports
É

É

Procédés industriels
M
M
Autres sources anthropiques (hors combustion)
F
F
Naturelle
M
M
COVa
Service public d’électricité
M-É
M-É
Comb. de carb. – ind./comm.
M
M

Combustion d’autres carburants

F
F
Transports
M
É
Procédés industriels
M
M
Autres sources anthropiques (hors combustion)
F
F
Naturelle
M
M
NH3
Service public d’électricité
M
M
Comb. de carb. – ind./comm.
F
F
Combustion d’autres carburants
F
F
Transports
M
M
Procédés industriels
F
F
Autres sources anthropiques (hors combustion)
F-M
F
Naturelle
F
F
MP10b
Service public d’électricité
M
M
Comb. de carb. – ind./comm.
M
M
Combustion d’autres carburants
F
F
Transports
M
M
Procédés industriels
M
M
Autres sources anthropiques (hors combustion)
F
F
Naturelle
F
F
MP2,5c
Service public d’électricité
M-F
M-F
Comb. de carb. – ind./comm.
M-F
M-F
Combustion d’autres carburants
F
F
Transports
F
M
Procédés industriels
F
F
Autres sources anthropiques (hors combustion)
F
F
Naturelle
F
F

Remarques :

a Pour les émissions totales de COV, le niveau de confiance des estimations de spéciation est faible

b Pour les émissions totales de matières particulaires, le niveau de confiance des profils de composition est de faible à moyen

c Modèle de transport non routier de l’Environmental Protection Agency

Description du tableau 5.1

Le tableau 5.1 résume le niveau de confiance des estimations des émissions pour une série de polluants et leurs différentes sources, au Canada et aux États-Unis.

La première rangée du tableau contient les en-têtes « Polluant », « Source » et « Estimation de la confiance pour la catégorie dans l'inventaire global ». La dernière colonne est divisée une nouvelle fois en deux sous-catégories : Canada et États-Unis. La première colonne montre les différents polluants qui sont le SO2, le NOx, les COV (pour les émissions totales de COV, le niveau de confiance des estimations de spéciation est faible), le NH3, les MP10 (pour les émissions totales de matières particulaires, le niveau de confiance des profils de composition est de faible à moyen), et les MP2,5(modèle de transport non routier de l'Environmental Protection Agency). La troisième colonne donne les sources possibles pour chaque polluant répertorié dans la première colonne. Dans tous les cas, elles sont les suivantes :

  • Service public d'électricité
  • Combustion de combustibles industriels et combustion de provenance commerciale
  • Autre combustion de combustibles
  • Transport
  • Procédés industriels
  • Autres sources anthropiques (hors combustion)
  • Sources naturelles

La quatrième et la cinquième colonnes indiquent l'estimation du niveau de confiance -- faible (F), moyen (M) ou élevé (É) -- de la catégorie dans l'inventaire global pour le Canada et les États-Unis, respectivement.

 

5.2.1 Incertitudes dans les inventaires des émissions

Bien que les méthodes d’inventaire des émissions soient bien acceptées et consignées, des incertitudes considérables subsistent. Dans le tableau 5.1, les principaux contaminants atmosphériques sont énumérés dans les cellules à la gauche des catégories de sources. Il comprend une estimation du niveau de confiance, soit élevé (É), moyen (M) ou faible (F), établi selon les études citées dans l’évaluation des matières particulaires de la Stratégie nord-américaine de recherche sur l’ozone troposphérique (NARSTO, 2004). Il faut élaborer des approches supplémentaires qui peuvent servir à rapprocher les inventaires des émissions et les mesures de concentrations d’espèces observées dans l’atmosphère (NARSTO, 2004).

5.2.2 Mise en garde sur les incertitudes dans les inventaires des émissions

Depuis la publication du rapport d’évaluation des matières particulaires de la Stratégie nord-américaine de recherche sur l’ozone troposphérique (2004), il se peut que le niveau de confiance de l’estimation des émissions provenant de plusieurs sources ait augmenté grâce à une meilleure assimilation des données disponibles. Par exemple, il y a probablement eu une amélioration de la confiance à l'égard des estimations des émissions produites par le secteur du transport grâce à des modifications spatiales et temporelles dans le réseau de surveillance. Le niveau de confiance des estimations des émissions provenant du service public d’électricité a probablement augmenté en raison de la fermeture de centrales électriques au charbon dans la région. En outre, une amélioration des estimations des émissions des procédés industriels est fort possible en raison du perfectionnement des profils temporels des émissions.

5.2.3 Émissions de contaminants dans le bassin de Georgia

Les émissions totales des principaux contaminants atmosphériques sélectionnés (NOx, SOx, COV, NH3etMP) étaient de 140 kilotonnes (y compris 14 kilotonnes de COV provenant de la végétation) en 2010 pour la partie canadienne de la vallée du bas Fraser (Grand Vancouver, 2013). Les COV et les NOx constituaient les émissions de contaminants les plus importantes. La contribution des NOx et des composés organiques volatils d'origine anthropique équivalait à 71 % de l'ensemble des contaminants.

Mise en garde sur les émissions biosynthétiques

Les estimations des émissions de composés organiques volatils issus de la végétation dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser étaient fondées sur un inventaire des émissions de l'année 2000, reposant au prorata sur des données sur la couverture des terres végétales recueillies en 2006 et en 2001 (Metro Vancouver, 2014; district régional de Vancouver, 2003). Bien que les estimations des émissions de composés organiques volatils issus de la végétation constituent une importante source « de fond » dont on peut tenir compte dans la gestion de la qualité de l’air, il s’agit de sources naturelles dont on ne peut pas tenir compte pour trouver des mesures de contrôle des émissions. Si l'on ne tient pas compte des composés organiques volatils naturels dans les émissions totales des principaux contaminants atmosphériques (à l'exception des émissions de monoxyde de carbone), la contribution combinée des émissions de composés organiques volatils et d'oxydes d'azote d'origine anthropique est de 80 % dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser.

5.2.4 Émissions des contaminants dans le bassin de Puget Sound

Le total des émissions des principaux contaminants (NOx, SOx, COV, NH3etMP) était de 511 kilotonnes en 2011 pour Puget Sound, y compris 150 kilotonnes provenant de la végétation. Les estimations des émissions provenant de la végétation s'appuyaient sur la version 1 de l'inventaire national des émissions de 2011 de l'EPA((WA DOE), 2014; EPA des États-Unis, 2013). Les émissions de composés organiques volatils et d’oxydes d’azote sont les plus élevées. La contribution combinée des émissions de composés organiques volatils et d’oxydes d’azote d’origines naturelle et anthropique est de 84 %. Si l’on ne tient pas compte des composés organiques volatils d’origine naturelle dans les émissions totales, la contribution combinée des émissions de composés organiques volatils et d’oxydes d’azote d’origine anthropique est de 78 %.

Mise en garde sur la comparaison des émissions de Georgia Basin et de Puget Sound

On recommande fortement au lecteur de ne pas tirer de conclusions quand il compare les inventaires respectifs de Georgia Basin (Partie canadienne de la vallée du bas Fraser) et de Puget Sound. Les différences évidentes dans les émissions pourraient plutôt témoigner des différences des modèles d'estimation, des méthodologies, des taux d'émissions, des catégories de sources et de la disponibilité des données ((WA DOE), 2014) (Metro Vancouver, 2013).

Pour les mêmes raisons, on ne compare pas les inventaires du rapport de 2004 sur la Caractérisation du bassin atmosphérique de Georgia Basin/Puget Sound et les résultats présentés ici. Toutefois, une analyse rétrospective de la partie canadienne de la vallée du bas Fraser, qui compare les changements des émissions entre 1990 et 2010, est présentée plus loin dans le présent chapitre.

5.2.5 Sources d’émissions par secteur

On peut réduire les émissions dans un bassin atmosphérique au moyen de mesures de contrôle de leurs sources. Certains programmes de contrôle des émissions visent des secteurs et des sources qui émettent de multiples polluants. Un exemple récent est la ratification d'un accord international sous l'égide de l'Organisation maritime internationale afin de créer une zone de contrôle des émissions ciblant les émissions marines de SO2, NOx et MP dans les 200 milles nautiques au large de la côte nord-américaine des océans Pacifique et Atlantique, y compris la côte du bassin atmosphérique de Georgia-Puget Sound (OMI, 2010). Figure 5.2 et figure 5.3l’entente vise à montrer les zones où les émissions annuelles totales de polluants contribuant au smog ont les masses les plus élevées (oxydes d’azote, composés organiques volatils, MP2,5, oxydes de soufre et ammoniac).

Figure 5.2 sous-tend que les véhicules légers (18 %), l'utilisation de produits chimiques (16 %) et les sources non liées aux routes (12 %) rejetaient des niveaux importants d'émissions génératrices de smog dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser en 2010. Le secteur des transports, y compris les véhicules légers et lourds et les sources marines, rejette un tiers des émissions totales. On aborde les scénarios de réduction des émissions provenant des véhicules, des sources industrielles ponctuelles et des sources marines et agricoles dans le chapitre 10 : « Modélisation de la qualité de l'air à l'échelle régionale ».

Pendant l'année 2011, le bassin atmosphérique de Puget Sound a émis environ 488 kilotonnes d'émissions génératrices de smog. Les émissions naturelles, composées principalement de composés organiques volatils issus de la végétation, constituaient la source la plus importante (31 %) dans le bassin atmosphérique. Le transport, y compris les véhicules légers et lourds et les sources marines, rejetait plus d’un tiers des émissions totales. La pollution industrielle ponctuelle, l'équipement mobile hors route et l'utilisation de produits chimiques étaient aussi des facteurs importants. Les poêles à bois et les cheminées, dont de nombreux résidents de Puget Sound se servent pour chauffer leur maison, rejetaient 5 % des émissions totales.

 

Figure 5.2 Émissions contribuant au smog par secteur dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser en 2010.

Figure 5.2 Émissions contribuant au smog par secteur dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser en 2010. (Voir la description ci-dessous)

Remarques : D'après le pourcentage de la masse de NOx, de COV, de MP2,5, de SOx et de NH3.

Émissions totales de 137 kilotonnes en 2010 (Metro Vancouver, 2013)

Description de la figure 5.2

La figure 5.2 est un diagramme à secteurs des émissions contribuant au smog par secteur dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser. Les secteurs et leur pourcentage d'émissions totales contribuant au smog sont les suivants : agriculture : 7 %; évaporation de solvant : 14 %; véhicules légers : 20 %; véhicules lourds : 4 %; milieu marin : 8 %; transport non routier : 14 %; poêles à bois et cheminées : 1 %; sources ponctuelles industrielles : 8 %; autres sources : 14 %; sources naturelles : 10 %.

La figure contient les notes suivantes :

  1. Fondé sur le pourcentage de la masse des NOx, des COV, des MP2,5, des SOx et du NH3.
  2. Émissions totales de 148 kilotonnes en 2005 (Grand Vancouver, 2010)

 

Figure 5.3 Émissions contribuant au smog par secteur dans le bassin de Puget Sound en 2011.

Figure 5.3 Émissions contribuant au smog par secteur dans le bassin de Puget Sound en 2011. (Voir la description ci-dessous)

Remarques : D'après le pourcentage de la masse de NOx, de COV, de MP2,5, de SOx et de NH3.

Émissions totales de 488 kilotonnes en 2011 ((WA DOE), 2014)

Description de la figure 5.3

La figure 5.3 est un diagramme à secteurs des émissions contribuant au smog par secteur dans le bassin de Puget Sound. Les secteurs et leur pourcentage d'émissions totales contribuant au smog sont les suivants : agriculture : 3 %; évaporation de solvant : 3 %; véhicules légers : 19 %; véhicules lourds : 9 %; milieu marin : 8 %; transport non routier 8 %; poêles à bois et cheminées : 6 %; sources ponctuelles industrielles 10 %; autres sources : 2 %; sources naturelles : 32 %.

La figure contient les notes suivantes :

  1. Fondé sur le pourcentage de la masse des NOx, des COV, des MP2,5, des SOx et du NH3.
  2. Émissions totales de 590 kilotonnes en 2005 ((WA DOE), 2007)

 

5.2.6 Sources d’émissions par contaminant

Différents contaminants ont diverses conséquences sur la santé et l’environnement. Lorsqu’un contaminant en particulier est source de préoccupations, comme les MP2,5, il est utile de connaître ses principales sources d’émissions directes. figure 5.4 et figure 5.5 de montrer les principales sources d’émissions par secteur et par contaminant dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser et le bassin de Puget Sound, respectivement. tableau 5.2 détermine les sources principales d’émissions pour chaque polluant dans les bassins de Georgia Basin et de Puget Sound.

 

Figure 5.4 décrit certaines difficultés à surmonter pour contrôler les sources d’émissions afin d’améliorer la qualité de l’air. Les composés organiques volatils, les oxydes d’azote et les MP2,5 sont tous issus d’importantes sources d’émissions provenant de diverses activités industrielles et nationales.

Les sources marines du dioxyde de soufre sont le seul secteur qui contribue le plus aux émissions de la partie canadienne de la vallée du bas Fraser (69 %). Des études récentes sur l’effet des sources marines dans l’ensemble du Canada et des États-Unis ont mené à la mise en place d’une zone de contrôle des émissions par l’Organisation maritime internationale en 2010 (OMI, 2010). Quant à l’ammoniac, l’agriculture demeure la source dominante (66 % des émissions dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser et 80 % dans le bassin de Puget Sound). L’estimation des émissions et le contrôle de l’ammoniac agricole continuent de présenter un défi en raison de la variabilité et de la portée géographique de ces sources. Toutefois, on a tenté, dans un récent rapport d’Environnement Canada, de régler ces problèmes (Environnement Canada, 2010b). On traite d’ailleurs des enquêtes sur les émissions marines et agricoles dans le chapitre 10.

Figure 5.4 Émissions de contaminants par secteur dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser en 2010 (Metro Vancouver, 2013).

Figure 5.4 Émissions de contaminants par secteur dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser en 2010 (Metro Vancouver, 2013). (Voir la description ci-dessous)

Description de la figure 5.4

La figure 5.4 est un tableau à colonnes empilées qui montre le pourcentage d'émissions par secteur pour les COV, le SO2, le NOx, le NH3 et les MP2,5. Les secteurs sont les suivants : agriculture, brûlage, chauffage, véhicules lourds, véhicules légers, milieu marin, sources naturelles, produits minéraux non métalliques, transport non routier, autres sources, substances pétrolières, transport ferroviaire, évaporation de solvant, et produits du bois.

Pour les COV, 27 % des émissions proviennent du brûlage, 9 % d'autres sources, 14 % de transport non routier, 19 % de sources naturelles, et 21 % de véhicules légers. Pour le SO2, 69 % des émissions proviennent du milieu marin. Pour le NOx, 7 % des émissions proviennent du transport ferroviaire, 19 % du transport non routier, 7 % de produits minéraux non métalliques, 14 % du milieu marin, 26 % de véhicules légers, 9 % de véhicules lourds, et 11 % du chauffage. Pour le NH3, 20 % des émissions proviennent d'autres sources, et 66 % de sources agricoles. Pour les MP2,5, 5 % des émissions proviennent de produits du bois, 34 % d'autres sources, 12 % de transport non routier, 7 % du milieu marin, 16 % du chauffage, et 14 % du brûlage.

La figure comprend la remarque suivante : « 11 % des émissions totales de MP2,5 proviennent de la poussière des routes, classée dans la catégorie "Autres sources" ».

 

Figure 5.5 Émissions de contaminants par secteur dans le bassin de Puget Sound en 2011 ((WA DOE), 2014).

Figure 5.5 Émissions de contaminants par secteur dans le bassin de Puget Sound en 2011 (WA DOE, 2014). (Voir la description ci-dessous)

Remarques : 5 % des émissions totales de MP2,5proviennent de l’incinération des déchets résidentiels, classée dans la catégorie « Autres sources étendues ».

Description de la figure 5.5

La figure 5.5 est un tableau à colonnes empilées qui montre le pourcentage d'émissions par secteur pour les COV, le SO2, le NOx, le NH3 et les MP2,5. Les secteurs sont l'agriculture, les véhicules lourds, les véhicules légers, le milieu marin, les sources naturelles, le transport non routier, les autres sources diffuses, les sources ponctuelles, l'évaporation de solvant, les poêles à bois et les cheminées.

Pour les COV, 8 % des émissions proviennent des poêles à bois et des cheminées, 6 % proviennent de l'évaporation de solvant, 6 % proviennent du transport non routier, 54 % proviennent de sources naturelles, et 17 % proviennent de véhicules légers. Pour le SO2, 52 % des émissions proviennent de sources ponctuelles, 7 % proviennent de sources non routières, et 32 % proviennent du milieu marin. Pour le NOx, 18 % des émissions proviennent de sources ponctuelles, 14 % de sources non routières, 12 % du milieu marin, 27 % de véhicules légers et 26 % de véhicules lourds. Pour le NH3, 16 % des émissions proviennent de véhicules légers, et 80 % de sources agricoles. Pour les MP2,5, 44 % des émissions proviennent de poêles à bois et de cheminées, 13 % de sources ponctuelles, et 9 % de sources non routières.

La figure contient les notes suivantes :

  1. 8 % des émissions totales de MP2,5 proviennent de l'incinération des déchets résidentiels, classée dans la catégorie « Autres sources étendues ».
  2. On estime que la poussière de routes est un composant minime des émissions de MP2,5 dans le bassin de Puget Sound, mais qu'elle est un composant important des émissions de MP10, qui ne figure pas dans le diagramme.

 

Tableau 5.2 Principaux secteurs d’émissions des bassins atmosphériques de Georgia Basin (partie canadienne de la vallée du bas Fraser) et de Puget Sound.
Secteurs d'émissions dominants
Principaux contaminants atmosphériquesPuget Sound - 2011Georgia Basin
(partie canadienne de la vallée
du bas Fraser) - 2010
COV
  • Sources naturelles
  • Sources mobiles – véhicules routiers
  • Utilisaiton de produits chimiques
  • Utilisation de produits chimiques
  • Sources mobiles – véhicules routiers
  • Sources naturelles
SO2
  • Marines
  • Sources industrielles ponctuelles
  • Marines
  • Sources industrielles ponctuelles
NOx
  • Sources mobiles – véhicules routiers
  • Sources industrielles ponctuelles
  • Moteurs et équipement non routier
  • Marines
  • Sources mobiles – véhicules routiers
  • Marines
  • Moteurs et équipement non routiers
  • Chauffage (y compris les poêles à bois et les cheminées)
NH3
  • Agriculture
  • Agriculture
MP10*
  • Construction (industrielle, résidentielle, commerciale et activités minières)
  • Poêles à bois et cheminées
  • Chauffage (y compris les poêles à bois et les cheminées)
  • Sources industrielles ponctuelles
  • Agriculture
MP2,5*
  • Poêles à bois et cheminées
  • Sources mobiles – véhicules routiers
  • Sources industrielles ponctuelles
  • Moteurs et équipement non routiers
  • Chauffage (y compris les poêles à bois et les cheminées)
  • Moteurs et équipement non routiers
  • Combustion
  • Sources mobiles – véhicules routiers

* Les émissions de poussières de routes ne sont pas incluses dans le tableau ci-dessus. En 2011, les émissions de poussières de routes ont contribué à 21 % et à 9 % des émissions totales de MP10 et de MP2,5, respectivement, dans Puget Sound ((WA DOE), 2014). Dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser, la contribution des émissions de poussières de routes a été de 34 % et de 16 % des émissions totales de MP10 et de MP2,5, respectivement, en 2010 (Metro Vancouver, 2013).

Description du tableau 5.2

Le tableau 5.2 présente les principaux secteurs d'émissions pour six polluants du bassin de Georgia et du bassin atmosphérique de Puget Sound en 2005.

La première rangée du tableau contient le titre « Principaux secteurs d'émissions – 2005 ».

La deuxième rangée du tableau contient les en-têtes « Principaux contaminants atmosphériques », « Puget Sound », et « Bassin de Georgia (partie canadienne de la vallée du bas Fraser) ». La première colonne montre les différents contaminants atmosphériques pris en compte. Ils sont :

  • COV
  • SO2
  • NOx
  • NH3
  • MP10
  • MP2,5

La troisième et la quatrième colonnes énumèrent les principaux secteurs d'émissions pour chaque contaminant dans le bassin atmosphérique de Puget Sound et dans le bassin de Georgia, respectivement.

 

5.3 Prévisions des émissions

Les prévisions des émissions reposent sur les changements prévus des activités (croissance ou déclin) combinés aux changements liés aux taux d'émissions et aux mesures de réduction des émissions. Les développements technologiques, sociaux et économiques et l’élaboration de règlements peuvent mener à des changements des émissions. Par conséquent, il est très important de comprendre les différentes stratégies de contrôle et les nouvelles sources qui ont été prises en considération dans l'estimation des prévisions des niveaux d'émissions. Il est possible de trouver les hypothèses dont on s’est servi pour élaborer les prévisions des émissions pour le bassin atmosphérique de Georgia Basin/Puget Sound dans le Metro Vancouver (2013) et le Western Regional Air Partnership (2007).

D’une part, le Western Regional Air Partnership s’est appuyé sur l’inventaire de 2002 pour élaborer les prévisions de l’inventaire des émissions pour l’année 2018 ((WRAP), 2007). On a procédé à des estimations des émissions de 2010 à 2030 pour la partie canadienne de la vallée du bas Fraser du bassin de Georgia (Metro Vancouver, 2013).

5.3.1 Émissions dans le bassin de Puget Sound

Les programmes de contrôle connus que l’on trouve dans le scénario de 2018 du Western Regional Air Partnership sont les suivants (T. Moore, comm. pers.) :

  • Programmes de gestion de la fumée
  • Nouveaux permis et accords de consentement de l'État/Environmental Protection Agency depuis 2002.
  • Plans de mise en œuvre d’État (State Implementation Plans) pour l’ozone et les MP10 au sein de la région du Western Regional Air Partnership.
  • Programmes de contrôle des émissions de pétrole et de gaz de l’État
  • Sources mobiles : Norme sur les moteurs diesel de véhicules routiers lourds (2007), norme sur les émissions d’échappement du niveau 2, règle sur les gros moteurs à allumage commandé et les véhicules récréatifs et règle sur les moteurs diesel de véhicules non routiers
  • Norme sur les turbines à combustion et les chaudières industrielles/norme sur les dispositifs de chauffage/norme relative à la technologie de contrôle du maximum atteignable ((TCMA)) pour le moteur à mouvement alternatif à combustion interne
  • Norme de la technologie de contrôle du maximum atteignable de 2, 4, 7 et 10 ans pour les composés organiques volatils
  • Meilleure technologie d’adaptation disponible présumée pour le dioxyde de soufre

On prévoit que les émissions de polluants contribuant au smog de l’ensemble du bassin de Puget Sound diminueront de 21 % de 2002 à 2018. figure 5.6 montre à quel point les émissions totales changeront dans chaque comté. figure 5.7 montre à quel point la baisse globale de 21 % varie selon le contaminant. En général, les émissions d’ammoniac et de MP2,5 devraient augmenter dans le bassin de Puget Sound, tandis qu’il y aura une diminution des émissions des autres contaminants.

Figure 5.6 Comparaison des émissions contribuant au smog en 2002 aux prévisions de 2018 pour les comtés du bassin de Puget Sound.

Figure 5.6 Comparaison des émissions contribuant au smog en 2002 aux prévisions de 2018 pour les comtés du bassin de Puget Sound. (Voir la description ci-dessous)

Remarques : Selon la masse totale d’oxydes d’azote, de composés organiques volatils, de MP2,5, d’oxydes de soufre et d’ammoniac ((WRAP), 2007)

Description de la figure 5.6

La figure 5.6 est un diagramme à barres qui présente une comparaison des émissions contribuant au smog en 2002 aux prévisions de 2018 pour les comtés suivants : Clallam, Jefferson, King, Kitsap, Lewis, Mason, Pierce, Skagit, Snohomish, Thurston, et Whatcom. Les valeurs tracées sont les émissions totales en kilotonnes par année. Les valeurs sont basées sur la masse totale de NOx, de COV, de MP2,5, de SOX et de NH3 ((WRAP), 2007). Voici les valeurs d'émission :

  • Pour Clallam, la valeur de 2002 est d'environ 30 kilotonnes par année, et celle de 2018, d'environ 25 kilotonnes par année.
  • Pour Jefferson, la valeur de 2002 est d'environ 25 kilotonnes par année, et celle de 2018, d'environ 25 kilotonnes par année.
  • Pour King, la valeur de 2002 est d'environ 240 kilotonnes par année, et celle de 2018, d'environ 175 kilotonnes par année.
  • Pour Kitsap, la valeur de 2002 est d'environ 25 kilotonnes par année, et celle de 2018, d'environ 20 kilotonnes par année.
  • Pour Lewis, la valeur de 2002 est d'environ 75 kilotonnes par année, et celle de 2018, d'environ 55 kilotonnes par année.
  • Pour Masin, la valeur de 2002 est d'environ 20 kilotonnes par année, et celle de 2018, d'environ 20 kilotonnes par année également.
  • Pour Pierce, la valeur de 2002 est d'environ 95 kilotonnes par année, et celle de 2018, d'environ 75 kilotonnes par année.
  • Pour Skagit, la valeur de 2002 est d'environ 50 kilotonnes par année, et celle de 2018, d'environ 40 kilotonnes par année.
  • Pour Snohomish, la valeur de 2002 est d'environ 85 kilotonnes par année, et celle de 2018, d'environ 75 kilotonnes par année.
  • Pour Thurston, la valeur de 2002 est d'environ 30 kilotonnes par année, et celle de 2018, d'environ 25 kilotonnes par année.
  • Pour Whatcom, la valeur de 2002 est d'environ 55 kilotonnes par année, et celle de 2018, d'environ 50 kilotonnes par année.

 

Figure 5.7 Pourcentage de changement des émissions contribuant au smog de 2002 à 2018 par contaminant.

Figure 5.7 Pourcentage de changement des émissions contribuant au smog de 2002 à 2018 par contaminant. (Voir la description ci-dessous)

Remarques : « nat. » et « anthro. » représentent les émissions naturelles et anthropiques ((WRAP), 2007)

Description de la figure 5.7

La figure 5.7 est un diagramme à barres qui montre le pourcentage de changement des émissions contribuant au smog dans le bassin atmosphérique de Puget Sound de 2002 à 2018, réparti par contaminant. Les pourcentages de changement par contaminant sont les suivants : SO2, -60 %; NOx, -53 %; COVanthropiques, -11 %; COV naturels, 0 %; NH3, 14 %; et MP2,5, 11 %.

 

On estime qu’il y aura une plus forte diminution des émissions d’oxydes d’azote par rapport à celles des coMPosés organiques volatils, ce qui a des conséquences sur la formation d’ozone. De même, les émissions d’oxydes d’azote et de dioxyde de soufre devraient accuser une baisse plus iMPortante que les émissions d’ammoniac, ce qui aura des répercussions sur la formation et la composition de matières particulaires secondaires (MP2,5).

Les émissions naturelles de composés organiques volatils, qui sont principalement émis par les incendies de forêt et les processus biologiques des plantes et des arbres, ne semblent pas changer en 2018 selon la figure 5.7, car les émissions issues de la végétation étaient maintenues à un niveau constant en 2002 ainsi que les émissions des incendies de forêt d’après la moyenne des émissions de 2000 à 2004 ((WRAP), 2007).

5.3.2 Émissions de Georgia Basin

Les prévisions des émissions de 2010 dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser (Metro Vancouver, 2013) incorporaient toutes les mesures stratégiques et toutes les activités fédérales, provinciales et régionales prévues de même que les nouvelles sources d'émission. Parmi les mesures stratégiques prévues et les sources nouvelles quantifiées dans la prévision, mentionnons les suivantes :

  • le règlement sur les chaudières et les dispositifs de chauffage du Metro Vancouver;
  • le programme d'inspection et de maintien AirCare de la Colombie-Britannique (jusqu'en 2014, après quoi les analyses des émissions prennent fin pour les véhicules légers);
  • l'annexe VI du règlement maritime de l'Organisation maritime internationale (OMI) et la zone de contrôle des émissions de l'OMI;
  • l'activité des navires est liée à la croissance prévue des expéditions;
  • les terminaux charbonniers nouveaux et élargis.

Parmi les autres mesures stratégiques potentielles et les sources nouvelles qui ont été mentionnées mais qui n'ont pas été quantifiées pour des raisons comme l'état d'avancement incertain de la mise en œuvre, le manque de données et les répercussions peu importantes, mentionnons :

  • les exigences énergétiques du code du bâtiment de la Colombie-Britannique;
  • le règlement sur le contrôle de la fumée provenant de la combustion à l'air libre de la Colombie-Britannique;
  • les nouveaux systèmes énergétiques de quartier;
  • les exigences fédérales de base relatives aux émissions industrielles;
  • l'exigence relative à la modernisation des véhicules lourds (provinciale).

Pour plus de détails sur les mesures stratégiques et les sources incluses dans la prévision, consultez Metro Vancouver (2013).

La figure 5.8 montre les tendances relatives aux émissions dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser par polluant, depuis 1990. La plupart des émissions ont diminué et devraient continuer à le faire, à l'exception des composés organiques volatils (COV), de l'ammoniac et de la matière particulaire (MP10), qui devraient augmenter après 2015. La figure 5.9montre qu'en 2010, les véhicules légers étaient la source la plus importante de polluants générateurs de smog; toutefois, compte tenu des normes d'émission améliorées des véhicules, les contributions des véhicules légers devraient diminuer jusqu'en 2020. D'ici 2030, l'utilisation des produits chimiques devrait être la principale source de polluants générateurs de smog dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser. Il convient de mentionner que le nouveau règlement de contrôle des émissions marines aura une incidence importante sur les projections des émissions internationales pour la vallée du bas Fraser. Comme le montre la figure 5.10, sans ces règlements, les émissions marines internationales dans la vallée du bas Fraser de 2030 seraient semblables à celles de 2010. Veuillez consulter Metro Vancouver (2010) pour plus de détails.

Figure 5.8 Prévisions et analyse rétrospective des émissions par rapport à 2010, année de référence, pour la partie canadienne de la vallée du bas Fraser (Metro Vancouver, 2013).

Figure 5.8. Prévisions et analyse rétrospective des émissions par rapport à 2010, année de référence, pour la partie canadienne de la vallée du bas Fraser (Metro Vancouver, 2013). (Voir la description ci-dessous)

Description de la figure 5.8

La figure 5.8 est un diagramme des émissions de NOx, de NH3, de MP10, de MP2,5, de COV (naturels et anthropiques), et de SO2 en kilotonnes par année, de 1990 à 2030. Les prévisions et l'analyse rétrospective des valeurs sont basées sur l'année 2005.

Pour les COVanthropiques, les émissions de 2005 étaient légèrement supérieures à 60 kilotonnes par année. L'analyse rétrospective indique un déclin constant des émissions de 100 kilotonnes par année en 1990. Selon les prévisions, il devrait y avoir un déclin continu jusqu'à environ 50 kilotonnes par année en 2010, suivi d'une augmentation lente mais constante pour atteindre 55 à 60 kilotonnes par année en 2030.

Pour le NOx, les émissions de 2005 étaient légèrement supérieures à 50 kilotonnes par année. L'analyse rétrospective indique un déclin constant des émissions de 85 kilotonnes par année en 1990. Selon les prévisions, il devrait y avoir un déclin continu des émissions jusqu'à ce qu'elles atteignent environ 40 kilotonnes par année en 2020; ensuite, les émissions devraient demeurer stables à l'horizon 2030.

Pour les MP10, les émissions de 2005 étaient d'environ 15 kilotonnes par année. L'analyse rétrospective révèle qu'il s'agit d'un très léger déclin d'au plus d'une kilotonne par année à partir de 1990, et les prévisions indiquent qu'il devrait y avoir une très légère augmentation d'au plus de deux kilotonnes par année d'ici 2030.

Pour les COVnaturels, les émissions de 2005 étaient d'environ 15 kilotonnes par année, et aucun changement n'a été relevé dans l'analyse rétrospective ou dans les prévisions.

Pour le NH3, les émissions de 2005 étaient légèrement inférieures à 15 kilotonnes par an. Il y a eu une augmentation à partir d'environ 10 kilotonnes par année en 1990, et les émissions devraient augmenter jusqu'à 15 kilotonnes par année d'ici 2030.

Pour le SO2, les émissions de 2005 étaient d'environ 5 kilotonnes par année. Il y a eu une diminution à partir d'environ 10 kilotonnes par année en 1990, et les émissions de SO2 devraient augmenter légèrement pour se situer entre 5 et 10 kilotonnes par année d'ici 2030.

Pour les MP2,5, les émissions de 2005 étaient d'environ 5 kilotonnes par année, ce qui représente un léger déclin d'au plus d'une kilotonne par année par rapport à 1990. Aucune augmentation n'est prévue à l'horizon 2030.

 

Figure 5.9 Prévisions et analyse rétrospective des émissions de polluants contribuant au smog dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser en fonction du secteur d'activité et de l'année de référence de 2010 (Metro Vancouver, 2013).

Figure 5.9. Prévisions et analyse rétrospective des émissions de polluants contribuant au smog dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser en fonction du secteur d'activité et de l'année de référence de 2010 (Metro Vancouver, 2013). (Voir la description ci-dessous)

Description de la figure 5.9

La figure 5.9 est un diagramme des émissions par six différents secteurs en kilotonnes par année, de 1990 à 2030. Les prévisions et l'analyse rétrospective des valeurs sont basées sur l'année 2005.

Les émissions provenant de véhicules légers ont diminué, passant de 60 kilotonnes par année à 30 kilotonnes par année entre 1997 et 2005. Selon les prévisions, cette diminution devrait atteindre un palier d'ici 2020, et les émissions devraient demeurer stables à 15 kilotonnes par année.

Pour les sources naturelles, les émissions de 2005 étaient légèrement supérieures à 35 kilotonnes par année. Il y a eu un très léger déclin d'un maximum de 2 kilotonnes par année de 1990 à 2005, mais les émissions devraient demeurer aux niveaux de 2005 jusqu'en 2030.

Pour les sources non routières, il y a eu une légère augmentation, d'un peu plus de 25 kilotonnes par année en 1990 à environ 30 kilotonnes par année en 1995. Ces émissions ont ensuite diminué jusqu'à environ 20 kilotonnes par année en 2005, et devraient continuer à diminuer jusqu'à environ 15 kilotonnes par année d'ici 2020 pour ensuite se stabiliser à ce niveau.

Pour l'évaporation de solvant, il y a eu une légère augmentation, d'un peu plus de 20 kilotonnes par année en 1990 à un peu moins de 25 kilotonnes par année en 2000. Les émissions ont ensuite diminué de nouveau, pour passer à environ 20 kilotonnes par année en 2005; on s'attend à ce qu'elles diminuent à un peu moins de 20 kilotonnes par année au plus tard en 2010. Après 2010, il devrait y avoir une augmentation constante jusqu'à un peu plus de 25 kilotonnes par année.

Pour le milieu marin, il y a eu une augmentation constante, d'un peu plus de 10 kilotonnes par année en 1990 à un peu moins de 15 kilotonnes par année en 2005. Les émissions devraient continuer à augmenter, pour attendre un peu plus de 20 kilotonnes par année d'ici 2030.

 

Figure 5.10 Prévisions des émissions de polluants contribuant au smog dans la vallée du bas Fraser en fonction des recommandations du Comité de la protection du milieu marin faites en avril 2008 (Metro Vancouver, 2010).

Figure 5.10. Prévisions des émissions de polluants contribuant au smog dans la vallée du bas Fraser en fonction des recommandations du Comité de la protection du milieu marin faites en avril 2008 (Metro Vancouver, 2010). (Voir la description ci-dessous)

Description de la figure 5.10

La figure 5.10 est un diagramme à barres empilées des émissions de polluants contribuant au smog en kilotonnes par année, à intervalles de cinq ans entre 1990 et 2030. Les émissions des navires, les émissions de toutes les autres sources, ainsi que les réductions prévues des émissions marines en raison du règlement du Comité de la protection du milieu marin (CPMM) sont montrées.

En 1990, les émissions des navires étaient d'environ 10 kilotonnes par année, alors que les émissions de toutes les autres sources étaient d'environ 300 kilotonnes par année. Les émissions de toutes les autres sources ont diminué de façon constante de 1990 à 2010, année à laquelle elles ont atteint un niveau d'environ 175 kilotonnes par année. Pendant cette même période, les émissions du milieu marin ont augmenté de façon constante, pour atteindre environ 20 kilotonnes par année. De 2015 à 2030, les émissions de toutes les autres sources devraient demeurer constantes alors que les émissions du milieu marin visées par le règlement du Comité de la protection du milieu marin continueront à augmenter jusqu'à environ 30 kilotonnes par année. À la suite de la mise en œuvre du règlement du Comité de la protection du milieu marin, les émissions marines devraient diminuer en 2015 jusqu'à environ 10 kilotonnes par année et demeurer à ce niveau jusqu'en 2030.

 

Le tableau 5.3 illustre les changements prévus des émissions pour la partie canadienne de la vallée du bas Fraser en 2030 par rapport à 2010. Les émissions de NOx et SO2 devraient diminuer, alors que les émissions de COV, d'ammoniac et de MP10d'origine anthropique augmenteront. L'analyse des sources de contaminants et les hypothèses dont on a tenu compte dans les estimations peuvent aider à expliquer les changements des émissions.

Tableau 5.3 Changements prévus des émissions pour la partie
canadienne de la vallée du bas Fraser (Metro Vancouver, 2013).
ContaminantChangement prévu des émissions (2010 à 2030)
NOx
-30%
SO2
-74%
COV (anthropique)
+5%
NH3
+15%
MP10
(Comprend la poussière des routes)
+11%
MP2,5
(Comprend la poussière des routes)
-6%
Description du tableau 5.3

Le tableau 5.3 présente les changements prévus des émissions pour six différents contaminants atmosphériques pour le bassin atmosphérique de Puget Sound (2002 à 2018) et la partie canadienne de la vallée du bas Fraser (2005 à 2020).

La première rangée du tableau contient les en-têtes « Contaminant » et « Changement prévu des émissions ». Ce dernier en-tête est ensuite subdivisé en colonnes avec les en-têtes « Puget Sound (2002 à 2018) » et « Partie canadienne de la vallée du bas Fraser (2005 à 2020) ». La première colonne montre les différents contaminants atmosphériques pris en compte. Ils sont :

  • NOx
  • SO2
  • COV(anthropiques)
  • NH3
  • MP10(comprend la poussière des routes)
  • MP2,5(comprend la poussière des routes)

La troisième et la quatrième colonnes montrent la variation en pourcentage prévue des changements des émissions pour chaque contaminant dans le bassin atmosphérique de Puget Sound et dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser, respectivement.

 

La diminution importante prévue des émissions de SO2 dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser est due à la mise en œuvre de la zone nord-américaine de contrôle des émissions, dont la phase 1 est entrée en vigueur en août 2012 et dont la phase 2 entrera en vigueur en janvier 2015. Le total des émissions de SO2 en 2030 pour la partie canadienne de la vallée du bas Fraser devrait diminuer de 74 % par rapport aux émissions de 2010 (Metro Vancouver, 2013). Les émissions de SO2 devraient demeurer relativement constantes après 2015 dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser. La prévision de ces émissions tient compte d'un certain nombre de changements de permis, des niveaux d'activités et de la mise en œuvre du règlement. Parmi les principales sources contribuant aux émissions de SO2 dans l'avenir, mentionnons les industries des métaux de première transformation dans le comté de Whatcom et les sources industrielles, comme le raffinage du pétrole et les navires (Metro Vancouver, 2013).

Les émissions de NOx proviennent principalement de sources mobiles, notamment des voitures et des camions (sur route), de l'équipement hors route et des navires. Des diminutions modérées des émissions de NOx sont prévues pour la partie canadienne de la vallée du bas Fraser vers 2025, après quoi les émissions devraient demeurer relativement constantes. Dans l'avenir, les navires devraient devenir l'une des principales sources de NOx en raison de la croissance prévue de la navigation commerciale; cependant, la croissance des émissions de NO2 sera atténuée au fil du temps avec la mise en œuvre, en 2016, des normes relatives aux moteurs nautiques du niveau 3 de l'annexe VI de l'Organisation maritime internationale (OMI).

On prévoit que les émissions de composés organiques volatils (COV) d'origine anthropique diminueront dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser jusqu'en 2015 en raison de normes plus sévères sur les émissions des véhicules, de programmes d'inspection des émissions des véhicules et de mesures de contrôle visant à réduire les émissions de composés organiques volatils provenant des revêtements architecturaux et des produits commerciaux et de consommation. Les émissions de COV devraient augmenter de nouveau après 2020 en raison d'une augmentation des émissions provenant de l'utilisation de produits chimiques et devraient surpasser les niveaux de 2010 d'ici 2030 (Metro Vancouver, 2013).

La grande majorité des émissions d'ammoniac sont imputables aux pratiques agricoles ayant lieu dans les deux bassins atmosphériques. Dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser, les émissions d'ammoniac devraient augmenter pendant la prochaine décennie en raison de la croissance du secteur de l'agriculture, de l'augmentation de l'utilisation de véhicules légers et de l'augmentation de l'apport de polluants dans les installations de traitement des eaux usées. De plus, il y a des émissions d'ammoniac provenant des véhicules routiers dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser, bien qu'elles soient très inférieures aux émissions du secteur de l'agriculture.

Les émissions de MP10 dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser devraient augmenter de 10 % au cours de la période allant de 2010 à 2030, reflétant en grande partie la croissance projetée dans le secteur de la construction.

5.4 Changements des émissions et la qualité de l’air ambiant

Puisqu’on prévoit des changements des émissions au cours des prochaines décennies, il est important de comprendre leurs effets sur les concentrations ambiantes de polluants atmosphériques, ce qui peut jeter les bases des discussions sur les approches à la gestion de la qualité de l’air et à l’élaboration de mesures de contrôle possibles de la pollution. On peut y parvenir au moyen de la modélisation mathématique, qui permet d’estimer les concentrations de la qualité de l’air en fonction de la teneur des émissions. On peut consulter une discussion plus approfondie sur les outils et les modèles utilisés pour évaluer les conséquences des changements d’émissions proposés sur la qualité de l’air dans le bassin atmosphérique de Georgia Basin/Puget Sound dans le chapitre 10 : « Modélisation de la qualité de l’air à l’échelle régionale ».

L’ozone, les matières particulaires fines et d’autres polluants sont liés par une interaction complexe des émissions courantes et de leurs précurseurs, des processus chimiques et physiques et de la météorologie. Cette interaction est illustrée dans le tableau 5.4, dans lequel la réduction des émissions des principaux contaminants atmosphériques est liée aux conséquences sur les concentrations d’ozone et de matières particulaires fines, ainsi que sur la composition des matières particulaires et la pollution acide. Le tableau 5.4 contient d’importantes données qui dépassent les rapports immédiats entre les hausses et les baisses des émissions et de la pollution ou les problèmes atmosphériques connexes. Le fait qu’on ait relevé une augmentation des concentrations d’azote dans les matières particulaires et une baisse des émissions de dioxyde de soufre met l’accent sur l’interaction du sulfate (SO42-), de l’ammoniac (NH3) et du nitrate (NO3-). Ici, la concurrence entre l’acide sulfurique (H2SO4) et l’acide nitrique (HNO3) pour l’ammoniac (NH3) assimilable afin de former du nitrate d’ammonium (NH4NO3) entraîne une faible augmentation des concentrations de nitrate dans les matières particulaires. Cela est particulièrement important dans les secteurs où la concentration d’ammoniac est limitée.

La réduction des émissions d’oxydes d’azote a une incidence variable sur les concentrations d’ozone et de matières particulaires. À proximité, et sous le vent, de certains centres urbains où les concentrations de composés organiques volatils sont limitées, la réduction des émissions d’oxydes d’azote peut entraîner la hausse des concentrations d’ozone. Toutefois, la baisse des émissions d’oxydes d’azote engendre des baisses plus importantes des concentrations d’ozone plus loin sous le vent. La présence de concentrations d’oxydes d’azote plus faibles influe sur la composition des matières particulaires, dans lesquelles des sulfates peuvent remplacer l’azote oxydé. Il se peut que la fraction de composé organique des matières particulaires augmente ou diminue selon l’effet des oxydes d’azote sur les niveaux d’oxydants. Par conséquent, la baisse des émissions d’oxydes d’azote n’assure pas la réduction des concentrations d’ozone et des matières particulaires. En réalité, les concentrations pourraient facilement augmenter dans certains secteurs si les conditions atmosphériques s’y prêtaient.

Les trois derniers éléments du tableau 5.4 indiquent que la baisse du carbone noir, des composés organiques primaires et d’autres matières particulaires primaires peut être liée à l’augmentation des concentrations d’ozone, mais à la baisse des concentrations de MP2,5.

Table 5.4 Emission reductions and associated changes in ozone, PM, and acid deposition (adapted from NARSTO, 2004).

Reduction in Pollution EmissionsChange in Associated Pollutant or Atmospheric Issue
OzonePM CompositionPM2.5(j)Acid Deposition
SulphateNitrateOrganic Compounds
SO2 decreaseincrease(d) decreasedecrease
NOXdecrease; possible small increasepossible small increase/ decrease(b)decrease(e)possible small increase/ decrease(g)decrease; possible small increasedecrease; possible small increase
VOCdecreasepossible small increase/ decreasedecrease; possible small increase(f)decrease(h)decrease; possible small increasedecrease; possible small increase
NH3 possible small decrease(c)decrease decreaseincrease(k)
Black Carbonpossible small Increase(a)  possible small decrease(i)decrease 
Primary Organic Compoundspossible small Increase(a)  decreasedecrease 
Other Primary PMpossible small Increase(a)   decreaseincrease(k)
Description du tableau 5.4

Le tableau 5.4 présente les changements prévus par rapport à trois polluants atmosphériques ou problèmes (ozone, matières particulaires et dépôts d'acide) qui sont associés aux réductions de sept différentes émissions primaires différentes.

La première colonne du tableau contient l'en-tête « Réduction des émissions de polluants » et montre les différents contaminants atmosphériques primaires pour lesquels les réductions entraîneront des changements par rapport aux matières particulaires, à l'ozone et aux dépôts d'acide. Ces contaminants sont :

  • SO2
  • NOx
  • COV
  • NH3
  • Carbone noir
  • Composés organiques primaires
  • Autres matières particulaires primaires

Le tableau comporte six colonnes supplémentaires qui ont en commun le titre « Changement des polluants ou des problèmes atmosphériques connexes ». Ces colonnes ont les en-têtes « Ozone »; « Composition des matières particulaires », qui est une catégorie ensuite subdivisée en colonnes avec les en-têtes « Sulfate », « Nitrate » et « Composés organiques »; « MP2,5 »; et « Dépôts d'acide ». Sous chacun de ces en-têtes, il y a des flèches qui indiquent le type et l'ampleur des changements associés à une réduction des émissions répertoriées dans la première colonne. Les flèches bleues indiquent des réductions et les flèches rouges indiquent des augmentations. La taille de la flèche évoque l'ampleur du changement. Si la cellule est vide, la réduction ou l'augmentation est négligeable.

Les réductions des émissions de SO2 entraînent une diminution importante de la composition des particules de sulfate, une légère augmentation de la composition des particules nitreuses (en raison de l'effet du NH3 sur le pH des nuages et du brouillard), et une diminution importante des MP2,5 et des dépôts acides. La réaction des autres polluants et les enjeux connexes sont négligeables.

Les réductions des émissions de NOx entraînent une importante diminution et une faible augmentation des concentrations d'ozone, ainsi qu'une faible diminution et une faible augmentation de la composition des particules de sulfate (une note indique que l'effet sur les concentrations d'ozone diurnes est lié à une augmentation du flux solaire et une diminution du piégeage des radicaux; l'effet sur les concentrations d'ozone nocturnes n'est pas connu). Les réductions des émissions de NOx entraînent également une importante diminution de la composition des particules nitreuses (une note indique que la diminution de sulfate peut accroître la concentration de NH3disponible aux fins de réactions avec le NHO3 afin de former du NH4NO3, qui est plus important lorsque le NH4NO3 a accès à une concentration limitée de NH3), une faible diminution et une faible augmentation de la composition des particules de composés organiques (une note indique que l'augmentation est le résultat d'une diminution de la formation de nitrate organique et une plus grande concentration d'OH disponible aux fins de réaction avec le NO2; la diminution est le résultat d'une diminution des niveaux d'oxydants), une importante diminution et une faible augmentation des MP2,5, ainsi qu'une importante diminution et une faible augmentation des dépôts acides.

Les réductions des émissions de COV entraînent une grande diminution des concentrations d'ozone, une faible diminution et une faible augmentation de la composition des matières de sulfate, et une diminution importante et une faible augmentation de la composition des particules de nitrate (une note indique qu'il y a diminution sauf dans des cas particuliers [p. ex. SJV] et qu'une diminution du NOxpeut mener à une augmentation des concentrations d'ozone avec une augmentation connexe de la formation de HNO3). Les réductions des émissions de COV entraînent également une diminution importante de la composition des particules de composés organiques (en lien avec l'effet du NOx sur les niveaux d'oxydants [OH, ozone et NO3]), une diminution importante et une faible augmentation des MP2,5, et une légère diminution et une légère augmentation des dépôts acides.

Les réductions des émissions de NH3 entraînent une diminution importante de la composition des particules de sulfate (en raison de l'effet du NOxsur les niveaux d'oxydants [OH, H2O2 et ozone]; par exemple, voir les résultats de modélisation de l'initiative SAMI [initiative liée à la région sud des Appalaches]). Les réductions des émissions de NH3 entraînent aussi une diminution importante de la composition des particules de nitrate, une diminution importante des MP2,5, ainsi qu'une augmentation importante des dépôts acides (se rapporte à l'acidité nette des dépôts atmosphériques, et non au potentiel d'acidification pour l'écosystème). La réaction des autres polluants et les enjeux connexes sont négligeables.

Les réductions des émissions de carbone noir donnent lieu à une faible augmentation des concentrations d'ozone (dans certaines régions urbaines où les COV sont limités, et en aval de ces régions), une faible diminution de la composition des particules de composés organiques (il s'agit d'une diminution des composantes secondaires; la magnitude dépend de la fraction de CO anthropique secondaire), ainsi qu'une diminution importante des MP2,5.

Les réductions des émissions de composés organiques primaires entraînent une faible diminution de la concentration d'ozone (dans certaines régions urbaines où les COV sont limités, et en aval de ces régions), une diminution importante de la composition des particules des composés organiques, ainsi qu'une diminution importante des MP2,5.

Les réductions des émissions des autres matières particulaires primaires donnent lieu à une faible augmentation de la concentration d'ozone (dans certaines régions urbaines où les COV sont limités, et en aval de ces régions), à une diminution importante des MP2,5, et une augmentation importante des dépôts acides (se rapporte à l'acidité nette des dépôts atmosphériques, et non au potentiel d'acidification pour l'écosystème).

Remarques : Les flèches bleues indiquent des réductions et les flèches rouges indiquent des augmentations. La taille de la flèche évoque l’ampleur du changement. Si la cellule est vide, la réduction ou l’augmentation est négligeable. Veuillez consulter NARSTO (2004) pour obtenir une explication complète des interactions non linéaires des réductions d’émissions et des niveaux de polluants dans l’air ambiant.

5.5 Variabilité des émissions

L’analyse des émissions dans le présent rapport concernait les inventaires annuels et la façon dont ils varient selon les compétences. Les sources d’émissions varient d’ailleurs d’une saison, d’une semaine et d’un jour à l’autre en raison de la variabilité des niveaux d’activité. Selon une étude du département de l’Écologie de l’État de Washington (2002), les sources dominantes d’ammoniac sont attribuables à l’épandage d’engrais agricole au printemps et à l’automne, et aux déchets des animaux d’élevage l’été et l’hiver. Les sources routières y contribuaient pour une petite fraction en été et en hiver. Les poussières des routes étaient les sources dominantes de PM10 pendant l’été et l’hiver et les émissions agricoles fugitives l’étaient en automne, tandis que les émissions des poêles à bois et des cheminées étaient des sources importantes en hiver. Pour ce qui est des émissions de MP2,5, elles provenaient essentiellement des poêles à bois et des cheminées au printemps et en hiver, des poussières des routes en été et des poussières diffuses agricoles et du brûlage dirigé des champs en automne. Les composés organiques volatils étaient émis par des sources naturelles tout au long de l’année, alors que les sources mobiles routières dominaient l’hiver. Les sources mobiles contribuaient principalement aux émissions d’oxydes d’azote et de monoxyde de carbone (CO) tout au long de l’année. Finalement, les émissions de dioxyde de soufre provenant de sources ponctuelles variaient très peu pendant l’année.

Les différents niveaux d’activité ont également une incidence sur les émissions hebdomadaires et quotidiennes. On a constaté, par exemple, que les habitudes de conduite des automobilistes changent durant la semaine en fonction des horaires de travail et de loisir. Ces habitudes se reflètent dans les émissions quotidiennes, où l’on observe des concentrations maximales d’oxydes d’azote et de monoxyde de carbone au début de la journée et en fin d’après-midi. De plus, les émissions d’oxydes d’azote et de MP2,5 augmentent elles aussi le soir, la nuit et tôt le matin, avec le chauffage des maisons.

5.6 Sources naturelles

Il existe de nombreuses sources naturelles d’émissions, dont la végétation, les milieux humides (marais), les incendies de forêt, l’océan et les volcans. Voici une description de ces sources et des émissions qu’elles produisent :

  • Les incendies de forêt et les volcans déposent de grandes quantités de polluants dans le bassin atmosphérique de Georgia Basin/Puget Sound, mais uniquement de façon épisodique. Les incendies de forêt sont une source de matières particulaires, d’oxydes d’azote et de composés organiques volatils, dont les derniers contribuent à la formation d’ozone; les volcans rejettent également des oxydes de soufre et des métaux lourds.
  • La végétation et les terres humides émettent des substances chimiques organiques (COV) qui contribuent à la formation d’ozone et de particules organiques secondaires. La végétation est une source importante au cours du printemps et de l’été, où la production végétale est à son point culminant. Étant donné que la volatilisation est un processus important du rejet des composés organiques volatils naturels, le taux d’émission dans l’atmosphère est fonction de la température.
  • Les secteurs marins comme le détroit de Georgia émettent des composés sulfurés issus de processus biologiques, de même que du sodium et du chlore provenant des lames déferlantes et des embruns. Même si d’autres substances chimiques proviennent des océans, leurs émissions dans l’atmosphère sont minimes.

On a quantifié l’importance de certaines sources d’émissions naturelles dans des parties de la zone atmosphérique du bassin de Georgia-Puget Sound. On estime que les émissions marines biosynthétiques constituent environ 7 % du bilan annuel du soufre dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser du bassin de Georgia, mais jusqu’à 26 % au printemps (Sharma, 2003). Le sodium présent dans l’eau de mer réagit au contact d’autres polluants atmosphériques, formant ainsi des particules. Le chlorure dans l'eau de mer peut également être transformé en chlore par l'oxydation, ce qui peut jouer un rôle dans les réactions menant à la production d'ozone. Dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser, on estime que les émissions provenant de la végétation rejettent 14 kilotonnes par année, ou 24 % du total de composés organiques volatils; dans le bassin de Puget Sound, elles représentent 54 % de toutes les émissions de composés organiques volatils, soit 150 kilotonnes par année. Ce sont là des volumes importants d’émissions organiques volatils dans le bassin atmosphérique, qu’il est impossible de contrôler par réglementation ou grâce à la technologie. L’emplacement des sources naturelles par rapport aux sources anthropiques peut influer sur la formation d’ozone et de matières particulaires. On sait que les émissions de sources anthropiques sont transportées par le vent des zones urbaines et des banlieues vers des milieux plus ruraux, où elles réagissent avec les émissions naturelles pour augmenter les concentrations d’ozone et de matières particulaires. On abordera ce phénomène dans les chapitres 7 et 8, respectivement.

5.7 Résumé du chapitre

Les inventaires des émissions sont des outils essentiels pour comprendre la nature et la quantité de polluants qui pénètrent dans l’atmosphère. Il est possible de se servir de ces inventaires pour prévoir les émissions futures en se basant sur les projections de croissance économique et sur les changements associés aux niveaux d'activité et à la technologie et comme un outil pour planifier de contrôles des émissions. Le présent chapitre traite des récents inventaires des émissions et des prévisions préparées par divers organismes de surveillance de la qualité de l'air dans la zone atmosphérique du bassin de Georgia-Puget Sound.

Les oxydes d'azote (NOx) et les composés organiques volatils (COV) d'origine anthropique constituent les émissions de polluants atmosphériques les plus importantes tant dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser que dans Puget Sound. Ces émissions proviennent en grande partie du secteur des transports et incluent des contributions des véhicules légers et lourds, des véhicules marins et des véhicules hors route. L'utilisation de produits chimiques est aussi une source importante de COV dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser. Le chauffage (y compris les poêles à bois et les foyers) est une source importante d'émissions de MP2,5 dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser et dans Puget Sound.

D’après les prévisions de 2018 menées par le Western Regional Air Partnership (2007), les émissions de polluants contribuant au smog dans l’ensemble du bassin de Puget Sound diminueront de 21 % de 2002 à 2018. En général, les émissions d’ammoniac et de MP2,5 devraient augmenter dans le bassin, tandis que les émissions des autres contaminants (composés organiques volatils, oxydes d’azote et dioxyde de soufre) enregistreront une baisse. En outre, on s’attend à ce que les émissions de composés organiques volatils d’origine naturelle demeurent constantes.

Les prévisions préparés par le Metro Vancouver (2013) pour la période entre 2010 et 2030 indiquent que les émissions d’oxydes d’azote et de composés organiques volatils diminueraient jusqu’en 2020, en raison des normes plus sévères sur les émissions provenant des véhicules et de l’augmentation du rendement énergétique des carburants. Après l’an 2025 les émissions d’oxydes d’azote vont rester plus ou moins constantes, tandis que les émissions de composés organiques volatils vont augmenter à cause d’une croissance de l’activité dans le secteur des produits chimiques.  On prévoit que les émissions d’ammoniac provenant de l’agriculture, et de matières particulaires grossières (MP10) provenant de la construction augmenteront, par contre on s’attend à ce que celles de MP2,5 diminuent. On prévoit que les émissions de SO2 dans le bassin de Georgia diminueront de façon significative de 2010 à 2015 en raison de la mise en œuvre de la zone de contrôle des émissions marines de l'Organisation maritime internationale (OMI) et que les émissions marines de NOxdiminueront en raison de la mise en œuvre des normes du niveau 3 de l'annexe VI de l'OMI, concernant les nouveaux moteurs nautiques. Les changements des émissions devraient avoir des conséquences variables sur les concentrations ambiantes de polluants atmosphériques à cause des interactions chimiques complexes des précurseurs d'émissions courantes, des processus physiques et chimiques et de la météorologie.

5.8 Références

Environnement Canada. 2010a. 2005 version 1 March 2007 – SEDIS SCENARIO BC 10KM Grid for Georgia Basin. Communication personnelle avec Patricia Smith de la section d’analyse et de prévision de la Direction des données sur la pollution.

Environnement Canada. 2010b. Évaluation canadienne 2008 de l’ammoniac atmosphérique d’origine agricole. Catalogage avant publication de Bibliothèque et Archives Canada. ISBN : 978-1-100-91363-6. [CD-ROM].

[GVRD] Greater Vancouver Regional District. 2003. 2000 Emission Inventory for the Canadian Portion of the Lower Fraser Valley Airshed – Detailed Listing of Results and Methodology. Greater Vancouver Regional District Policy and Planning Department, Fraser Valley Regional District, novembre 2003.

Metro Vancouver, 2013. 2010 Lower Fraser Valley Air Emissions Inventory and Forecast and Backcast. Final report and Summarized Results. September 2013. (Accessed: March 13, 2014)

Metro Vancouver, 2014. Details on 2010 Lower Fraser Valley Air Emissions Inventory. Personal communication with Shelina Sidi and Francis Ries of Air Quality Policy and Management of Metro Vancouver.

NARSTO, 2004. Particulate Matter Science for Policy Makers: A NARSTO Assessment. P. McMurry, M. Shepherd, and J. Vickery, eds. Cambridge University Press, Cambridge, England. ISBN 0 52 184287 5.

[OMI] Organisation maritime internationale. 2010. IMO environment Committee makes progress. Comité de la protection du milieu marin (CPMM) – 60e session, du 22 au 26 mars 2010. [consulté le 21 avril 2010].

Sharma, S., Vingarzan, R., Barrie, L.A., Norman, A., Sirois, A., Henry, M., di Cenzo, C. 2003. Concentrations of dimethyl sulphide in the Strait of Georgia and its impact on the atmospheric sulphur budget of the Canadian West Coast. J. Geo. Res.108(D15):4459.

[US EPA] Environmental Protection Agency des États-Unis. 2002. Consolidated Emissions Reporting. Federal Register, vol. 67, n° 111. [consulté le 3 mars 2011].

[US EPA] Environmental Protection Agency des États-Unis. 2010. National Ambient Air Quality Standards. [consulté le 3 mars 2011].

U.S. EPA(Environmental Protection Agency), 2013. 2011 National Emissions Inventory, version 1, Technical Support Document. (Accessed 30-April-2014)

[(WA DOE)] Washington State Department of Ecology. 2002. Review of the WA State Visibility Protection State Implementation Plan. Washington State Department of Ecology Air Quality Program. Novembre 2002. [consulté le 27 mai 2010].

[(WA DOE)] Washington State Department of Ecology. 2014. Washington State 2011 County Emissions Inventory. Document interne du (WA DOE); communication personnelle, Sally Otterson.

[(WRAP)] Western Regional Air Partnership. 2007. Emissions Overview. [consulté le 2 juin 2010].

[(WRAP)] Western Regional Air Partnership. 2010. Inventory Descriptions – Last Update May 2010. [consulté le 2 juin 2010].

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6. Surveillance de la qualité de l’air

Roxanne Vingarzan, Sarah Hanna et Rita So (Environnement Canada)

Le chapitre précédent définissait les principales sources d’émissions de produits chimiques en suspension dans l’air trouvés dans le bassin atmosphérique de Georgia Basin/Puget Sound. La façon dont ces émissions sont transportées, transformées, dispersées et déposées détermine la qualité de l’air ambiant.

La qualité de l’air ambiant est régulièrement mesurée à un certain nombre de sites dans le bassin atmosphérique. Bon nombre de ces sites font partie des réseaux de surveillance qui soutiennent les programmes sur la qualité de l’air administrés par des organismes gouvernementaux. Il existe plusieurs réseaux de surveillance de la qualité de l’air dans le bassin atmosphérique, et chacun possède des programmes sur la qualité de l’air connexes ainsi que des procédures opérationnelles et de mesure précises pour répondre aux exigences des organismes.

Les trois principaux indicateurs de la qualité de l’air ambiant suivis par ces réseaux sont les concentrations des polluants gazeux, les particules (et les constituants) et les dépôts de surface des contaminants. Le présent chapitre sera axé sur la description des réseaux de surveillance de la qualité de l’air établis dans le bassin atmosphérique de Georgia Basin/Puget Sound. Les mesures relatives à l’ozone et aux matières particulaires sont discutées respectivement dans le chapitre 7 et le chapitre 8. Le chapitre 12présente les mesures et les répercussions des dépôts de polluants.

6.1 Surveillance de la qualité de l’air dans le bassin atmosphérique

Les réseaux de surveillance de la qualité de l’air fournissent la plupart des mesures de la qualité de l’air pour le bassin atmosphérique des deux côtés de la frontière. Les concentrations des polluants atmosphériques sont mesurées, soumises à un contrôle de la qualité et archivées à l’aide de procédures et de méthodes comparables. Les mesures fournissent les concentrations horaires ou quotidiennes des principaux contaminants atmosphériques et sont déclarées en temps quasi réel, à moins que des analyses en laboratoire ne soient nécessaires. La technologie en temps quasi réel fournit une évaluation détaillée et opportune des concentrations de la qualité de l’air et permet aux organismes d’avertir le public des problèmes de qualité de l’air.

En Colombie-Britannique, la qualité de l’air est mesurée par le Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique (RNSPA), le Réseau canadien d’échantillonnage des précipitations et de l’air (RCEPA), le ministère de l’Environnement de la Colombie-Britannique et le Réseau de surveillance de la qualité de l’air de la vallée du bas Fraser (RSQAVBF). Dans l’État de Washington, la qualité de l’air est surveillée par le Washington State Monitoring Network ((WNSM)), le National Atmospheric Deposition Program (NADP), le Chemical Speciation Network (CSN), le Clean Air Status and Trends Network (CASTNET) et les réseaux Interagency Monitoring of Protected Visual Environments (IMPROVE). D’autres organismes, y compris le département de l’Intérieur des États-Unis (Service national des parcs), exploitent d’autres sites de surveillance pour répondre aux exigences de leurs propres programmes de surveillance de l’air ambiant. Les données utilisées pour analyser la qualité de l’air dans le présent rapport sont en grande partie tirées des archives du Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique et du Réseau canadien d’échantillonnage des précipitations et de l’air d’Environnement Canada de même que des bases de données nationales sur la qualité de l’air de l’Environmental Protection Agency des États-Unis, y compris le système de qualité de l’air, le CASTNET, le programme IMPROVE, le National Atmospheric Deposition Program et le Visibility Information Exchange Web System ((VIEWS)). Ces données ont été choisies afin de garantir la meilleure qualité possible et le plus haut niveau de comparabilité entre les ensembles de données. Les sites de mesure utilisés au Canada et aux États-Unis sont indiqués dans la figure 6.1. Il est à noter que la majorité des sites sélectionnés sont situés dans les régions les plus peuplées du bassin atmosphérique et qu’il ne faut pas interpréter les résultats dans ce rapport comme étant caractéristiques de l’ensemble du bassin atmosphérique.

Figure 6.1 Emplacement des stations de surveillance de la qualité de l’air dans le bassin atmosphérique de Georgia Basin/Puget Sound.

Figure 6.1. Emplacement des stations de surveillance de la qualité de l’air dans le bassin atmosphérique de Georgia Basin/Puget Sound. (Voir la description ci-dessous)

Remarques :

*L’île Saturna est un site regroupé faisant partie du Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique (ministère de l’Environnement de la Colombie-Britannique), du Réseau canadien d’échantillonnage des précipitations et de l’air ainsi que du Mercury Trends Network du National Atmospheric Deposition Program.

**Il existe quatre sites de surveillance de la qualité de l’air regroupés dans l’État de Washington, notamment : Marysville (Washington State Monitoring Network et Chemical Speciation Network), Beacon Hill (Washington State Monitoring Network, Chemical Speciation Network et IMPROVE), Tacoma South L Street (Washington State Monitoring Network et Chemical Speciation Network) et Mount Rainier Tahoma Woods (National Atmospheric Deposition Program/National Trends Network ou « NADP/NTN », CASTNET et IMPROVE).

Description de la figure 6.1

La figure 6.1 est une carte de relief du sud-ouest de la Colombie-Britannique et du nord-ouest de l'État de Washington qui montre les limites du bassin de Georgia et du bassin atmosphérique de Puget Sound et l'emplacement des stations de surveillance de la qualité de l'air qui s'y trouvent.

Au Canada, il y a les stations suivantes : Il y a trois stations dans le réseau du ministère de l'Environnement de la Colombie-Britannique, situées à Courtney, à Duncan et à Victoria, en Colombie-Britannique. Il y a trois stations appartenant au Réseau de surveillance de la qualité de l’air de la vallée du bas Fraser (RSQAVBF) qui sont situées à Abbotsford, à Points Robert, et dans le bras Indian. Il y a treize stations gérées conjointement par le Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique et le ministère de l'Environnement de la Colombie-Britannique qui sont situées à Campbell River, dans la pointe sud de l'île Quadra, à Powell River, à Whistler, à Squamish, à Langdale, au nord et au sud de Nanaimo, à Crofton, à Duncan, à Saanich, à Victoria et à Sooke. Il y a 28 stations appartenant conjointement au Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique et au Réseau de surveillance de la qualité de l’air de la vallée du bas Fraser (RSQAVBF) qui sont toutes situées dans la vallée du bas Fraser. Voici les emplacements de ces stations : centre-ville de Vancouver, Vancouver-Kitsilano, parc Kensington de Burnaby, Vancouver Nord-Second Narrows, Port Moody, Chilliwack, North Delta, mont Burnaby, est de Surrey, sud de Richmond, sud de Burnaby, Pitt Meadows, Burnaby-Burmount, Burnaby-Capitol Hill, nord de Burnaby, Vancouver Nord - parc Mahon, Langley, aéroport de Hope, Maple Ridge, aéroport de Richmond, Coquitlam, Abbotsford-Mill Lake, Horseshoe Bay, pont d'Alex Fraser, île Annacis, Tsawwassen, aéroport d'Abbotsford, et White Rock. Il y a également une station à l'île Saturna qui est un emplacement regroupé faisant partie du Réseau canadien de surveillance de l'air et des précipitations (RCSAP) et du réseau du Mercury Trends Network du National Atmospheric Deposition Program.

Aux États-Unis, il y a les stations suivantes : Dans le réseau IMPROVE, il y a trois stations. Elles sont situées à Snoqualmie Pass, au parc des North Cascades, et aux monts Olympus. Le réseau du Mercury Deposition Network du National Atmospheric Deposition Program comprend une seule station, située à Seattle. Dans le réseau National Trends Network du National Atmospheric Deposition Program, il y a des stations à Alder Lake, un peu à l'ouest de Mont Rainier, et un peu au sud de Baker Lake. Le réseau du National Park Service (NPS) a une station dans les monts Olympus. Le réseau Washington State Monitoring Network comporte 28 stations, situées aux endroits suivants : Cheeka Peak, Neah Bay, Port Angeles, Port Townsend, Anacortes, Bellingham, Custer-Loomis,, Mont Vernon, Darrington, Marysville, Shelton-W Franklin, Lacey -- rue College, Yelm-Northern Pacific, Mont Rainier, Puyallup -- 128e rue, Enumclaw, Puyallup-Puyallup Tribe, Tacoma, Kent, North Bend, Issaquah-Lake Sammamish, Bellevue, Lake Forest Park-centre-ville, Edmonds, Bremerton, et trois stations à Seattle. Il y a également quatre sites de surveillance de la qualité de l'air regroupés dans l'État de Washington, notamment : Marysville (Washington State Monitoring Network et Chemical Speciation Network), Beacon Hill (Washington State Monitoring Network, Chemical Speciation Network et IMPROVE), Tacoma South L Street (Washington State Monitoring Network et Chemical Speciation Network) et Mount Rainier Tahoma Woods (National Atmospheric Deposition Program/National Trends Network ou « NADP/NTN », CASTNET et IMPROVE).

 

6.1.1 Réseaux de surveillance de la qualité de l’air de Georgia Basin

Le programme du Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique est une initiative conjointe au niveau fédéral, provincial, territorial et municipal visant à coordonner la collecte de données sur la qualité de l’air dans une base de données nationale unifiée (Dann et al., 2011). Le ministère de l’Environnement de la Colombie-Britannique, le Grand Vancouver et le district régional de la vallée du Fraser exploitent d’autres stations de surveillance pour répondre aux exigences de leurs propres programmes de surveillance de l’air ambiant. Par exemple, le Réseau de surveillance de la qualité de l’air de la vallée du bas Fraser est exploité par le Grand Vancouver et est composé de stations de surveillance de la qualité de l’air situées dans le Grand Vancouver et les districts régionaux de la vallée du Fraser. Les données sur la qualité de l’air et les données météorologiques de la plupart des stations sont recueillies automatiquement sur une base continue, transmises à l’administration centrale du Grand Vancouver et stockées dans une base de données électronique également archivée par le Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique (Metro Vancouver, 2011). Les mesures sont déclarées en temps quasi réel sur une base horaire, à moins que des analyses en laboratoire ne soient nécessaires. Les données sont utilisées pour communiquer au public des renseignements sur les polluants atmosphériques au moyen de rapports et de valeurs de la cote air santé, qui est émise par Environnement Canada. De plus, des organismes de la qualité de l’air locaux mènent des études de suivi environnemental spécialisées de façon indépendante ou en collaboration avec d’autres organismes.

Le Réseau canadien d’échantillonnage des précipitations et de l’air est exploité par la Division de la recherche sur la qualité de l’air de la Direction générale des sciences et de la technologie d’Environnement Canada. Les objectifs du Réseau canadien d’échantillonnage des précipitations et de l’air diffèrent de ceux du Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique notamment du fait que les mesures du premier réseau fournissent des données pour la recherche dans les domaines suivants : 1) les variations spatiales et temporelles des polluants et des dépôts atmosphériques à l’échelle régionale, 2) le transport atmosphérique à longue distance de polluants atmosphériques (y compris le transport transfrontalier), et 3) les processus atmosphériques et l’évaluation des modèles de transport chimique. Contrairement à la plupart des sites du Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique qui sont généralement situés dans les zones urbaines, suburbaines et industrielles, les sites du Réseau canadien d’échantillonnage des précipitations et de l’air sont établis dans des régions rurales et éloignées (Dann et al., 2011). À l’heure actuelle, un seul site du Réseau canadien d’échantillonnage des précipitations et de l’air se trouve dans le bassin atmosphérique de Georgia Basin, soit à l’île Saturna.

Les mesures du Réseau canadien d’échantillonnage des précipitations et de l’air portent sur quatre domaines spécifiques, à savoir : la composition chimique des précipitations (principaux ions et cations) (principalement des échantillons intégrés sur 24 heures prélevés quotidiennement, à l’exception du mercure), la composition chimique des particules atmosphériques (acides et basiques), la masse particulaire [particules fines (MP2,5) et grosses particules (MP10)] (échantillons intégrés sur 24 heures prélevés tous les trois jours) , et la concentration des gaz sélectionnés, y compris l’ozone (O3), le dioxyde de soufre (SO2), l’acide nitrique (HNO3), le monoxyde d’azote (NO)/dioxyde d’azote (NO2)/azote réactif total (NOy), le nitrate de peroxyacétyle (PAN), le mercure (Hg), et l’ammoniac (NH3) (moyenne horaire continue). Il convient de noter que le mercure dans les précipitations est recueilli au moyen d’un échantillon intégré sur 7 jours recueilli chaque mardi à 8 h, heure normale locale. Les méthodes de mesure du Réseau canadien d’échantillonnage des précipitations et de l’air comprennent des méthodes de filtration sélective selon la granulométrie et non sélective selon la granulométrie pour la composition et la masse des particules, des décomposeurs spécialisés, des filtres imprégnés, des appareils de surveillance continue pour les gaz et des collecteurs de dépôts humides pour la chimie des précipitations (Dann et al., 2011).

6.1.2 Réseaux de surveillance de la qualité de l’air de Puget Sound

La qualité de l’air ambiant dans le bassin atmosphérique de Puget Sound est principalement surveillée par le Washington State Monitoring Network. Le Washington State Monitoring Network est composé de stations locales et d’État de surveillance de l’air et de stations de surveillance spécialisées. Les données recueillies de ces stations sont déclarées chaque heure en temps quasi réel, à moins que des analyses en laboratoire ne soient nécessaires, et sont archivées dans le système de qualité de l’air de l’Environmental Protection Agency des États-Unis. Les stations locales et d’État de surveillance de l’air constituent un réseau de stations de surveillance dont la taille et la répartition sont en grande partie déterminées par les besoins des organismes de contrôle de la pollution de l’air à l’échelle locale et de l’État, soit pour respecter les recommandations en matière de surveillance du gouvernement fédéral, qui sont fondées sur les normes nationales américaines de qualité de l’air ambiant, soit pour répondre aux exigences de leur plan de mise en œuvre d’État (State Implementation Plan) respectif. Certains contaminants et emplacements ne faisant pas partie des réseaux de base sont surveillés par d’autres sites de mesure, appelés des stations de surveillance spécialisées. Ces stations temporaires et modifiables sont utilisées par des organismes locaux et d’État pour compléter les réseaux de surveillance fixes ainsi que pour répondre aux priorités et aux besoins changeants. Les données archivées des stations de surveillance spécialisées répondent à toutes les exigences en matière d’assurance de la qualité et de méthodologie pour la surveillance des stations locales et d’État de surveillance de l’air. D’autres sites de surveillance de la qualité de l’air ambiant sont exploités par le département de l’Intérieur des États-Unis (Service national des parcs) afin de fournir des renseignements sur la qualité de l’air pour les deux parcs nationaux dans le bassin atmosphérique de Puget Sound, soit Olympic et Mount Rainier. Ces données sont également archivées dans la base de données du système de qualité de l’air de l’Environmental Protection Agency des États-Unis.

L’évaluation des processus de dépôt atmosphérique dans l’État de Washington est menée par l’intermédiaire du National Atmospheric Deposition Program/National Trends Network. Le réseau est une initiative concertée de nombreux groupes, parmi lesquels les Stations expérimentales agricoles d’État, la Geological Survey des États-Unis, le département de l’Agriculture des États-Unis et d’autres entités gouvernementales et privées. Le but du réseau est de recueillir des données sur la chimie des précipitations afin d’en surveiller les tendances géographiques et temporelles à long terme. À chaque station, les précipitations sont prélevées chaque semaine et analysées : hydrogène (acidité sous la forme du pH), sulfates, nitrates, ammonium, chlorure et cations basiques (comme le calcium, le magnésium, le potassium et le sodium). En plus du National Trends Network, le National Atmospheric Deposition Program renferme le Mercury Deposition Network, qui fournit des données à long terme sur la concentration et les dépôts atmosphériques de mercure (Hg) totaux dans les précipitations aux États-Unis et au Canada. Tous les sites du Mercury Deposition Network suivent des procédures normalisées et possèdent des collecteurs et des jauges uniformes pour déterminer la composition chimique des précipitations. Chaque semaine, les échantillons de précipitations sont envoyés au laboratoire d’analyse du mercure de Frontier Global Sciences, Inc. pour déterminer la quantité totale de mercure. À l’heure actuelle, deux sites du National Atmospheric Deposition Program/Mercury Deposition Network (île Saturna et Seattle-National Oceanic and Atmospheric Administration) se trouvent dans le bassin atmosphérique de Georgia Basin/Puget Sound.

L’évaluation des dépôts secs est réalisée par le Clean Air Status and Trends Network (CASTNET). Le CASTNET est considéré comme la principale source américaine de données atmosphériques pour estimer les dépôts acides secs et obtenir des données sur les concentrations d’ozone en milieu rural. Les données sur les dépôts secs sont recueillies et analysées sur une base hebdomadaire tandis que les données sur l’ozone sont surveillées continuellement et leur moyenne est calculée et déclarée toutes les heures. La seule station de surveillance du CASTNET est située à Mount Rainier Tahoma Woods, dans l’État de Washington. Le CASTNET complète le réseau NADP/NTN. Ensemble, ces deux programmes de surveillance à long terme fournissent les données nécessaires pour estimer les tendances temporelles et spatiales des dépôts atmosphériques totaux.

La spéciation chimique des matières particulaires dans les zones urbaines et rurales est surveillée par le Chemical Speciation Network et le programme IMPROVE, respectivement. Le Chemical Speciation Network (anciennement le Speciation Trend Network) a été mis en œuvre pour appuyer les normes nationales américaines de qualité de l’air ambiant relatives aux particules fines (MP2,5). L’Environmental Protection Agency des États-Unis a établi le Chemical Speciation Network afin de fournir des données sur les particules fines (MP2,5) différenciées qui sont uniformes à l’échelle nationale et utilisées pour l’évaluation des tendances aux sites représentatifs dans les zones urbaines et suburbaines dans l’ensemble du pays. Le programme de surveillance IMPROVEa été établi afin de faciliter la création des plans de mise en œuvre du gouvernement fédéral américain et des États visant la protection de la visibilité dans les zones de catégorie I. Selon la Clean Air Act, cette désignation comprend les emplacements suivants qui existaient le 7 août 1977 : parcs nationaux de plus de 6 000 acres, aires de nature sauvage nationales et parcs nationaux commémoratifs de plus de 5 000 acres, et parcs internationaux. Le programme de surveillance IMPROVEmesure la masse volumique des particules fines (MP2,5), la masse des particules grossières [différence entre les grosses particules (MP10) et les particules fines (MP2,5)] et les composantes chimiques des particules fines (MP2,5), y compris le sulfate, le nitrate, le carbone organique, le carbone élémentaire, les éléments du sol et d’autres éléments traces. Ce réseau de sites mesure la qualité de l’air ambiant pour établir les conditions actuelles de la visibilité et des aérosols dans les zones de catégorie I obligatoires, déterminer les espèces chimiques et les sources d’émissions responsables des problèmes actuels de visibilité d’origine anthropique, documenter les tendances à long terme pour évaluer les progrès vers l’accomplissement de l’objectif national en matière de visibilité, et surveiller la brume sèche régionale dans toutes les zones fédérales de catégorie I dont la visibilité est protégée, dans la mesure du possible. Le bassin atmosphérique de Puget Sound possède quatre échantillonneurs du programme IMPROVEdans des zones de catégorie I ainsi qu’un cinquième échantillonneur installé au site de Beacon Hill à Seattle. La fréquence d’échantillonnage pour le Chemical Speciation Network et le programme IMPROVEvarie entre des échantillons sur 24 heures prélevés tous les jours et des échantillons prélevés tous les trois ou six jours.

6.1.3 Mesures de matières particulaires

Le débat sur la façon la plus appropriée de mesurer les particules en suspension dans l’air se poursuit. Les valeurs utilisées dans ce rapport sont tirées des inventaires nationaux de données sur la qualité de l’air canadiens et américains. Ces archives comprennent également des renseignements sur les instruments et les méthodes de contrôle et d’assurance de la qualité utilisés pour obtenir les données. Dans la plupart des cas, les données obtenues et fournies dans ce rapport sont compatibles entre les deux pays.

Mesures des matières particulaires dans le bassin de Georgia (adapté de Dann et al., 2011)

Au Canada, la méthode gravimétrique manuelle fondée sur des périodes de prélèvement de 24 heures avec des filtres (méthode n° : 8.06/1.0/M) a été adoptée comme la méthode de référence (MR) du Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique pour les mesures de particules fines (MP2,5) (Dann et al., 2011). Des objectifs de qualité des données (OQD) provisoires ont été établis afin que l’on puisse comparer les instruments de mesure en continu des particules fines (MP2,5) et les appareils de surveillance utilisant la méthode de référence. Les échantillonneurs sont pourvus d’« orifices » d’admission spécialement conçus pour permettre de mesurer un certain pourcentage de particules de diamètres différents. La taille ou la fraction des échantillons se définit par la coupure de 50 %, qui est la taille des particules à laquelle l’échantillonneur prélève 50 % de l’échantillon et rejette l’autre moitié. Un échantillonneur de particules fines (MP2,5) retient donc 50 % des particules d’un diamètre de 2,5 μm. Les particules de taille plus petite seront prélevées avec une efficacité qui augmente rapidement pour atteindre 100 %.

Les sites d’échantillonnage de spéciation sont équipés d’échantillonneurs dichotomiques séquentiels Thermo Partisol-Plus 2025-D et d’échantillonneurs de spéciation Thermal Partisol, modèle 2300. Ces unités utilisent des interfaces-utilisateurs (logiciel) et des systèmes de stockage des données semblables. L’échantillonneur de spéciation utilise des cartouches Chemcomb® conçues à l’Université Harvard et qui utilisent des décomposeurs en verre à structure en nid d’abeille et des cartouches filtrantes de Téflon® ou de nylon (Dann et al., 2011).

Les échantillonneurs sont utilisés une fois tous les trois jours, et les échantillons sont prélevés sur des périodes de 24 heures. On récupère un filtre à particules fines et un filtre à grosses particules dans l’échantillonneur dichotomique Partisol et trois cartouches Chemcomb® dans l’échantillonneur à spéciation. Les cartouches Chemcomb® scellées sont livrées prêtes à l’emploi; il ne reste plus qu’à les monter et à vérifier qu’elles ne présentent pas de risque de fuite. Une description complète des protocoles analytiques peut être obtenue auprès d’Environnement Canada (2004). Le carbone organique et le carbone élémentaire sont déterminés avec des filtres en fibre de quartz, notamment avec un analyseur de carbone thermo-optique DRI modèle 2001 (Atmoslytic Inc., Calabasas, Californie) et le protocole d’analyse IMPROVE(Interagency Monitoring of Protected Visual Environments). Tous les échantillons prélevés sont analysés à Ottawa (Dann et al., 2011). Il existe deux sites d’échantillonnage de spéciation dans le bassin de Georgia, situés au sud de Burnaby et à l’aéroport d’Abbotsford.

La surveillance en temps réel a commencé dans le Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique en 1995; le nombre d’instruments utilisés a rapidement augmenté et, en 2006, on comptait plus de 185 instruments de surveillance dans le réseau, dont une cinquantaine sont situés dans le bassin de Georgia. La majorité des instruments sont des appareils de surveillance continue par balance microélectronique (Tapered Element Oscillating Microbalance – (TEOM)) THERMO qui mesurent et indiquent chaque heure des valeurs de masse de particules fines (MP2,5). Depuis 2002, de nombreux appareils (TEOM) utilisés dans le Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique pour surveiller les particules fines (MP2,5) ont été équipés d’un système d’équilibrage des échantillons (sample equilibration system – SES). Il est à noter que seuls les appareils (TEOM) dans le réseau du Grand Vancouver sont munis de systèmes d’équilibrage des échantillons dans le bassin de Georgia. Le système d’équilibrage des échantillons intègre un dispositif spécial de séchage au NafionMD (à faible perte de particules) qui permet de conditionner un courant d’échantillons de matières particulaires à des taux d’humidité et à des températures plus bas (Dann et al., 2011). Sauf indication contraire, toutes les données sur les masses de particules fines (MP2,5) figurant dans ce chapitre proviennent d’appareils (TEOM)-SES utilisés à une température de 30 °C ou d’appareils (TEOM) utilisés uniquement à une température de 40 °C.

L’ajout de la surveillance en temps réel des matières particulaires au Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique a grandement amélioré la résolution spatiale et temporelle du réseau. Cependant, comme avec toutes les méthodes de mesure de la masse des particules ou des aérosols suspendus dans l’air, il y a des incertitudes quant aux mesures d’appareils (TEOM) associées à la perte de composants chimiques semi-volatils. En raison de la composition physique et chimique hétérogène des particules fines (MP2,5), il n’existe pas de norme de référence convenable pour étalonner les instruments de mesure des particules fines (MP2,5). Par conséquent, les particules fines (MP2,5) ne peuvent être définies que sur le plan opérationnel en fonction de la méthode de détermination et d’échantillonnage de masse utilisée. L’Environmental Protection Agency des États-Unis a défini une méthode de référence fédérale (FRM) pour l’échantillonnage des particules fines (MP2,5), qui comprend des critères basés sur la conception et les résultats pour l’échantillonneur et le traitement en laboratoire ultérieur du filtre de l’échantillonneur. L’étalonnage des échantillonneurs de matières particulaires à des fins de précision est estimé comparativement à l’instrument utilisant la méthode de « référence » désignée. Des limites de spécifications liées aux résultats sont utilisées pour contrôler la précision générale de l’échantillonnage des matières particulaires (Dann et al., 2011).

À un certain nombre d’emplacements au Canada, des appareils (TEOM), des appareils de mesure BAM (Beta Attenuation Monitoring – BAM) et des appareils de surveillance continue par balance microélectronique avec système de filtrage dynamique (Tapered Element Oscillating Microbalance – Filter Dynamics Measurement System ou « (TEOM-FDMS) »), ainsi qu’un certain nombre d’autres instruments disponibles dans le commerce, ont été combinés à des échantillonneurs à filtre utilisant la méthode de référence. En outre, de nombreuses comparaisons des méthodes de mesure manuelle et en continu des particules fines (MP2,5) ont été effectuées. Des données préliminaires confirment les résultats d’études similaires menées en Europe, aux États-Unis et dans l’ouest du Canada, notamment que les mesures de masse avec des appareils (TEOM) pendant la saison froide sont généralement inférieures aux mesures de la masse établies par méthode gravimétrique manuelle (méthode de référence du Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique) principalement à cause de la volatilisation de composés semi-volatils à partir des appareils (TEOM) (Allen et al., 1997; Environnement Canada, 2004, Dann et al., 2006). Cette différence entre les appareils (TEOM) et la méthode de référence durant la saison froide est relativement constante dans l’ensemble du Canada. La concordance entre les méthodes de mesure par appareil (TEOM) et échantillonneur à filtre durant la saison chaude est habituellement très bonne (Environnement Canada, 2004).

Mesures des matières particulaires dans Puget Sound [adapté de (WA DOE) (2000a et 2000b)]

Dans l’État de Washington, une méthode de référence fédérale sur 24 heures utilisant des filtres pour les mesures des particules fines (MP2,5) est également utilisée ((WA DOE), 2000a). Un échantillonneur d’air séquentiel Partisol®, modèle 2025, s’appuie sur un volume connu de l’air ambiant à un débit constant par l’entremise d’un orifice sélectif suivi d’un impacteur WINS (séparateur des tailles des particules). Les particules dans le spectre de dimensions des particules fines (MP2,5) sont ensuite recueillies sur un filtre de Téflon® au cours d’une période d’échantillonnage de 24 heures précise. Chaque filtre d’échantillon est pesé avant et après l’échantillonnage afin de déterminer le gain de poids net (masse) des particules fines prélevées (MP2,5). Cette concentration massique est indiquée en microgrammes par mètre cube dans des conditions ambiantes. La méthode de référence pour l’échantillonnage des particules fines (MP2,5) se trouve dans le Code of Federal Regulations (40 CFR , annexe L, partie 50) ((WA DOE), 2000a). Trois échantillonneurs utilisant la méthode de référence fédérale sont actuellement exploités dans la région de Puget Sound. Ces derniers se trouvent à Marysville (échantillonnage quotidien), à Tacoma (échantillonnage quotidien) et à Seattle-Beacon Hill (exploité une fois tous les trois jours).

Les appareils (TEOM) ont été utilisés par le Air Quality Program du département de l’Écologie de l’État de Washington, la Puget Sound Clean Air Agency et la Spokane Regional Clean Air Agency à certains sites. L’appareil (TEOM) de Rupprecht et Patashnick (R&P), série 1400a, qui est configuré pour prélever des échantillons des particules fines (MP2,5) et générer des concentrations dans des conditions réelles, est situé au même emplacement qu’un échantillonneur utilisant la méthode de référence fédérale pour mesurer les particules fines (2,5). L’appareil (TEOM) fournit des données continues qui seront utilisées pour compléter les données obtenues avec la méthode de référence fédérale pour déterminer les cycles diurnes, déterminer la nécessité d’augmenter la fréquence de l’échantillonnage au moyen de la méthode de référence fédérale, évaluer les données en temps réel pour émettre des alertes ou mettre en œuvre des stratégies de contrôle, et fournir des données lorsque l’échantillonneur appliquant la méthode de référence fédérale ne prélève pas d’échantillons. La première étape de l’appareil (TEOM) est la séparation des particules, qui consiste à tirer un volume d’air contrôlé (16,67 L/min) à travers un séparateur cyclonique. L’orifice du séparateur cyclonique élimine les particules dont le diamètre est supérieur à 2,5 mm et permet à celles dont le diamètre est de 2,5 mm ou moins d’être recueillies sur la surface d’un filtre de fibre de verre recouvert de Téflon®. Afin de minimiser un biais causé par l’humidité atmosphérique, le courant d’échantillons entrant dans le capteur de l’appareil (TEOM) est chauffé pour réduire au minimum l’eau recueillie sur le filtre d’échantillon. À mesure que l’air est tiré dans l’appareil (TEOM), le courant d’échantillons (débit principal) est chauffé à la base de l’entrée d’air. La température de la partie supérieure du transducteur de masse, du reste du transducteur de masse et à l’intérieur du capteur est réglée à des valeurs de réglage précises ((WA DOE), 2000b).

Puisque les appareils (TEOM) de R&P faisant partie de la série 1400a ne corrigent pas la volatilisation de la masse des particules fines (MP2,5) de la microbalance, les résultats sont souvent sous-estimés par rapport aux échantillonneurs utilisant la méthode de référence fédérale. Plusieurs organismes de surveillance de la qualité de l’air dans l’État de Washington ont abandonné progressivement ces appareils (TEOM) pour les remplacer par des appareils (TEOM) utilisant la méthode équivalente fédérale, qui comprennent un module avec un appareil de surveillance continue par balance microélectronique avec système de filtrage dynamique. Ce module compense la volatilisation de la masse d’aérosol en changeant le débit à un courant d’air épuré de référence toutes les six minutes. La masse perdue de la microbalance au cours de ces six minutes est ensuite ajoutée par programmation (ThermoFisher Scientific, 2009). En 2011, aucun appareil (TEOM) n’utilisant pas la méthode équivalente fédérale (R&P 1400a) n’était exploité dans la région de Puget Sound.

Des néphélomètres sont également très répandus dans l’ensemble de l’État. Ces derniers mesurent la lumière diffusée par les particules et se servent d’une corrélation avec un échantillonneur utilisant la méthode de référence fédérale pour les convertir en particules fines MP2,5). Les corrélations sont prédéterminées selon les données regroupées obtenues dans un bassin atmosphérique dont les aérosols présentent des caractéristiques similaires ((WA DOE), 2008).

6.2 Résumé du chapitre

La qualité de l’air de l’ensemble du bassin atmosphérique de Georgia Basin/Puget Sound est surveillée régulièrement au moyen de divers réseaux de surveillance de la qualité de l’air. Les trois principaux indicateurs de la qualité de l’air ambiant suivis par ces réseaux sont les concentrations des polluants gazeux, les particules (et les constituants) et les dépôts de surface des contaminants.

En Colombie-Britannique, la qualité de l’air est mesurée par le Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique, le Réseau canadien d’échantillonnage des précipitations et de l’air, le ministère de l’Environnement de la Colombie-Britannique et le Réseau de surveillance de la qualité de l’air de la vallée du bas Fraser. Dans l’État de Washington, la qualité de l’air est surveillée par le Washington State Monitoring Network ((WNSM)), le National Atmospheric Deposition Program (NADP), le Clean Air Status and Trends Network (CASNET), le Chemical Speciation Network (CSN) et le réseau Interagency Monitoring of Protected Visual Environments (IMPROVE). Les concentrations des polluants atmosphériques sont mesurées, soumises à un contrôle de la qualité et archivées à l’aide de procédures et de méthodes comparables. Selon le type de mesures et le protocole du réseau, la fréquence d’échantillonnage peut varier : une fois par heure, une fois tous les trois ou six jours, une fois par semaine ou « selon les événements ».

Les méthodologies et les instruments utilisés au Canada et aux États-Unis pour mesurer les matières particulaires fines (MP2,5) sont généralement semblables, mais certaines différences existent. Dans la plupart des cas, les données sur les matières particulaires fines (MP2,5) fournies dans le présent rapport sont compatibles entre les deux pays, et ce, même s’il existe certaines différences entre les méthodologies et les instruments utilisés.

6.3 Références

Allen, G., Sioutas, C., Koutrakis, P., Reiss, R., Lurmann, F.W., Roberts, P.T. 1997. Evaluation of the (TEOM) method for measurement of ambient particulate mass in urban areas. Journal of the Air and Waste Management Association47:682-689.

Dann, T., White, L., Biron, A. 2006. Performance of Continuous PM2.5 Monitors at a Monitoring Site in Ottawa, Canada. National Air Monitoring Conference de l’Environmental Protection Agency des États-Unis, novembre 2006.

Dann, T., Vingarzan, R., Chan, E., Vet, B., Brook, J., Martinelango, K., Shaw, M., Dabek, E., Wang, D., Herod, D. 2011. Chapitre 3 : Ambient Measurements and Observations. In: Canadian Smog Science Assessment.(résumé)
Environment Canada and Health Canada. Environnement Canada et Santé Canada. Environnement Canada, Direction générale de la science et de la technologie, 4905 rue Dufferin, Dowsview (Ont.), M3H 5T4. [disponible sur demande].

Environnement Canada. 2004. Performance of Continuous PM2.5 Monitors at Canadian Monitoring Locations. Groupe de travail technique des gestionnaires du Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique sur les technologies de mesure des matières particulaires, novembre 2004.

Metro Vancouver. 2011. 2010 Lower Fraser Valley Air Quality Summary. Metro Vancouver, 4330 Kingsway, Burnaby (C.-B.), Canada, V5H 4G8.

ThermoFisher Scientific. 2009. FEM Approved PM2.5 Continuous Samplers. Proceedings, 2009 monitoring conference. [consulté le 6 avril 2011].

[(WA DOE)] Washington Department of Ecology. 2000a. PM2.5 Single Channel Sampler Procedure. Air Quality Program Publication 00-02-013. [consulté le 15 juillet 2010].

[(WA DOE)] Washington Department of Ecology. 2000b. PM2.5 Tapered Element Oscillating Microbalance Procedure. Air Quality Program Publication 00-02-007. [consulté le 15 juillet 2010].

[(WA DOE)] Washington Department of Ecology. 2008. Nephelometer Operating Procedure. Air Quality Program Publication 01-02-001. [consulté le 6 avril 2011].

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7. Ozone

Roxanne Vingarzan (Environnement Canada), Robert Kotchenruther (Environmental Protection Agency, Région 10), Sarah Hanna et Rita So (Environnement Canada), Ranil Dhammapala (Département de l’Écologie de l’État de Washington)

L’ozone troposphérique (O3), un élément important dans la composition du smog, a reçu une attention particulièrement importante au cours des dernières décennies. Une bonne partie de cette attention a été portée sur la reconnaissance de ses effets nocifs sur la santé humaine, les cultures et la végétation. Ce chapitre présente la formation de l’ozone troposphérique, les tendances saisonnières et à long terme des concentrations ambiantes d’ozone, ainsi que le régime de production d’ozone dans le bassin atmosphérique de Georgia Basin/Puget Sound.

7.1 Chimie de l’ozone troposphérique

L’ozone est un constituant trace important de l’atmosphère. Il est généralement présent à des concentrations mesurables à partir de la surface jusqu’à 50 km en altitude. Environ 90 % de l’ozone se trouve dans la stratosphère, avec des concentrations de pointe près des altitudes de 17 km. Cette région stratosphérique à forte concentration en ozone est appelée la couche d’ozone. Par l’entremise du cycle ozone-oxygène, la couche d’ozone joue un rôle essentiel dans la protection de la Terre contre le rayonnement ultraviolet nocif.

Toutefois, la chimie et les effets environnementaux de l’ozone sont assez différents dans la troposphère. L’ozone troposphérique joue un rôle important dans le smog urbain, en tant que polluant secondaire commun, régional, qui interagit avec d’autres polluants de l’air comme le NOx et les composés organiques volatils (COV). Par rapport à l’ozone stratosphérique, l’ozone au niveau du sol, également appelé l’ozone troposphérique, joue un rôle plus important dans la qualité de l’air, et sera, par conséquent, l’objet de ce chapitre. À moins d’indication contraire, l’ozone renverra à l’ozone troposphérique.

Les trois principaux déterminants de la chimie de l’ozone sont les émissions de NOx, de composés organiques volatils et de la lumière du soleil. L’ozone est produit par photolyse du dioxyde d’azote (NO2), ce qui permet de créer de l’oxyde nitrique (NO) et un seul atome d’oxygène. Cet atome d’oxygène s’associe ensuite à l’oxygène moléculaire (O2) pour former l’ozone (O3). En l’absence de composés organiques volatils, l’O3réagit avec le NO pour former de nouveau le NO2, ce qui génère une production nette d’ozone nulle; cette réaction est nommée titrage de NOx. Lorsque les composés organiques volatils sont présents, ils peuvent réagir en présence de la lumière du soleil (principalement) et créer des radicaux qui à leur tour réagissent avec le NO pour former de nouveau le NO2, et concurrencer le type de réaction qui consume l’O3, générant la production nette d’ozone. Par conséquent, les concentrations d’O3 augmentent lorsque des quantités suffisantes de NOx et de composés organiques volatils sont présentes avec une lumière du soleil appropriée. L’augmentation des niveaux d’ozone a un impact positif sur la formation d’ozone et de matières particulaires fines grâce à la production de radicaux hydroxyles, ce qui génère des radicaux organiques, des nitrates organiques et de l’acide nitrique. Le rapport des concentrations ambiantes de composés organiques volatils par rapport au NOx est très important pour le taux de production d’ozone. La relation de ce rapport à la production d’ozone est assez bien comprise (NARSTO, 2000). Le diagramme EKMA (Empirical Kinetic Modelling Approach) (Figure 7.1) est une approche de modèle à boîte simple servant à estimer la quantité d’ozone produite à différentes concentrations de composés organiques volatils et de NOx. Le modèle indique que, en l’absence de transport important d’ozone dans la région, le rapport composés organiques volatils/NOx d’environ 8:1 est optimal pour la formation d’ozone. Si le rapport local tombe en dehors de la plage optimale, la production d’ozone est limitée par la capacité d’une espèce à lutter pour obtenir les oxydants disponibles (principalement des radicaux OH). Il s’agit d’un concept important dans la compréhension de la production d’ozone dans le bassin atmosphérique de Georgia Basin/Puget Sound. Des modèles plus complets qui incluent la dynamique et le transport peuvent donner un aperçu plus clair de l’incidence des stratégies de contrôle dans le bassin atmosphérique.

Figure 7.1 Relation entre les NOx, les composés organiques volatils et l’ozone, exprimée sous forme de diagramme EKMA(NARSTO, 2000).

Figure 7.1 Relation entre les NOx, les composés organiques volatils et l’ozone, exprimée sous forme de diagramme Ekma (NARSTO, 2000). (Voir la description ci-dessous)

Description de la figure 7.1

La figure 7.1 est un diagramme EKMA avec la concentration en COV (en ppmC) marquée sur l'axe x, et les concentrations en NOx (en ppm) marquée sur l'axe y. La plage de concentration en COV est de 0 à 2 ppmC, et la plage de concentration en NOx est de 0 à 0,25 ppm. Également marqués sont les isoplèthes d'ozone à 0,08, 0,12, 0,2, 0,3, 0,35 et 0,4 ppm. Une ligne est également tracée le long du rapport COV/NOx de 8:1. Cette ligne s'étend en diagonale de l'origine au coin supérieur droit. Le régime limité des COV survient lorsque le rapport COV/NOx est largement inférieur à 8/1, c'est-à-dire lorsqu'il se situe dans la zone au-dessus de la ligne 8/1 des COV/NOx. Dans ce cas, la source OH est inférieure à la source NOx et les isoplèthes d'ozone se situent à des concentrations NOx légèrement supérieures à mesure que la concentration de COV augmente. Le régime limité de NOxsurvient lorsque le rapport COV/NOx est largement supérieur à 8/1, c'est-à-dire lorsqu'il se situe dans la zone au-dessous de la ligne 8/1 des COV/NOx. Dans ce cas, la source OH est supérieure à la source NOx et les isoplèthes d'ozone se situent à des concentrations NOx légèrement décroissantes à mesure que les concentrations de COV augmentent.

 

7.2 Ozone de fond

Aux fins de cette discussion, l’ozone de fond est défini comme le niveau ambiant d’ozone découlant d’émissions anthropiques et naturelles à l’extérieur du bassin atmosphérique et des sources naturelles dans le bassin atmosphérique. L’ozone de fond est important en tant que composant de l’ozone à l’échelle locale et indique la limite inférieure qui peut être atteinte au moyen d’efforts de réduction à l’échelle locale.

7.2.1 Sources d’ozone de fond

Il existe trois sources d’ozone de fond documentées comme il est décrit dans (Dann et al., 2011) : 1) le mélange en aval de la haute troposphère à la surface, 2) le transport d’ozone de l’extérieur du bassin atmosphérique, et 3) la production photochimique in situ découlant du transport naturel (méthane biosynthétique, NOx, composés organiques volatils) et l’ozone transporté des précurseurs tels que le PAN (nitrate de peroxyacétile). Les principales sources épisodiques d’ozone de fond en Colombie-Britannique sont les suivantes :

  • Intrusions d’air riche en ozone stratosphérique au cours des événements de repliement stratosphérique (Bovis, 2003)
  • Transport transpacifique de l’ozone d’origine anthropique (Jaffe et al., 2004)
  • Transport transpacifique de l’ozone généré par la combustion de la biomasse (Keating et al., 2005).
  • « Ozone naturel » généré localement à partir de la foudre et des incendies de forêt.

L’importance relative de ces sources épisodiques d’ozone de fond pour la Colombie-Britannique est quantifiée dans le tableau 7.1.

Tableau 7.1 Incidence des événements épisodiques à partir des sources d’ozone de fond en Colombie-Britannique (adapté de McKendry, 2006).
Sources de fondConcentration maximale d’ozone dans l’air ambiantDurée de l’événementContribution de l’ozone de fond à l’air ambiantÉtendue spatialeFréquence
Intrusion stratosphérique 130 à 40 ppbjoursentre 50 et 100 %
(de 20 à 40 ppb)
au niveau régionalplusieurs fois par année
Épisodes d’ozone anthropique transpacifique 2>80 ppb à la troposphère moyenne
40 ppb au sol
plusieurs heures à plusieurs jours50 % à la troposphère moyenne
De 0 à 10 % au sol (5 ppb)
au niveau régionalprintemps
4 à 6 cas par décennie
Panaches transpacifiques issus de la combustion de biomasse 396 ppbheuresPanache de Sibérie 15 % (15 ppb) de 50 % des concentrations « normales » d’ozone de fondau niveau régionalplusieurs fois par décennie
Incendies dans les forêts locales 460 ppbjoursvariables en fonction de l’endroit de l’incendieau niveau localinter-annuels

Remarques :

1 Bovis (2003)

2 Jaffe et al. (2003)

3Keating et al. (2005); Bertschi et Jaffe (2005), Bertschi et al. (2004), Jaffe et al. (2004)

4 En fonction de l’analyse de l’événement de Kelowna en 2003

Description du tableau 7.1

Le tableau 7.1 présente l'incidence de quatre sources d'ozone de fond en Colombie-Britannique.

La première rangée du tableau contient les en-têtes « Sources de fond », « Concentration maximale d'ozone dans l'air ambiant », « Durée de l'événement », « Contribution de fond à l'air ambiant », « Étendue spatiale », et « Fréquence ». La première colonne montre les différentes sources de fond prises en compte. Elles sont :

  • Intrusion stratosphérique (référence : Bovis [2003])
  • Épisodes d'ozone anthropique transpacifique (référence : Jaffe et al. [2003])
  • Panaches transpacifiques issus de la combustion de biomasse (références : Keating et al. [2005]; Bertschi et Jaffe [2005], Bertschi et al. [2004], Jaffe et al.[2004])
  • Incendies dans les forêts locales (en fonction de l'analyse de l'événement de Kelowna en 2003)

La deuxième à la sixième colonnes donnent les détails sur la façon dont chaque type de source de fond a une incidence sur l'ozone en Colombie-Britannique.

La concentration maximale d'ozone dans l'air ambiant pour l'intrusion stratosphérique est de 30 à 40 ppb, la durée de l'événement se mesure en jours, la contribution de fond à l'air ambiant est de 50 à 100 % (20 à 40 ppb), l'étendue spatiale est régionale, et la fréquence est plusieurs fois par année.

La concentration maximale d'ozone dans l'air ambiant pour les épisodes d'ozone anthropique transpacifique est de plus de 80 ppb dans la troposphère moyenne et de 40 ppb près du sol, la durée de l'événement se mesure en heures ou en jours, la contribution de fond à l'air ambiant est de 50 % dans la troposphère moyenne et de 0 à 10 % au sol (5 ppb), l'étendue spatiale est régionale, et la fréquence est quatre à six fois par décennie, au printemps.

La concentration maximale d'ozone dans l'air ambiant pour les panaches transpacifiques issus de la combustion de biomasse est de 96 ppb, la durée de l'événement se mesure en heures, la contribution de fond à l'air ambiant correspond à la panache de Sibérie 15 % (15 ppb) de 50% des concentrations « normales » d'ozone de fond, l'étendue spatiale est régionale, et la fréquence est plusieurs fois par décennie.

La concentration maximale d'ozone dans l'air ambiant pour les incendies dans les forêts locales est de 60 ppb, la durée de l'événement se mesure en jours, la contribution de fond à l'air ambiant est variable selon l'endroit de l'incendie, l'étendue spatiale est locale, et la fréquence est interannuelle.

 

L’intrusion de l’ozone de la stratosphère dans la troposphère a été analysée par plusieurs études dans la vallée du bas Fraser. Bovis (2003) a utilisé un isotope radioactif du béryllium (7Be), servant de traceur pour l’ozone stratosphérique, et a conclu que cette source pourrait contribuer de 20 à 40 ppb aux concentrations de pointe d’ozone à court terme. Toutefois, on a constaté que leur incidence épisodique sur ces concentrations d’ozone de fond au niveau du sol était relativement faible. En outre, l’étude n’a pas relevé de fréquence accrue des échanges stratosphère-troposphère (EST) durant le printemps, lorsque les concentrations médianes d’ozone sont notamment les plus élevées. Les événements d’intrusion stratosphérique sont généralement plus importants dans les sites les plus élevés (Dann et al., 2011). Bien que leur impact n’ait pas été quantifié dans le tableau 7.1, il est également possible que l’ozone de la troposphère haute descende à la surface dans des conditions particulières. Vingarzan et al. (2007) ont découvert que les concentrations élevées d’ozone en hiver s’élevant jusqu’à 77 ppb étaient associées à un mouvement vertical coïncidant avec le passage des fronts froids.

Le transport épisodique transpacifique de l’ozone (généré par combustion de biomasse ou combustion anthropique en Asie) peut augmenter de 5 à 15 ppbles concentrations au niveau du sol à court terme, sur la côte ouest de l’Amérique du Nord (McKendry, 2006). Jaffe et al. (2004) ont démontré que les vastes feux irréprimés en Sibérie au cours de l’été 2003 ont probablement eu une incidence importante sur le dépassement de la norme d’ozone (O3) à Enumclaw, Washington, lorsque les concentrations moyennes sur une période de huit heures ont atteint 96 ppb. Sur ces concentrations, 15 ppbétaient attribués au panache des incendies sibériens. Les études de modélisation indiquent que les concentrations d’ozone troposphérique dans le bassin atmosphérique de la région de Puget Sound sont plus sensibles aux émissions asiatiques comparativement à d’autres régions des États-Unis (CNRC, 2009), du fait d’être situées sous le vent par rapport à ces émissions. La contribution du transport grande distance sur les niveaux ambiants d’ozone dans le bassin atmosphérique est examinée plus en détail dans le chapitre 11, « Transport transfrontalier ».

7.2.2 Moyenne et tendances de l’ozone de fond

Vingarzan (2004) a estimé que le niveau d’ozone de fond moyen au Canada était de 20 à 35 ppb et variait en fonction des saisons, notamment avec une valeur pic au printemps. Ceci est comparable au niveau d’ozone de fond pertinent relatif à la politique de 20 à 40 ppbaux États-Unis (CNRC, 2009). Au cours des trois dernières décennies, le niveau d’ozone de fond à des latitudes moyennes dans l’hémisphère Nord a connu une hausse d’environ 0,5 % à 2 % par année (Vingarzan, 2004). Cette augmentation est apparue en dépit d’une diminution des pics de concentration d’ozone dans la plupart des zones les plus densément peuplées des États-Unis, du fait des réductions des émissions locales de NOx et des hydrocarbures non méthaniques (HCNM) (USEPA, 2003).

Le niveau d’ozone de fond de 20 à 35 ppb représente environ 50 % du standard pancanadien pour l’ozone et environ 35 % de la norme nationale actuelle sur la qualité de l’air ambiant aux États-Unis (U.S. National Ambient Air Quality Standard) de 75 ppb. Étant donné la variabilité à court terme des sources d’ozone de fond, McKendry (2006) indique qu’il est probable que le standard pancanadien puisse être occasionnellement dépassé en Colombie-Britannique par les sources d’ozone de fond seules ou par l’effet additif de l’ozone anthropique produit localement et des niveaux d’ozone de fond.

Une étude plus récente menée par Chan et Vet (2009) a permis d’analyser l’ozone de fond sur 97 sites non urbains au Canada et aux États-Unis au cours de la période allant de 1997 à 2006. L’analyse des rétrotrajectoires regroupées a été effectuée pour déterminer le secteur de l’air de fond le plus pur pour chaque site. Dans la région de Georgia Basin, la concentration d’ozone de fond variait par année de 14 à 24 ppb. Les niveaux d’ozone de fond présentaient des variations saisonnières et diurnes, avec des concentrations allant de 22 à 24 ppb au printemps et de 15 à 23 ppb en hiver (Dann et al., 2011; Chan et Vet (2009)). Il s’est avéré que les niveaux d’ozone de fond ont considérablement augmenté de 0,28 ppb/année au printemps et de 0,72 ppb/année en été. Au niveau de la marge d’erreur, ces valeurs sont cohérentes avec d’autres renseignements sur les tendances pour les sites de référence de la côte ouest des États-Unis, variant entre 0,3 et 0,4 ppb/année (CNRC, 2009).

7.3 Cycles saisonniers et diurnes de l’ozone dans l’air ambiant

7.3.1 Cycles saisonniers

Les mesures de l’ozone recueillies dans les zones urbaines, suburbaines et rurales dans le bassin atmosphérique fournissent une bonne description des variations dans la répartition spatiale et temporelle des concentrations d’ozone. Généralement, les mesures de l’ozone sont analysées pour la période de pointe de la saison estivale de l’ozone de mai à septembre. Sachant que la production photochimique d’ozone dépend de la chaleur et de l’ensoleillement (à l’exception des précurseurs de NOx et de composés organiques volatils), le potentiel de formation d’ozone atteint une période de pointe au cours de l’été. Les concentrations les plus élevées d’ozone pour l’année sont enregistrées au cours de cette période, qui est associée aux événements ou épisodes de pointe de courte durée.

Figure 7.2 illustre le rapport mensuel des diagrammes en boîtes relatifs aux concentrations d’ozone sur les sites de surveillance de l’ozone à l’année à Puget Sound et à l’est de Surrey dans le bassin atmosphérique de Georgia Basin. Certains sites récemment abandonnés avec des enregistrements de données à long terme sont également présentés. Comme c’est habituellement le cas pour la région, les plus fortes valeurs maximales sont relevées entre mai et août et les plus fortes concentrations mensuelles moyennes sont relevées au cours du printemps. Cette concentration maximale d’ozone au printemps est liée à la production supérieure d’ozone par des réactions photochimiques améliorées dépendantes des ultra-violets et par une concentration saisonnière maximale dans le transport transpacifique d’ozone et de précurseurs d’ozone (Vingarzan, 2003). Des concentrations plus faibles pendant l’automne et l’hiver sont causées par une diminution de la production à l’échelle locale en raison de températures plus fraîches et du rayonnement solaire moindre.

Figure 7.2 Diagrammes en boîtes des concentrations maximales d’ozone pendant 8 heures sur les sites à l’année dans le bassin atmosphérique du Georgia Basin/Puget Sound.

Figure 7.2. Diagrammes en boîtes des concentrations maximales d’ozone pendant 8 heures sur les sites à l’année dans le bassin atmosphérique du Georgia Basin/Puget Sound. (Voir la description ci-dessous)

Remarques : « IQR » (boîte bleue) est défini comme la fourchette interquartile; les valeurs aberrantes ne sont pas nécessairement importantes d’un point de vue statistique

Description de la figure 7.2

La figure 7.2 montre les diagrammes en boîtes mensuels de la concentration d'ozone maximale moyenne chevauchante sur 8 heures (en ppb) pour sept sites à l'année dans le bassin de Georgia et le bassin atmosphérique de Puget Sound. La valeur médiane, la valeur moyenne, l'intervalle interquartile (IQR), la valeur de l'intervalle interquartile égale à 1,5 fois, et toute valeur aberrante sont montrés (les valeurs aberrantes ne sont pas statistiquement significatives).

Pour Seattle-Beacon Hill, il y a des données de mars 2007 à octobre 2011. La concentration maximale la plus élevée est enregistrée en mai (environ 50 ppb) et les concentrations mensuelles moyennes les plus élevées se produisent en avril et en mai (environ 35 ppb). La concentration mensuelle moyenne minimale est enregistrée d'octobre à février, et est d'environ 20 ppb.

Pour l'est de Surrey, il y a des données de janvier 1994 à décembre 2008. La concentration maximale la plus élevée est enregistrée en mai (environ 60 ppb) et les concentrations mensuelles moyennes les plus élevées se produisent en avril et en mai (environ 40 ppb). La concentration mensuelle moyenne minimale est enregistrée d'octobre à janvier, et est d'environ 15 ppb.

Pour Tahoma Woods, il y a des données d'octobre 1991 à août 2011. La concentration maximale la plus élevée est enregistrée en juillet (environ 75 ppb) et les concentrations mensuelles moyennes les plus élevées se produisent en avril et en mai (environ 40 ppb). La concentration mensuelle moyenne minimale est enregistrée d'octobre à janvier, et est d'environ 20 ppb.

Pour Cheeka Peak, il y a des données de mai 2003 à octobre 2011. La concentration maximale la plus élevée est enregistrée en avril (environ 60 ppb) et la concentration mensuelle moyenne la plus élevée se produit en avril (environ 45 ppb). La concentration mensuelle moyenne minimale est enregistrée en juillet et en août, et est d'environ 25 ppb.

Pour Marblemount, il y a des données de février 1996 à décembre 2007. Les concentrations maximales les plus élevées sont enregistrées en juillet et en août (environ 60 ppb) et la concentration mensuelle moyenne la plus élevée se produit en avril (environ 35 ppb). La concentration mensuelle moyenne minimale est enregistrée d'octobre à janvier, et est d'environ 15 ppb.

Pour le Mont Rainier, il y a des données de juillet 1998 à octobre 2011. La concentration maximale la plus élevée est enregistrée en août (environ 70 ppb) et les concentrations mensuelles moyennes les plus élevées se produisent en mars et en avril (environ 45 ppb). La concentration mensuelle moyenne minimale est enregistrée en juin, et est d'environ 35 ppb.

Pour le parc national Olympique, il y a des données de septembre 1991 à décembre 2004. La concentration maximale la plus élevée est enregistrée en mai (environ 45 ppb) et les concentrations mensuelles moyennes les plus élevées se produisent en avril et en mai (environ 35 ppb). La concentration mensuelle moyenne minimale est enregistrée de juillet à janvier, et est d'environ 20 ppb.

 

Il est également évident d’après Figure 7.2, que le Mont Rainier et Cheeka Peak affichent des profils clairement différents des autres sites. Le Mont Rainier est un site de fond en haute altitude (1,615 m) qui est souvent dissocié de la couche limite. L’amplitude des moyennes mensuelles n’est pas aussi prononcée qu’à d’autres sites, même des concentrations élevées d’ozone pendant les mois d’été sont parfois observées à cet endroit en raison de l’influence des incendies de forêt. Cheeka Peak, un site de fond côtier élevé (478 m), mis en place dans le but de mesurer les concentrations de fond, advecté vers les États-Unis par l’océan Pacifique, présente le profil typique dominé au printemps des sites de fond.

Pour mieux visualiser la comparaison des concentrations d’ozone entre différents emplacements, les différences mensuelles entre les sites sélectionnés ont été examinées (figure 7.3). Le profil saisonnier de l’ozone de Beacon Hill et de l’est de Surrey en dehors des mois d’été se caractérise par des concentrations inférieures aux concentrations d’ozone ambiantes. Il s’agit d’une conséquence de « Titrage de NOx » dans les zones urbaines (voir la section suivante). Les concentrations du site de Surrey sont légèrement plus élevées que celles de Beacon Hill pendant les mois d’été, sachant que ce dernier site est situé dans une zone suburbaine alors que le site de Surrey est situé en centre-ville. Tahoma Woods, situé dans le parc national du Mont Rainier, est à 415 m au-dessus du niveau de la mer. L’influence du panache urbain à Tahoma Woods est évidente dans les niveaux d’O3 plus élevés par rapport au site de Cheeka Peak pendant les mois d’été. Les concentrations à Tahoma Woods également sont habituellement plus élevées qu’à Beacon Hill (figure 7.2), probablement en raison de l’absence d’effet de titrage du NOx susmentionné. Tahoma Woods et le site non abandonné de Marblemount dans les North Cascades (108 m) ont montré des tendances très similaires tout au long de l’année (figure 7.2), mais la concentration d’ozone à Tahoma Woods était supérieure à celle mesurée sur le site du parc national Olympique (427 m) pendant l’été (différences médianes mensuelles très proches de zéro entre octobre à mai) (non illustrées). La raison possible est que le parc national Olympique est rarement influencé par les panaches urbains, contrairement à Tahoma Woods qui est souvent influencé par les panaches urbains de la région de Seattle-Tacoma. Certaines influences urbaines ou la production d’ozone à l’échelle locale en raison de l’amélioration des composés organiques volatils biogéniques sont clairement visibles pendant les mois d’été et coïncident avec les jours les plus chauds avec une augmentation du mélange vertical. La concentration d’ozone au Mont Rainier est plus élevée qu’à Tahoma Woods pendant les mois en dehors de l’été, en raison de son altitude, ce qui entraîne un échantillonnage de l’air troposphérique libre la plupart du temps.

Figure 7.3 Rapport mensuel des différences dans les concentrations d’ozone maximales quotidiennes sur 8 heures entre les sites sélectionnés.

Figure 7.3 Rapport mensuel des différences dans les concentrations d’ozone maximales quotidiennes sur 8 heures entre les sites sélectionnés. (Voir la description ci-dessous)

Remarques : « IQR » (boîte bleue) représente une fourchette interquartile; les barres vertes indiquent 1,5*IQR; le bleu turquoise indique une différence médiane; les valeurs aberrantes (cercles noirs) ne sont pas nécessairement importantes d’un point de vue statistique

Description de la figure 7.3

La figure 7.3 montre des tracés en rectangle et moustaches des différences dans les concentrations d'ozone sur huit heures pour six paires de stations de surveillance de la pollution atmosphérique dans le bassin atmosphérique. Pour chaque paire de stations faisant l'objet d'une comparaison, l'axe X montre le mois et l'axe Y montre la différence dans la concentration d'ozone (en ppb).

Pour les stations de l'est de Surrey et de Cheeka Peak, la différence de concentration d'ozone médiane varie d'environ -20 ppb en novembre, décembre et janvier à environ +5 ppb en juillet. Toutes les différences sont négatives, à l'exception de juillet et d'août.

Pour les stations de Beacon Hill et de Cheeka Peak, la différence de concentration varie d'environ -15 ppb d'octobre à février à environ 0 ppb en juillet. Toutes les différences sont négatives.

Pour les stations de Beacon Hill, à Seattle et de l'est de Surrey, la différence de concentration d'ozone médiane varie d'un peu moins de zéro de mai à août, à environ +5 ppb en janvier. Toutes les différences se situent à + ou - 5 ppb de zéro.

Pour les stations de Tahoma Woods et de Cheeka Peak, la différence de concentration d'ozone médiane varie d'environ -15 ppb d'octobre à janvier à environ +5 ppb en juillet. Toutes les différences sont négatives, à l'exception de juillet et d'août.

Pour les stations du Mont Rainier et de Cheeka Peak, la différence de concentration d'ozone médiane varie de 0 ppb en avril et mai jusqu'à environ +10 ppben juillet. Toutes les différences sont supérieures à 0 ppb.

Pour les stations de Mont Rainier et de Tahoma Woods, la différence de concentration d'ozone médiane varie d'environ +5 ppb de juin à août, jusqu'à environ +20 ppbde novembre à janvier. Toutes les différences sont supérieures à 0 ppb.

 

7.3.2 Cycles diurnes

Les concentrations d’ozone suivent une variation diurne typique produite photochimiquement. figure 7.4 présente des données de concentrations d’ozone pour le site de Beacon Hill à Seattle. Des concentrations de pointe ont lieu dans le milieu de l’après-midi, et des valeurs minimales sont observées au cours des premières heures du matin.

Sachant que l’ozone a besoin de temps pour se former, les concentrations d’ozone les plus élevées sont souvent observées sur les sites sous le vent des émissions des précurseurs. À ce titre, les concentrations les plus élevées d’ozone troposphérique ne se trouvent généralement pas dans les zones urbaines où les précurseurs de l’ozone sont émis. Une autre raison de l’absence de concentrations d’ozone élevées dans les zones urbaines est l’absence de principales zones de sources de précurseurs d’ozone en amont du bassin atmosphérique de Georgia Basin/Puget Sound. Il s’agit là d’une différence importante entre la région et le nord de la côte est américaine. Les concentrations d’ozone les plus élevées de Puget Sound sont généralement observées près d’Enumclaw, au sud-est de Seattle, dans la direction des vents dominants pendant les événements à concentrations élevées d’ozone. Dans les zones urbaines, il est également fréquent d’observer des chutes de concentrations d’ozone à un niveau proche de zéro la nuit, comme il est illustré sous figure 7.4, du fait des réactions des niveaux ambiants d’ozone avec les émissions de NO (l’effet de titrage du NOx) et de l’absence de production photochimique d’ozone.

Figure 7.4 Variation diurne des concentrations d’ozone à Beacon Hill, Seattle.

Figure 7.4 Variation diurne des concentrations d’ozone à Beacon Hill, Seattle. (Voir la description ci-dessous)

Remarques : Basées sur les concentrations moyennes horaires (Station AIRS 53-033-0080)

Description de la figure 7.4

La figure 7.4 est un diagramme à barres qui montre les concentrations d'ozone moyennes horaires à Beacon Hill, à Seattle. L'axe X montre l'heure de la journée, de 0 à 24 h, et l'axe Y montre la concentration d'ozone, de 0 à 60 ppb. La valeur médiane, la valeur moyenne, la fourchette du 25e au 75e centile, la fourchette du 5e au 95e centile, et la valeur du 98e centile sont indiquées sur le diagramme. Une note indique que la représentation graphique est basée sur les concentrations moyennes horaires (Station AIRS 53-033-0080).

À 0 h, la valeur médiane et la valeur moyenne sont d'environ 16 ppb, mais la valeur médiane est légèrement supérieure. La fourchette du 25e au 75e centile est d'environ 6 à 24 ppb, la fourchette du 5e au 95e centile est d'environ 2 à 35 ppb, et le 98ecentile est d'environ 39 ppb. Il y a une diminution de toutes les valeurs jusqu'à ce qu'un minimum soit atteint à 6 h, lorsque la médiane est d'environ 9 ppb, la moyenne est d'environ 12 ppb, la fourchette du 25e au 75e centile est d'environ 2 à 17 ppb, la fourchette du 5e au 95e centile est d'environ 2 à 29 ppb, et le 98ecentile est d'environ 34 ppb. Il y a ensuite une augmentation constante jusqu'à ce qu'un maximum soit atteint à 14 h, lorsque la moyenne et la médiane se situent environ à 27 ppb. La fourchette du 25eau 75e centile est d'environ 20 à 34 ppb, et la fourchette du 5eau 95e centile est d'environ 7 à 45 ppb. La concentration maximale du 98e centile est d'environ 50 ppb et survient à 15 h. Après 15 h, il y a un déclin constant jusqu'à 20 h, lorsque la moyenne est d'environ 15 ppb, et la médiane est d'environ 14 ppb. La fourchette du 25eau 75e centile est d'environ 2 à 22 ppb, la fourchette du 5e au 95e centile est d'environ 2 à 34 ppb, et la valeur du 98ecentile est d'environ 39 ppb. À 24 h, la moyenne et la médiane sont d'environ 16 ppb, la fourchette du 25eau 75e centile est d'environ 5 à 23 ppb, la fourchette du 5e au 95e centile est d'environ 2 à 35 ppb, et la valeur du 98ecentile est d'environ 38 ppb.

 

Plusieurs sites ruraux présentent des concentrations maximales d’O3 en milieu d’après-midi, bien que le manque d’émissions de NOx permette aux valeurs d’ozone de rester de 10 à 20 pbb, ou plus, au cours de la nuit. Le profil diurne des concentrations d’ozone peut être modifié dans les sites ruraux par le biais du transport d’ozone et des précurseurs formant l’ozone. Les concentrations d’ozone peuvent atteindre des valeurs maximales pendant la soirée et au cours de la nuit, selon la nature du transport de l’ozone et la proximité du site avec les sources d’émission. Par exemple, des concentrations d’ozone à Paradise, sur le Mont Rainier, ont été observées entre 40 et 70 ppb au cours de la nuit, souvent avec des pics le matin plutôt que l’après-midi (Brace et Peterson, 1998).

Les sites de surveillance de montagne comme Paradise sur le Mont Rainier et près de White Pass dans les Cascades affichent des fluctuations diurnes légères dans les concentrations d’ozone et peuvent présenter des niveaux modérés à élevés d’ozone au cours de la journée pendant l’été (Krzyzanowski et al., 2006). Des études sur le Mont Rainier montrent une augmentation de l’exposition à l’ozone en altitude (Brace et Peterson, 1998). Ce phénomène est probablement dû à l’exposition accrue à l’ozone troposphérique libre. Par conséquent, les zones de haute altitude du bassin atmosphérique peuvent subir une augmentation globale supérieure des niveaux d’ozone par rapport à l’un ou l’autre des sites urbains et suburbains, où les niveaux maximums sont observés. Ce phénomène fragilise les écosystèmes alpins, notamment avec un risque d’endommagement lié à l’exposition chronique à l’ozone (Krzyzanowski et al., 2006). Se reporter au chapitre 12, Dépôt et répercussions écologiques, pour obtenir de plus amples renseignements sur les effets de l’ozone sur les écosystèmes fragiles.

À l’occasion, les épisodes de fortes concentrations d’ozone se poursuivent pendant deux jours ou au-delà d’une semaine. Ces épisodes de smog estivaux reçoivent une attention considérable en raison de leurs répercussions sur la santé humaine et la visibilité. Les conditions météorologiques qui favorisent un niveau de surface stagnant et l’inversion de subsidence sont les principaux facteurs qui déterminent la durée et l’intensité d’un épisode d’émissions d’ozone, comme il a été mentionné dans le chapitre 3, « Qualité de l’air et conditions météorologiques ». Dans des conditions météorologiques stagnantes, l’ozone et les précurseurs sont piégés, ce qui entraîne une augmentation de l’ozone qui s’alimente des émissions des précurseurs des journées précédentes. Ces conditions ont généralement une incidence simultanée sur le bassin atmosphérique de Georgia/Puget Sound, ce qui peut entraîner des dépassements des normes de l’ozone dans l’air ambiant.

7.4 Niveaux ambiants d’ozone par rapport aux normes et objectifs

Les normes et objectifs en matière de niveaux d’ozone fournissent aux décisionnaires une référence pour évaluer les niveaux d’ozone dans leur juridiction, informant ainsi les décisions sur les recours ou mesures préventives à prendre. Ils peuvent également être utilisés pour comparer la qualité de l’air entre les bassins atmosphériques et les zones des bassins Les concentrations d'ozone dans de nombreuses régions au sein de la zone atmosphérique du bassin de Georgia-Puget Sound restent inférieures aux normes nationales et aux objectifs régionaux. Cependant, certains sites avec de faibles émissions de précurseurs présentent des dépassements périodiques, même lorsque les niveaux d’ozone sur des sites avec de fortes émissions de précurseurs demeurent conformes aux normes.

Beacon Hill, à Seattle, et Robson Square, dans le centre de Vancouver, constituent de bons exemples de sites dans des régions ayant des émissions de précurseurs importantes où les concentrations d’ozone sont bien inférieures aux normes de qualité d’air (Figure 7.5 et Figure 7.6). En aval de ces sites, le transport constitue une composante importante pour les précurseurs d’ozone à l’échelle locale (en particulier les NOx). Par conséquent, les niveaux d’ozone en aval sont beaucoup plus proches des normes de qualité de l’air ambiant que les concentrations dans les sites urbains. Sous Figure 7.5, Enumclaw présente des niveaux d’ozone plus élevés qu’en amont de Seattle. De même, sous Figure 7.6, les sites à l’est de la vallée du bas Fraser (Abbotsford, Chilliwack, Hope) présentent des niveaux d’ozone plus élevés que les sites plus urbains en amont, à l’ouest (Kitsilano, Robson, Rocky Point).

En aval de Seattle, le site d’Enumclaw, WA, présente des concentrations d’ozone qui excèdent la norme d’ozone américaine actuelle à 75 ppb (Figure 7.5). Les valeurs de conception (moyenne sur trois ans des 4e valeurs maximales annuelles les plus élevées sur 24 heures, calculées à partir de moyennes chevauchantes sur 8 heures) pour les concentrations d’ozone à Enumclaw, sont demeurées entre 70 et 75 ppb au cours de la dernière décennie.

Dans la vallée du bas Fraser, les concentrations d’ozone les plus élevées se produisent dans la partie est de la vallée du bas Fraser, en conséquence du flux de la brise de mer, qui concentre les émissions des précurseurs vers son étendue est (Brook et al., 2011). Par conséquent, plusieurs stations dans les provinces de l’est de la vallée du Fraser ont été très proches de la mesure des standards pancanadiens au cours de ces dernières années (Figure 7.6), y compris Hope, qui dépassait le standard pancanadien entre 2003 et 2006.

Le contraste entre Robson Square et Hope est semblable à celui constaté entre Seattle et Enumclaw. Un site densément urbain, Robson Square, est exposé à des niveaux élevés d’émissions de gaz par les véhicules, et présente des niveaux annuels les plus élevés de NO2 dans la vallée du bas Fraser (24 ppb), excédant ainsi l’objectif annuel de qualité de l’air pour le NO2 de 22 ppb (Metro Vancouver, 2010). De faibles concentrations nocturnes d’O3indiquent un fort titrage par le NO sur ce site. À l’inverse, Hope connaît des niveaux de NOx typiques des régions rurales touchées en Colombie-Britannique, et leurs niveaux anthropiques de composés organiques volatils sont relativement bas comparativement à ceux des régions plus urbaines (Brook et al., 2011).

 

Figure 7.5 Mesure de la norme d’ozone de l’Environmental Protection Agency des États-Unis à Seattle et à Enumclaw dans la région de Puget Sound.

Figure 7.5 Mesure de la norme d’ozone de l’Environmental Protection Agency des États-Unis à Seattle et à Enumclaw dans la région de Puget Sound. (Voir la description ci-dessous)

Remarques : Moyennes chevauchantes sur 3 ans des quatrièmes valeurs maximales annuelles les plus élevées sur 24 heures, calculées à partir de moyennes chevauchantes sur 8 heures (Station AIRS 53-033-0080 pour Seattle) (Station AIRS 53-033-7001 et 53-033-0023 pour Enumclaw, sachant que le site a été modifié d’environ 2 milles au sud en 2000 à un emplacement comparable)

Description de la figure 7.5

La figure 7.5 comporte deux parties. À la droite, il y a une image satellite qui montre la région de Puget Sound; les villes de Seattle et d'Enumclaw sont indiquées par des cercles. À la gauche, il y a un diagramme dans lequel les années 1991 à 2012 sont indiquées sur l'axe X, et la concentration d'ozone de 0 à 100 ppbsur l'axe Y. Une ligne horizontale à 75 ppb indique la norme de qualité de l'air ambiant en vigueur aux États-Unis. Les données montrées sont des moyennes chevauchantes sur 3 ans des quatrièmes valeurs maximales annuelles les plus élevées sur 24 heures, calculées à partir de moyennes chevauchantes sur 8 heures obtenues à partir de la station AIRS 53-033-0080 pour Seattle, et des stations AIRS 53-033-7001 et 53-033-0023 pour Enumclaw (le site d'Enumclaw a été modifié d'environ 2 milles au sud en 2000 à un emplacement comparable). Pour Seattle, il y a des données pour 2002 à 2011; toutes les valeurs se situent entre 40 et 50 ppb, et il n'y a aucune tendance à la hausse ou à la baisse indiquée par les données. Pour Enumclaw, il y a des données pour 1992 à 2011; la valeur de 1992 se situe à environ 85 ppb, et toutes les autres valeurs se situent entre 65 et 80 ppb. Encore une fois, les données n'indiquent aucune tendance à la hausse ou à la baisse.

 

Une analyse récente fondée sur 20 ans de données, menée par Steyn et al. (2011), décrit la configuration spatiale de l’ozone pendant les conditions épisodiques dans la vallée du bas Fraser de la Colombie-Britannique. Les résultats de l’étude décrivent une concentration élevée centroïde placée au-dessus de l’étendue est de la vallée du bas Fraser, dans la région de Chilliwack et Hope, ce qui est cohérent avec la configuration spatiale des observations actuelles. Ce centroïde a changé depuis les années 1980; à cette époque, il s’est placé au-dessus de la partie centrale de la vallée du bas Fraser et plus près des montagnes de la rive nord. Ce changement peut être dû aux changements de la hausse des émissions de précurseurs dans la partie centrale de la vallée du bas Fraser. L’étude a également démontré un fort titrage de l’ozone dans la région source urbaine et autour de cette région (comme il est observé à Robson Square), avec des valeurs plus élevées en aval, comme il est illustré pour l’est de la vallée du bas Fraser sous Figure 7.6. L’étude laisse également entendre que l’accumulation des précurseurs avant le jour de dépassement joue un rôle important dans la configuration spatiale de l’ozone sur les jours de dépassement.

 

Figure 7.6 Mesure du standard pancanadien classique relatif à l’ozone pour six sites dans la vallée du bas Fraser.

Figure 7.6 Mesure du standard pancanadien classique relatif à l’ozone pour six sites dans la vallée du bas Fraser. (Voir la description ci-dessous)

Remarques : Moyennes chevauchantes sur 3 ans les 4e valeurs maximales annuelles les plus élevées sur 24 heures, calculées à partir de moyennes chevauchantes sur 8 heures (Stations NAPS, d’ouest en est : 100118, 100112, 100111, 101003, 101101, 101401)

Description de la figure 7.6

La figure 7.6 est composée de trois parties. Le graphique supérieur est une image satellite de la vallée du bas Fraser dans laquelle les emplacements des stations de surveillance de la qualité de l'air du Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique de Robson, de Kitsilano, de Rocky Point, d'Abbotsford, de Chilliwack et de Hope sont indiqués par des cercles. Deux représentations graphiques, l'une dans le coin inférieur gauche, et l'autre dans le coin inférieur droit, ont les années de 1975 à 2010 sur l'axe X, et la concentration d'ozone de 20 à 100 ppb sur l'axe Y. Les deux représentations graphiques ont également une ligne horizontale à la hauteur de 65 ppb qui indique la norme pancanadienne. À la gauche, il y a des données pour les stations de l'ouest de la vallée du bas Fraser (Robson, Kitsilano, et Rocky Point), et à la droite, il y a des données pour les stations de l'est de la vallée du bas Fraser (Abbotsford, Chilliwack et Hope). Les données présentées correspondent aux moyennes chevauchantes sur trois ans des 4e valeurs maximales annuelles les plus élevées sur 24 heures, calculées à partir de moyennes chevauchantes sur 8 heures (Stations NAPS, d'ouest en est : 100118, 100112, 100111, 101003, 101101, 101401)

Pour la station Robson, il y a des données pour la période de 1984 à 2009. En 1984, la concentration d'ozone était d'environ 23 ppb, et elle a augmenté de façon constante pour atteindre une concentration d'environ 33 ppb en 2009. Pour la station Kitsilano, il y a des données pour la période de 1990 à 2010. En 1990, la concentration d'ozone était d'environ 55 ppb; cette concentration a diminué de façon constante jusqu'à environ 45 ppb en 1997, et a ensuite demeuré entre 45 et 50 ppbjusqu'en 2010. Pour la station Rocky Point, il y a des données pour la période de 1979 à 2010. En 1979, la concentration d'ozone était d'environ 80 ppb. Cette concentration a augmenté pour atteindre un sommet de 95 ppb en 1981 et a ensuite diminué jusqu'à environ 45 ppb en 2001. Entre 2001 et 2010, la concentration est demeurée entre 45 et 50 ppb.

Pour la station Abbotsford, il y a des données pour la période de 2000 à 2009. En 2000, la concentration d'ozone était légèrement supérieure à 50 ppb. Cette concentration a augmenté jusqu'à un sommet d'environ 60 ppb en 2004, et est ensuite demeurée entre 55 et 60 ppbjusqu'en 2009. Pour la station Chilliwack, il y a des données pour la période de 1985 à 2010. En 1985, la concentration d'ozone était d'environ 70 ppb. Entre 1986 et 1995, la concentration est demeurée à environ 65 ppb, avant de diminuer jusqu'à un peu plus de 50 ppb en 1999. La concentration est ensuite retournée à 65 ppb pour la période de 2003 à 2005, avant de diminuer à environ 60 ppb pour 2006 à 2010. Pour la station Hope, il y a des données pour la période de 1998 à 2010. Pour la période de 1998 à 2001, la concentration d'ozone a diminué de façon constante de 65 ppbà environ 55 ppb, avant de monter jusqu'à un peu moins de 70 ppb en 2005. De 2005 à 2010, il y a eu un déclin constant jusqu'à environ 60 ppb.

 

7.5 Épisodes d’ozone

Bien que des dépassements des normes d'ozone soient observés le plus souvent à Hope et Enumclaw, la zone de dépassement au cours des épisodes d'ozone à l'échelle régionale peut être importante. Les épisodes d’ozone apparaissent en général pendant les mois de juillet et août, lorsque l’effet combiné du rayonnement ultraviolet, de la température et de la stagnation régionale est le plus élevé. Pendant les conditions épisodiques, les concentrations horaires d’ozone augmentent parfois au-delà de 80 ppbet occasionnellement au-delà de 100 ppb.

Entre 2001 et 2008, on a recensé un total de trois épisodes d’ozone à l’échelle régionale dans la vallée du bas Fraser. Un épisode régional était défini comme suit : un minimum de quatre des douze sites de surveillance enregistrant un des niveaux quotidiens d’ozone sur 8 heures supérieurs à 65 ppb. Ces épisodes sont résumés dans tableau 7.2.

Tableau 7.2 Résumé des épisodes d’ozone à l’échelle régionale dans la vallée du bas Fraser pour la période 2001-2008 (Adapté de Dann et al., 2011).
Critères des épisodes régionaux de la vallée du bas FraserNombre total d’épisodes régionauxDates des épisodes notablesNombre de sites ayant enregistré
Maximum 8 heures
Ozone > 65 ppb
Concentration maximale d’ozone (ppb) sur 8 heures
4 sites ou plus avec une concentration > 65 ppb
(Total des sites : 12)
3
20-Jun-2004
4
69
16-May-2006
5
73
17-May-2008
4
66
Description du tableau 7.2

Le tableau 7.2 est un résumé des épisodes d'ozone à l'échelle régionale dans la vallée du bas Fraser pour la période 2001-2008.

La première rangée du tableau contient les en-têtes « Critères des épisodes régionaux de la vallée du bas Fraser », « Nombre total d'épisodes régionaux », « Dates des épisodes notables », « Nombre de sites ayant enregistré une concentration maximale (sur 8 heures) d'O3> 65 ppb », et « Concentration maximale d'ozone (ppb) sur 8 heures ». La première colonne indique le critère des épisodes régionaux de la vallée du bas Fraser, c'est-à-dire quatre sites ou plus avec une concentration de plus de 65 ppb (sur un total de 12 sites). La deuxième colonne indique le nombre total d'épisodes régionaux, c'est-à-dire trois. La troisième colonne a trois rangées qui donne des dates d'épisodes notables, et les quatrième et cinquième colonnes présentent les détails de ces épisodes, c'est-à-dire le nombre de sites ayant enregistré une concentration maximale d'ozone sur huit heures de plus de 65 ppb et la concentration maximale d'ozone (ppb) sur huit heures.

 

Dans la région de Puget Sound, les concentrations d’ozone les plus élevées dans l’histoire récente ont eu lieu au cours de l’épisode du 22 au 28 juillet 1998. Des concentrations d’ozone moyennes sur une heure aussi élevées que 140 ppb ont été observées en aval de Seattle et les concentrations moyennes sur 8 heures ont atteint 111 ppb (Lamb et al., 2006). Plus récemment, de 2007 à 2009, les concentrations maximales d’ozone pendant une heure étaient aussi élevées que 114 ppb et les valeurs maximales moyennes sur huit heures ont atteint 91 ppb.

7.6 Tendances relatives à l’ozone dans le bassin atmosphérique de Georgia Basin

Les tendances des niveaux d’ozone ambiants ont été étudiées respectivement pour l’ouest et l’est de la vallée du bas Fraser, pendant la période 1991-2012, en utilisant les pentes intégrées de diverses régressions linéaires simples apparues sur différentes zones de la répartition statistique, comme il est illustré sous figure 7.7. La période comprise entre 1991 et 2012 a été choisie afin de saisir le régime d’émissions le plus à jour, y compris la mise en œuvre de la réglementation fédérale sur les véhicules et les carburants et du programme Air Care dans la vallée du bas Fraser. L’ouest et l’est de la vallée du bas Fraser ont été étudiés séparément pour faire la distinction entre la source de l’ouest et dans les zones en aval des zones de l’est. Dans l’ouest de la vallée du bas Fraser, les tendances de l’ozone étaient positives (p< 0,05) jusqu’au 95e centile, tandis que les valeurs maximales de l’ozone horaires ne montraient aucune tendance. Dans l’est de la vallée du bas Fraser, les tendances de l’ozone étaient positives (p< 0,05) jusqu’au 90e centile, et les valeurs maximales de l’ozone montraient une tendance à la baisse statistiquement significative. Malgré une tendance à la baisse des valeurs maximales dans l’est de la vallée du bas Fraser, les dépassements de la norme pancanadienne ont continué de se produire à Hope, à l’extrémité est de la vallée du bas Fraser tout au long de cette période. Dans l'ensemble, les tendances de l'ozone observées dans la vallée du bas Fraser concordent avec des concentrations limitées de composés organiques volatils dans la partie ouest du bassin atmosphérique et un régime de concentrations limitées de composés organiques volatils-NOx dans la partie est (voir la section 7.7 pour obtenir une analyse plus approfondie de la réactivité de l'ozone dans le bassin atmosphérique de la vallée du bas Fraser). Des tendances à la hausse dans la partie inférieure de la répartition d’O3 ont été constatées ailleurs (Jenkin, 2008) et on pense qu’elles reflètent en grande partie la baisse des niveaux de NOx (titrage diminué) et probablement les augmentations de l’ozone de fond (Société Royale, 2008).

Figure 7.7 Tendances de 1991 à 2012 de la concentration d’ozone horaire dans la vallée du bas Fraser.

Figure 7.7 Tendances de 1991 à 2012 de la concentration d’ozone horaire dans la vallée du bas Fraser. (Voir la description ci-dessous)

Remarques : Régression linéaire simple des données horaires moyennes pour la période de 1991 à 2008. Toutes les stations de la vallée du bas Fraser étaient incluses, excepté Robson. La limite ouest­est est à la frontière Surrey-Langley. Les tendances statistiquement importantes apparaissaient en rouge pour p < 0,5 (Brooke et al., 2011).

Description de la figure 7.7

La figure 7.7 est divisée en deux diagrammes : celui de la partie supérieure porte sur l'ouest de la vallée du bas Fraser, et celui de la partie inférieure, sur l'est de la vallée du bas Fraser. Sur les deux axes X, il y a les années de 1991 à 2012, et sur les deux axes Y, il y a les concentrations d'ozone de 0 à 100 ppb. Une note explique que ces diagrammes montrent une régression linéaire simple des données horaires moyennes pour la période de 1991 à 2012, que toutes les stations de la vallée du bas Fraser sont incluses sauf Robson, que la limite ouest-est se trouve à la frontière Surrey-Langley, et que les tendances à la hausse et à la baisse statistiquement significatives (p<0,05) sont indiquées.

Dans le panneau supérieur (ouest de la vallée du bas Fraser), les données pour les 10e, 25e, 50e, 75e, 90e et 95ecentiles sont présentées, ainsi que les données pour les concentrations maximales. Pour le 10e centile, il y a une tendance à la hausse significative, d'environ 2 à 5 ppb. Pour le 25e centile, il y a une tendance à la hausse significative, d'environ 5 à 10 ppb. Pour le 50e centile, il y a une tendance à la hausse significative, d'environ 10 à 15 ppb. Pour le 75e centile, il y a une tendance à la hausse significative, d'environ 20 à 25 ppb. Pour le 90e centile, il y a une tendance à la hausse significative, d'environ 30 à 35 ppb. Pour le 95e centile, il y a une tendance à la hausse significative, d'environ 35 à 39 ppb. Pour la concentration maximale, il n'y a pas de tendance significative, et la concentration est stable à un peu moins de 65 ppb.

Dans le panneau inférieur (est de la vallée du bas Fraser), les données pour les 10e, 25e, 50e, 75e, 90e et 95ecentiles sont également présentées, ainsi que les données pour les concentrations maximales. Pour le 10e centile, il y a une tendance à la hausse significative, d'environ 0 à 5 ppb. Pour le 25e centile, il y a une tendance à la hausse significative, d'environ 5 à 10 ppb. Pour le 50e centile, il y a une tendance à la hausse significative, d'environ 15 à 19 ppb. Pour le 75e centile, il y a une tendance à la hausse significative, d'environ 25 à 30 ppb. Pour le 90e centile, il y a une tendance à la hausse significative, d'environ 35 à 39 ppb. Pour le 95e centile, il n'y a aucune tendance significative et les concentrations sont stables à environ 40 ppb. Pour la concentration maximale, il y a une tendance à la baisse significative, d'environ 80 à 70 ppb.

 

Tableau 7.3 présente des tendances d’ozone ajustées en fonction des saisons et du climat au site régional de l’île Saturna. L’île Saturna est l’une des îles du Golfe du Détroit de Georgia, situé à la confluence des bras nord-ouest/sud-est et nord-est/sud-ouest du Détroit. Il existe très peu de sources anthropiques directes sur l’île, bien que le site soit parfois influencé par des panaches provenant de la circulation des navires (McLaren et al., 2010). Toutes les tendances affichent une augmentation de l’ozone, bien que les tendances les plus récentes, de 1997 à 2006, suggèrent un ralentissement de cette tendance.

Tableau 7.3 Tendances d’ozone ajustées en fonction des saisons et du climat sur l’île Saturna dans le bassin atmosphérique de Georgia Basin. Les tendances ont été calculées à l’aide d’un modèle général de régression multiple des moindres carrés et ajustées météorologiquement et désaisonnalisées à l’aide de plusieurs modèles de régression décrits dans Vingarzan et Taylor (2003).
Paramètre de tendance d’ozoneTendance d’ozone ajustée
1990-2006
(ppb/an-1)
Tendance d’ozone ajustée
1997-2006
(ppb/an-1)
Moyenne sur 24 heures
0.56
0.26
Concentration moyenne diurne
0.74
0.26
Concentration moyenne nocturne
0.49
0.31

Remarques : Les valeurs indiquées en gras sont statistiquement significatives à p<0,05. Les tendances sont ajustées en fonction du
climat et des saisons à partir des observations du site CAPMoN/NAPS 102001 (altitude : 178 m).
Moyennes diurnes : 10 heures - 18 heures; Moyennes nocturnes : 20 heures - 4 heures. Source : (Dann
et al., 2011).

Description du tableau 7.3

Le tableau 7.3 présente les tendances d'ozone ajustées sur l'île Saturna pour les périodes de 1990 à 2006, et de 1997 à 2006.

La première rangée du tableau contient les en-têtes « Paramètre de tendance d'ozone », « Tendance d'ozone ajustée, 1990-2006 (ppb an -1) », et « Tendance d'ozone ajustée, 1997-2006 (ppb an-1) ». La première colonne indique les paramètres de tendance d'ozone : moyenne sur 24 heures, moyenne diurne, et moyenne nocturne. La deuxième colonne montre la tendance d'ozone ajustée pour la période de 1990 à 2006. La troisième colonne montre la tendance d'ozone ajustée pour la période de 1997 à 2006.

 

7.7 Régime de production d’ozone dans la région du bassin de Géorgie

Les politiques locales de contrôle de l’ozone doivent prendre en compte le régime de production d’ozone, qui est généralement classifié comme limité par les composés organiques volatils ou limité par le NOx (ce qui renvoie au polluant qui limite le taux de production d’ozone, comme il est décrit dans la Figure 7.1).

7.7.1 Résultats de l’analyse des données sur l’air ambiant

Vingarzan et Schwarzhoff (2010) ont examiné la réactivité de l’ozone dans la vallée du bas Fraser en analysant les rapports COV/NOx à la saison chaude à partir de 10 stations NAPS avec des données remontant jusqu’au début des années 1990. Ils ont découvert que, en moyenne, la limite relative aux composés organiques volatils définie par les rapports COV/NOx inférieurs à 8 a été observée à divers degrés sur la plupart des sites de la vallée du bas Fraser (figure 7.8). Deux sites situés à proximité de raffineries de pétrole ont été jugés limités par le NOx, Hastings et Kensington (non illustré). Rocky Point est proche de la limite COV/NOx illustrée dans la figure 7.9; cependant, ce site est influencé par des émissions fugitives de composés organiques volatils provenant des réservoirs de pétrole situés à proximité. Une analyse des tendances a indiqué que les rapports COV/NOx avaient baissé depuis 1989. La majeure partie de cette baisse des composés organiques volatils et des NOx est apparue au début des années 1990, coïncidant avec l’amélioration des véhicules et des carburants mandatée par le gouvernement fédéral, ainsi que la mise en place du programme Air Care dans la vallée du bas Fraser.

Figure 7.8 Total des rapports COV, NOxCOV/NO>x dans la vallée du bas Fraser.

Figure 7.8 Total des rapports COV, NOX et COV/NOx dans la vallée du bas Fraser. (Voir la description ci-dessous)

Remarques : Basé sur les concentrations moyennes d’avril à septembre, 1998-2007 (Vingarzan et Schwarzhoff, 2010).
Les stations de surveillance sont indiquées dans l’ordre, d’ouest en est.

Description de la figure 7.8

La figure 7.8 est un diagramme à barres qui présente le rapport COV/NOx et la concentration moyenne de COV et de NOx (en ppb) pour les stations de surveillance de la qualité de l'air du Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique à l'aéroport de Vancouver, au sud de Richmond, à Robson, au sud de Burnaby, à Rocky Point, à l'est de Surrey, à Chilliwack, et à Hope. Une note indique que les données sont basées sur les concentrations moyennes d'avril à septembre, pour la période de 1998 à 2007 (Vingarzan et Schwarzhoff, 2010). Les stations sont indiquées d’ouest en est.

À l'aéroport de Vancouver, le rapport COV/NOx moyen était juste au-dessus de deux, la concentration moyenne de COV était d'environ 2,5 ppb, et la concentration moyenne de NOxétait d'environ 1 ppb.

Au sud de Richmond, le rapport COV/NOx moyen était juste au-dessous de 4 ppb, la concentration moyenne de COV était d'environ 2,75 ppb, et la concentration moyenne de NOxétait d'environ 0,75 ppb.

À Robson, le rapport COV/NOx moyen était d'environ 2,5 ppb, la concentration moyenne de COVétait d'environ 5 ppb, et la concentration moyenne de NOx était d'environ 2 ppb.

Au sud de Burnaby, le rapport COV/NOx moyen était d'environ 2,5 ppb, la concentration moyenne de COVétait d'environ 2,25 ppb, et la concentration moyenne de NOx était d'environ 0,75 ppb.

À Rocky Point, le rapport COV/NOx moyen était d'environ 5,5 ppb, la concentration moyenne de COVétait d'environ 5 ppb, et la concentration moyenne de NOx était d'environ 1 ppb.

À l'est de Surrey, le rapport COV/NOx moyen était d'environ 3,5 ppb, la concentration moyenne de COVétait d'environ 1,5 ppb, et la concentration moyenne de NOx était d'environ 0,5 ppb.

À Chilliwack, le rapport COV/NOx moyen était d'environ 2 ppb, la concentration moyenne de COVétait d'environ 1,75 ppb, et la concentration moyenne de NOx était d'environ 1 ppb.

À Hope, le rapport COV/NOx moyen était d'environ 1,25 ppb, la concentration moyenne de COVétait d'environ 0,75 ppb, et la concentration moyenne de NOx était d'environ 0,5 ppb.

 

7.7.2 Résultats de la modélisation

Une récente étude de modélisation rétrospective sur une période de 20 ans (1985-2005) a été entreprise par Steyn et al. (2011) pour examiner la formation de l’ozone dans les parties canadiennes et américaines de la vallée du bas Fraser. Cette étude a analysé des simulations modélisées de quatre épisodes d’ozone (chacun durant quatre jours), à l’aide d’un système de modélisation qui était constitué de trois composantes principales : la version avec le modèle (WRF) (Weather Research and Forecasting v3.1) du système numérique de prévisions météorologiques à méso-échelle; le système de modélisation d’émissions Sparse Matrix Operator Kernel Emissions (SMOKEv2,5); et le système de modélisation de la qualité de l’air multi-échelle de la communauté (CMAQv4.7.1). Les quatre épisodes ont été sélectionnés pour saisir les données locales (à méso-échelle) de variabilité météorologique généralement observées pendant des dépassements des concentrations d’ozone estivales dans la vallée du bas Fraser.

Sur de nombreux jours de simulation, le modèle a indiqué que les concentrations d’ozone les plus élevées apparaissaient en dehors de la zone d’échantillonnage prévue par le réseau de surveillance fixe et à proximité des nombreuses vallées tributaires de la vallée du bas Fraser. Les données tirées du modèle ont été comparées pour chacun des quatre sites, d’abord selon les émissions du niveau de 1985, puis selon les émissions du niveau de 2005. Les résultats indiquent qu’au cours de ces épisodes, la limite de la concentration d’ozone, qui sépare les zones sensibles au NOx des zones sensibles aux composés organiques volatils, s’est déplacée vers l’ouest et le sud pendant la période de 1985 à 2005 (figure 7.9). L’étude a également démontré que pendant les pics d’ozone, la partie est de la vallée du bas Fraser, autour de Chilliwack, était généralement passée d’un statut limité par les composés organiques volatils à un statut limité par le NOxau cours de ces 20 dernières années, tel qu’il est indiqué dans la figure 7.9. Cependant, la limite de la concentration d’ozone s’est avérée influencée par le climat et a présenté une variabilité considérable dans et entre les épisodes d’ozone, indiquant une sensibilité mixte aux COV/NOx autour de la région centrale de la vallée du bas Fraser. En outre, l’étude a révélé que l’efficacité de la production d’ozone en termes de NO a probablement augmenté dans la partie est de la vallée, ce qui a pu surpasser certaines, voire toutes, les réductions d’émissions de NOx apparues dans la zone atmosphérique. Le changement en matière de sensibilité à l’ozone, ainsi que l’efficacité supérieure de la production d’ozone, semblent avoir modifié le type de profil d’ozone diurne observé avec des valeurs de pointe moins nombreuses autour des maximales quotidiennes, plus d’étendue et moins de titrage nocturne, comme le montre la figure 7.10. Ces facteurs peuvent contribuer à des concentrations d’ozone moyennes supérieures sur 8 heures, même si les concentrations moyennes sur 1 heure n’ont pas augmenté. En outre, une modélisation de trajectoire a suggéré que ces émissions et que l’ozone de la région de Puget Sound n’avaient pas un impact direct sur la qualité de l’air de la vallée du bas Fraser pendant les épisodes d’ozone estivaux. L’étude a également estimé que pour chaque hausse par incrément de 10 ppb dans la concentration d’ozone de fond, une augmentation approximative de 3,0 ppb serait observée sur les concentrations d’ozone sur 8 heures.

Figure 7.9 Courbes d’exposition à l’ozone moyenne maximale modélisée sur huit heures (par incréments de 5 ppb) sur les émissions de 1985 et les émissions de 2005.

Figure 7.8 Total des rapports COV, NOX et COV/NOx dans la vallée du bas Fraser. (Voir la description ci-dessous)

Remarques : La limite prévue de rapport COV/NOx, basée sur le rapport [O3]/[NOy] (ligne verte) et les emplacements des stations du réseau de surveillance (points verts), est également illustrée. Les régions ayant des valeurs supérieures à 60 ppbsont définies dans les courbes (orange). La simulation est basée sur le troisième jour des simulations du Groupe I, qui utilise les données de météorologie de juin 2006. (Steyn et al., 2011).

Description de la figure 7.9

La figure 7.9 a deux graphiques, chacun se composant d'une image satellite de la vallée du bas Fraser superimposée des résultats modélisés pour l'exposition à l'ozone moyenne sur huit heures et la limite prévue de rapport COV/NOx (basée sur le rapport [O3]/[NOy]). Les emplacements des stations du réseau de surveillance fixes sont également indiqués. Une note indique que la simulation est basée sur le troisième jour des simulations du Groupe I, qui utilise les données de météorologie de juin 2006 (Steyn et al., 2011).

Le graphique de gauche montre les résultats liés aux émissions de 1985. Dans ce cas, la zone sensible aux COV comprend la plus grande partie de la vallée du bas Fraser. La limite prévue de rapport COV/NOx part du détroit de Georgie, remonte la côte est de la baie Howe aussi loin au nord que l'île Anvil et le long de la côte nord. La zone sensible aux COV comprend la partie sud du bras Indian et le lac Pitt, et s'étend aussi loin à l'est que Agassiz. La limite prévue de rapport COV/NOx s'étend ensuite vers le sud-ouest jusqu'à la baie Bellingham. Le sud des Îles Gulf est inclus dans la région sensible au NOx alors que le reste de l'île de Vancouver est inclus dans la région sensible aux COV. On voit également les courbes d'exposition à l'ozone à 60, 65, 70, 75 et 80 ppb. La courbe à 60 ppb s'étend au nord de Burlington jusqu'au lac des Esclaves, et tourne ensuite à l'est et comprend les vallées tributaires de la vallée du bas Fraser au nord. Elle s'étend vers l'est jusqu'à la région Coquihalla et vers le sud-est jusqu'à l'ouest du Mont Baker. La courbe à 80 ppb englobe l'extrémité est de la vallée du bas Fraser, au sud du lac Harrison. Les courbes sont régulièrement espacées, mais sont plus rapprochées à l'est, et moins abruptes à l'ouest.

Le panneau de droite montre les résultats du modèle liés aux émissions de 2005. Dans ce cas, la limite COV/NOx a évolué vers l'ouest de Chilliwack et maintenant ne fait que longer l'extrémité nord de la vallée du bas Fraser sans inclure aucune des zones montagneuses au nord. La zone est de la vallée du bas Fraser le long du 49e parallèle est également passée d'un régime sensible aux COV à un régime sensible au NOx. Dans le cas des émissions de 2005, il y a seulement la courbe d'exposition à l'ozone à 60 ppb. La région délimitée par la courbe se trouve dans la zone sensible au NOx à l'extrémité est de la vallée du bas Fraser et comprend la région au sud et à l'est du lac Harrison, mais ne s'étend pas jusqu'à Hope.

 

Figure 7.10 Modification du cycle d’ozone diurne modélisé à Chilliwack (C.-B.), de 1984-1990 à 2000-2006.

Figure 7.10 Modification du cycle d’ozone diurne modélisé à Chilliwack (C.-B.), de 1984-1990 à 2000-2006. (Voir la description ci-dessous)

Description de la figure 7.10

La figure 7.10 est un diagramme d'ozone normalisé (de 0 à 1) selon l'heure de la journée en HNP. Deux traces sont illustrées, les deux pour Chilliwack, en Colombie-Britannique. La première correspond aux années 1984 à 1990, et la deuxième, aux années 2000 à 2006. La première trace demeure inférieure à 0,05 jusqu'à 7 h et augmente ensuite de façon constante pour atteindre 1,0 à 16 h. Elle commence à diminuer à 17 h, et atteint 0,1 avant 24 h. La deuxième trace demeure entre 0,05 et 0,1 jusqu'à 7 h et augmente ensuite de façon constante pour atteindre 1,0 à 16 h. Elle demeure à 1,0 jusqu'à 17 h, et diminue ensuite jusqu'à un peu plus de 0,15 avant 24 h. Les valeurs d'ozone normalisé sont les mêmes pour les deux traces de 9 h à 16 h, mais la trace 2000-2006 indique une concentration d'ozone normalisé invariablement plus élevée de 16 h à 24 h, ce qui se traduit par un profil élargi.

 

Les résultats combinés de Vingarzan et Schwarzhoff (2010) et de Steyn et al. (2011), ainsi que d’une récente étude d’Environnement Canada et de l’Université de la Colombie-Britannique (non publiée) indiquent que la vallée du bas Fraser est le plus souvent une région à concentrations limitées de composés organiques volatils, à l’exception d’épisodes de fortes concentrations d’ozone (niveaux de O3 au-dessus du 95e centile; voir figure 7.7), lorsque les concentrations limitées du NOx ont lieu dans la partie est du bassin atmosphérique. Selon le modèle EKMA illustré dans la figure 7.1, dans la partie ouest de la vallée du bas Fraser à concentrations limitées de composés organiques volatils, des réductions supplémentaires de composés organiques volatils contribuent à réduire les niveaux d’ozone tous les jours, et donc à réduire l’exposition à tous les centiles de la répartition de l’ozone. En revanche, étant donné que l’est de la vallée du bas Fraser a un régime de réactivité d’O3 mixte, une approche de réduction plus adaptée serait requise dans cette région. Cette approche mettrait l’accent sur la réduction des composés organiques volatils une grande partie de l’année (pour les niveaux d’ozone allant jusqu’au 95e centile) et des réductions supplémentaires de NOx lorsque les niveaux d’ozone dépassent le 95e centile.

7.8 Tendances relatives à l’ozone dans la région de Puget Sound

Dans la région de Puget Sound, les tendances à long terme des niveaux d’ozone ambiants ont été étudiées en utilisant les pentes intégrées des régressions linéaires simples. Une décomposition saisonnière a été effectuée sur les moyennes mensuelles de concentrations moyennes quotidiennes maximales sur 8 heures, collectées sur plusieurs sites au fil de l’année. Ces tendances ajustées en fonction des saisons ont été intégrées en utilisant des modèles de régression ordinaires de carrés moindres (OLS) décrits dans l’étude de Jaffe et Ray (2007).

Figure 7.11 présente la tendance à long terme sur chaque site, suite à l’algorithme de décomposition saisonnière et à la ligne de tendance OLS. Tous les sites, à l’exception du Mont Rainier, enregistrant une forte tendance (p < 0,05), ont affiché une augmentation d’environ 0,3 ppb/année, ce qui est cohérent avec la tendance sur plusieurs sites de référence dans l’ouest des États-Unis (Jaffe et Ray, 2007). Les réductions observées d’ozone sur le Mont Rainier sont principalement motivées par un déclin juste avant 2005. Ceci coïncide approximativement avec les contrôles de niveaux de NOx mis en place dans la centrale électrique TransAlta Centralia, qui semble être la plus probable source de NOx qui pourrait influencer les concentrations d’ozone au Mont Rainier.

Figure 7.11 Tendances à long terme à partir de moyennes mensuelles désaisonnalisées des concentrations d’ozone moyennes quotidiennes maximales sur 8 heures sur plusieurs sites, au fil de l’année, dans la région de Puget Sound.

Figure 7.11 Tendances à long terme à partir de moyennes mensuelles désaisonnalisées des concentrations d’ozone moyennes quotidiennes maximales sur 8 heures sur plusieurs sites, au fil de l’année, dans la région de Puget Sound. (Voir la description ci-dessous)

Remarques : Le terme température n’a pas été inclus dans le modèle linéaire car les résultats étaient légèrement différents pour la magnitude de la tendance à long terme. Les tendances statistiquement significatives sont indiquées en gras pour p < 0,05. Cette analyse est principalement applicable aux sites de référence, mais Beacon Hill, à Seattle, est inclus à des fins de comparaison.

Description de la figure 7.11

La figure 7.11 a six diagrammes qui montrent les tendances à long terme des concentrations d'ozone dans la région de Puget Sound. Dans tous les cas, l'axe X montre l'année et l'axe Y indique la concentration d'ozone, de 10 à 50 ppb. Il y a une ligne de données ainsi qu'une ligne de tendances.

Les données pour le Mont Rainier se trouvent dans le coin supérieur gauche. Il est indiqué que le Mont Rainier se situe à une altitude de 1 782 m, et qu'il y a des données pour la période 1999-2011. Une diminution est démontrée; la concentration passe de 45 à 40 ppb, et la ligne de tendance a une pente de -0,56 ppb par année. Il s'agit d'une tendance statistiquement significative.

Les données pour Beacon Hill, à Seattle, se trouvent dans le milieu de la rangée supérieure. Il est indiqué que Beacon Hill, à Seattle, se situe à une altitude de 102 m, et qu'il y a des données pour la période 2007-2011. La concentration est stable à un peu plus de 25 ppb et la ligne de tendance a une pente de -0,02 ppb par année.

Les données pour Cheeka Peak se situent dans le coin supérieur droit. Il est indiqué que Cheeka Peak se situe à une altitude de 478 m, et qu'il y a des données pour la période 2004-2011. Le diagramme révèle une augmentation, selon laquelle les concentrations sont passées d'un peu moins de 35 ppb, à un peu plus de 35 ppb; la ligne de tendance a une pente de 0,31 ppb par année. Il s'agit d'une tendance statistiquement significative.

Les données pour Marblemount se trouvent dans le coin inférieur gauche. Il est indiqué que Marblemount se situe à une altitude de 108 m, et qu'il y a des données pour la période 1996-2008. Le diagramme révèle une augmentation, selon laquelle les concentrations sont passées d'un peu moins de 25 ppb à un peu plus de 25 ppb; la ligne de tendance a une pente de 0,3 ppb par année. Il s'agit d'une tendance statistiquement significative.

Les données pour Tahoma Woods se trouvent dans le milieu de la rangée inférieure. Il est indiqué que Tahoma Woods se situe à une altitude de 415 m, et qu'il y a des données pour la période 1994-2011. Il y a une augmentation, selon laquelle la concentration passe de 25 à 30 ppb, et la ligne de tendance a une pente de 0,22 ppb par année. Il s'agit d'une tendance statistiquement significative.

Les données pour le parc national Olympique se trouvent dans le coin inférieur droit. Il est indiqué que le parc national Olympique se situe à une altitude de 427 m et qu'il y a des données pour la période 1992-2004. La concentration est stable à un peu moins de 25 ppb et la ligne de tendance a une pente de 0,06 ppb par année.

Une note sous la figure indique que le terme température n'a pas été inclus dans le modèle linéaire car les résultats étaient légèrement différents pour la magnitude de la tendance à long terme. Les tendances statistiquement significatives sont indiquées pour p < 0,05. Cette analyse est principalement applicable aux sites de référence, mais Beacon Hill, à Seattle, est inclus à des fins de comparaison.

 

7.9 Régime de production d’ozone dans la région de Puget Sound

Bien qu’une analyse des données ambiantes ne puisse être effectuée pour la région de Puget Sound, du fait des mesures limitées de NOxet de NOy(Arnold et al., 2006), plusieurs études de modélisation ont tenté de définir les caractéristiques de la chimie de l’ozone dans cette zone atmosphérique. Une récente étude de modélisation de (Xie et al., 2011) suggère que les zones urbaines denses et les zones atmosphériques polluées associées à l’ouest des Cascades sont limitées par les COV; une enquête préliminaire, menée par le (WA DOE) (ministère de l’Environnement de l’État de Washington), du rapport COV/NOx sur l’inventaire des émissions du modèle de prévision régionale (AIRPACT) à une résolution de 12 km laisse croire également une limite liée aux composés organiques volatils plus proche de celle des zones urbaines dans l’ouest de Washington, progressant ainsi vers une limite supérieure liée au NOx, comme il est illustré sous figure 7.12. Bien que ces résultats soient cohérents avec les données ambiantes de la vallée du bas Fraser côté Canada et soient en accord avec les caractéristiques géographiques des émissions dans la région de Puget Sound, ils doivent être vérifiés avec les observations ambiantes.

 

Figure 7.12 Rapport COV/NOx à partir de l’inventaire AIRPACT, pendant une journée de concentration élevée en O3.

Figure 7.12 Rapport COV/NOx à partir de l’inventaire AIRPACT, pendant une journée de concentration élevée en O3. (Voir la description ci-dessous)

Remarques : L’inventaire des émissions de 2008 a été utilisé dans le modèle.

Description de la figure 7.12

La figure 7.12 est une carte au trait qui englobe une région qui s'étend de l'océan Pacifique à l'ouest à la frontière ouest du Wyoming à l'est, et de Campbell River, en Colombie-Britannique, au nord, à Eureka, en Californie, au sud. La carte indique la moyenne quotidienne du rapport COV/NOx par différentes couleurs, par incréments de 1,5, 2,2, 3,4, 5,1, 7,6 et 11,4.

En général, le rapport COV/NOx est très peu hétérogène sur le plan spatial. Pour la plus grande partie des rives est et sud de Puget Sound, le rapport est de 1,5; le rapport maximum de cette région, qui se trouve sur le versant ouest de la chaîne des Cascades, est de seulement 2,2. Le long de la côte ouest de l'État de Washington, la valeur est de 2,2, à l'exception de la péninsule olympique, pour laquelle les régions intérieures ont des rapports allant jusqu'à 7,6.

Au Canada, la vallée du bas Fraser a un rapport de 2,2, à l'exception de l'extrême est, où le rapport monte jusqu'à 5,1. Le détroit de Juan de Fuca a un rapport de 2,2, alors que le détroit de Georgie a un rapport de 5,1. La plus grande partie de l'île de Vancouver a un rapport se situant entre 7,6 et 11,4. L'extrême sud de l'île de Vancouver a un rapport de 5,1. La côte Sunshine et les îles au nord du détroit de Georgie ont des rapports de 7,6 à 11,4.

Dans le reste de la zone cartographiée, le rapport COV/NOx est également très peu hétérogène. Les régions avec des faibles rapports incluent la région côtière de l'Oregon, la côte nord de la Californie, le long du fleuve Columbia, et certaines parcelles au sud de l'Idaho. Des rapports plus élevés ont été observés au centre de l'Idaho, au centre de l'Oregon, et dans des parties intérieures au nord de la Californie.

 

7.10 Résumé du chapitre

L’ozone troposphérique est une source de préoccupation pour l’environnement et la santé dans le bassin atmosphérique de Georgia Basin/Puget Sound. Dans ce chapitre, la pollution de l’ozone a été décrite suite à des recherches sur les tendances temporelles et spatiales et autres comparaisons des valeurs mesurées par rapport aux niveaux de référence. Les points de concentration importante de l’ozone ont été identifiés en comparant les mesures ambiantes par rapport aux normes et objectifs relatifs à l’ozone. Enfin, une analyse des données ambiantes et des études de modélisation ont été utilisées afin de définir les caractéristiques du régime de production de l’ozone dans la zone atmosphérique.

La variation temporelle des concentrations d’ozone dans le bassin atmosphérique de la région de Georgia Basin/Puget Sound est caractérisée par des concentrations maximales au printemps dans les valeurs maximales horaires élevées et moyennes pendant l’été. L’ozone estival est produit principalement par la photochimie locale et présente un long cycle diurne avec des concentrations maximales en milieu d’après-midi et des valeurs minimales pendant les premières heures du matin. Les conditions météorologiques pendant l’été peuvent produire des niveaux d’ozone épisodiquement élevés. Les concentrations d’ozone épisodiques en été sont les valeurs les plus élevées observées au cours de l’année, mais sont de courte durée.

Les sites situés en aval des sources d’émissions ont des concentrations d’ozone élevées qui sont généralement plus élevées que celles des noyaux urbains. Les concentrations d’ozone aux endroits en haute altitude ou dans les sites éloignés sont principalement influencées par l’ozone de fond, et on a signalé que l’ozone de fond augmente sur la côte ouest de l’Amérique du Nord.

Les événements d’ozone dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser et dans la région de Puget Sound sont dominés par la production photochimique locale. Malgré une tendance à la baisse des émissions de polluants précurseurs, les tendances de l’ozone, depuis 1991, dans la vallée du bas Fraser augmentent jusqu’au 90 ou 95e centile (selon l’emplacement) dans l’ensemble du bassin atmosphérique. On estime que l’augmentation constante de ces tendances d’ozone est largement attribuable aux réductions de NOx (diminution du titrage d’O3) et probablement aux niveaux naturels accrus. En outre, même si les concentrations horaires de pointe d’O3 ont diminué dans la partie est de la vallée du bas Fraser, les dépassements d’ozone ont continué de se produire à Hope au cours des années 2000. Les causes de ces tendances de l’ozone observées dans la vallée du bas Fraser ont été examinées par la modélisation et l’analyse des données sur l’air ambiant. Ces études démontrent que le bassin atmosphérique est la plupart du temps à concentrations limitées de composés organiques volatils, à l’exception d’épisodes de fortes concentrations d’ozone (niveaux de O3 au-dessus du 95e centile) lorsque les concentrations limitées de NOx ont lieu dans la partie est du bassin atmosphérique. Étant donné la variabilité spatiale et temporelle dans le régime de réactivité de l’ozone dans le bassin atmosphérique, les efforts supplementaires de réduction de l’ozone auraient besoin d’une approche taillée sur mesure. Par exemple, dans la partie ouest de la vallée du bas Fraser, des réductions supplémentaires des composés organiques volatils (COV) pourraient contribuer à réduire les niveaux d'ozone tous les jours de l'année. Cependant, dans la partie est de la vallée du bas Fraser, en raison du régime de réactivité d’O3 mixte, les réductions de composés organiques volatils sont bénéfiques les jours où les concentrations d’ozone atteignent le 95ecentile, alors que des réductions supplémentaires de NOx s’imposent lorsque l’ozone dépasse le 95e centile.

La somme des résultats de diverses études menées dans la région indique que certaines zones de la région du bassin atmosphérique de Georgia-Puget Sound continuent de présenter des dépassements des concentrations d'ozone et risquent de continuer sur cette voie au cours des années à venir. La hausse des niveaux de fond, le changement des émissions et l’évolution de la chimie de l’ozone qui en découle constituent des obstacles perpétuels à la réduction de l’ozone dans le bassin atmosphérique. Des contrôles d’émission supplémentaires probablement seront nécessaires pour réduire, à terme, les niveaux d’ozone ambiants. Les impacts prévus des contrôles planifiés sont décrits dans le chapitre 10, « Modélisation de la qualité de l’air à l’échelle régionale ».

7.11 Références

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8. Matières particulaires

Roxanne Vingarzan (Environnement Canada), Robert Kotchenruther (Région 10 de l’Environmental Protection Agency), Rebecca Saari, Sarah Hanna et Rita So (Environnement Canada)

Les matières particulaires (MP) sont composées de particules en suspension dans l’air sous forme liquide ou solide qui peuvent avoir de nombreuses origines différentes et des propriétés chimiques diverses. Les matières particulaires sont généralement caractérisées par leur taille physique ou leur diamètre, de quelques nanomètres (nm) à plusieurs dizaines de micromètres (µm). Les particules de moins de 2,5 µm présentent un intérêt particulier pour le présent rapport; ces particules sont communément appelées MP2,5 ou matières particulaires fines. Ces matières particulaires fines sont particulièrement préoccupantes pour deux raisons. Premièrement, ces particules sont en mesure de s’infiltrer profondément dans l’appareil respiratoire humain et peuvent être absorbées dans le sang, où il a été démontré qu’elles entraînent des effets biologiques. Deuxièmement, ces particules diffusent la lumière très efficacement et, par conséquent, jouent un rôle important dans la réduction de la visibilité, un sujet abordé au chapitre 9. Certaines formes de matières particulaires sont émises directement dans l’air (matières particulaires primaires), y compris les émissions fugitives de poussières, les embruns, la suie provenant de la fumée de bois, les incendies de forêt et la combustion de combustibles fossiles. Les matières particulaires peuvent également se former dans l’atmosphère (matières particulaires secondaires), à la suite de réactions impliquant les composés tels que les oxydes d’azote (NOx), le dioxyde de soufre (SO2), les composés organiques volatils (COV) et l’ammoniac (NH3). La présente section explore les divers constituants qui forment les matières particulaires et les processus en cause dans la production secondaire. Le présent chapitre examine la contribution des sources naturelles et des concentrations de fond aux concentrations ambiantes de matières particulaires, examine les tendances et les variations dans les niveaux de matières particulaires et détermine les secteurs préoccupants dans le bassin atmosphérique.

8.1 Classification des matières particulaires dans l’air ambiant en fonction de la taille des particules

Comme il a été mentionné précédemment, les matières particulaires sont habituellement caractérisées par leur taille physique et leur composition. La Figure 8.1 illustre une répartition de matières particulaires fines par nombre et par masse. Les particules dont le diamètre est inférieur à 10 μm sont classées comme des MP10 (à titre de référence, leur taille est inférieure à un cheveu humain). Les particules d’un diamètre variant entre MP10 et MP2,5 sont définies comme des fractions grossières. MP2,5 comprend toutes les particules présentant des diamètres inférieurs à 2,5 μm, aussi connues sous le nom de matières particulaires fines. Les plus petites particules, ultrafines, ont un diamètre inférieur à 0,1 µm. Les particules ultrafines, qui sont les plus nombreuses mais qui ont la masse et le volume les plus petits, ont fait l’objet d’études récentes portant sur les effets sur la santé.

Le temps de séjour des matières particulaires dans l’atmosphère dépend de leur taille. Les grosses particules sortent très rapidement sous l’effet de la gravité. Les particules plus petites ont des temps de séjour atmosphérique de l’ordre de quelques jours et sont enfin éliminées de l’atmosphère par dépôt humide dans la pluie, la neige ou le brouillard, ou par dépôt sec par l’entremise de la gravité ou par la turbulence à la surface) (se reporter au chapitre 12, Dépôts atmosphériques et impacts écologiques). Pendant leur séjour dans l’atmosphère, les particules sont transportées à partir de leurs sources et subissent différents processus de transformations physiques et chimiques.

 

Figure 8.1 Répartition des matières particulaires fines par nombre et par masse (NARSTO, 2004).

Figure 8.1 Répartition des matières particulaires fines par nombre et par masse (NARSTO, 2004). (Voir la description ci-dessous)

Description de la figure 8.1

La figure 8.1 a deux diagrammes : celui du haut montre la répartition des matières particulaires fines par nombre, et celui du bas montre la répartition des matières particulaires fines par volume. Dans les deux cas, l'axe X est une échelle logarithmique qui montre le diamètre de 0,003 à 90 microns. Des barres le long de la partie supérieure des représentations graphiques indiquent que les particules ultrafines sont celles d'un diamètre inférieur à 0,1 micron, les particules fines sont celles d'un diamètre inférieur à 2,5 microns, et les grosses particules sont celles d'un diamètre de 2,5 à 10 microns.

Dans le diagramme du haut, l'axe Y indique la concentration numérique normalisée (dN/dlogDP), de 0 à 40 cm-3 x 103. Deux modes de distribution selon un journal normal figurent dans la concentration selon la concentration numérique. L'un est le mode nucléation qui atteint un maximum d'environ 0,003 micron à 35 cm-3 x 103. L'autre est le mode Aitken qui atteint un maximum entre 0,02 et 0,03 micron à environ 14 cm-3 x 103. Ces deux modes se chevauchent entre 0,004 et 0,02 micron; le minimum entre les deux modes a lieu à 0,01 micron et à environ 6 cm-3 x 103.

Dans le diagramme du bas, l'axe Y représente la concentration de volume normalisée (dV/dlogDp) de 0 à 50 µm/cm3. Deux modes, c'est-à-dire le mode accumulation et le mode grosses particules, figurent dans la concentration de volume. Le mode accumulation peut être davantage décomposé dans le sous-mode condensation et le sous-mode gouttelettes. Ces deux derniers sous-modes ainsi que le mode grosses particules sont des modes de distribution selon un journal normal. Le sous-mode condensation atteint un maximum d'environ 0,02 micron à environ 10 µm/cm3. Il s'étend de 0,005 à 1 micron. Le sous-mode gouttelettes atteint un maximum d'environ 0,7 micron à 45 µm/cm3. Il s'étend de 0,15 à 3 microns. Le sous-mode gouttelettes constitue la majeure partie du mode accumulation, alors que le sous-mode condensation ne représente qu'une petite partie. Le mode grosses particules atteint un maximum d'environ 6 microns à environ 25 µm/cm3. Il s'étend de 0,5 à 50 microns.

 

La nucléation a lieu lorsque les gaz chauds refroidissent et se condensent, selon un processus appelé conversion gaz/particule. La plupart des noyaux d’Aitken se présentent sous forme initiale en tant que particules primaires et se développent par condensation ou par coagulation. La coagulation se forme à la suite de collisions entre les particules pour former des particules plus grosses. La coagulation augmente efficacement la masse des particules tout en diminuant les particules plus petites, ce qui génère une modification de la distribution des particules d’aérosol vers des particules plus grosses. Les particules se forment également par des réactions de phase gazeuse comme la réaction du NH3 avec le HNO3 pour former le NH4NO3, transférant ainsi le matériau gazeux vers la phase particulaire (NARSTO, 2004).

Les particules peuvent également se développer par le biais de la condensation en entrant en contact avec des vapeurs réactives qui se condensent à la surface de la particule pour former une particule secondaire plus grosse. En cas de taux élevé d’humidité relative, la vapeur d’eau se condense en petites particules pour former des gouttelettes de nuage. Cette phase aqueuse permet aux réactions chimiques comme la conversion SO2 en SO4= d’avoir lieu (NARSTO, 2004).

La distribution du volume ou de la masse dans la Figure 8.1 est dominée par deux modes, le mode accumulation (d’environ 0,1 à environ 2 μm) et le mode grosses particules (d’environ 2 à 50 μm). La distribution présente un maximum approximatif de 0,6 à 0,8 μm en matière de diamètre, avec un deuxième pic à près de 6 μm. Les particules du mode accumulation sont générées à partir des émissions primaires, de la formation d’aérosols de sulfate et de nitrate secondaires, de la condensation de matières organiques à partir de la phase gazeuse et de la coagulation de particules plus petites. Les particules en mode grosses particules sont généralement produites par des processus mécaniques, notamment le vent ou l’érosion (poussières, sels de mer, pollens, etc.) (NARSTO, 2004).

8.2 Sources et formation des matières particulaires secondaires

La formation et la composition des matières particulaires fines sont liées à leur source d’émission. Les particules primaires sont émises directement dans l’atmosphère, tandis que les particules secondaires sont formées dans l’atmosphère.

Les matières particulaires primaires sont émises par des sources telles que les embruns, les chasse-poussière, la combustion des combustibles fossiles et les activités de construction. Ces particules primaires se trouvent à la fois sous forme fine (MP2,5) et sous forme grossière (MP2,5 à MP10). Les particules primaires d’origine naturelle sont généralement grosses, alors que les particules primaires anthropiques peuvent être fines ou grosses.

La plupart des particules secondaires sous la fraction MP2,5 sont formées à partir de précurseurs gazeux par le biais de processus d’oxydation physiochimiques. Les gaz les plus fréquemment impliqués sont le SO2, le NOx, le NH3 et les COV, et les oxydants les plus fréquents sont l’OH, l’O3 et le NO3. La présente section décrit les sources clés et mécanismes de formation des particules associées aux précurseurs de SO2, NOx, NH3 et COV.

8.2.1 SO2

L’oxydation du dioxyde de soufre (SO2) en sulfate (SO4=) constitue une transformation chimique importante dans la formation des matières particulaires fines (NARSTO, 2004). Les sources naturelles de SO2 incluent, entre autres, les volcans, les bactéries marines et terres humides, bien que la source dominante soit la combustion de combustibles fossiles (Makar, 2001). Le sulfate est généralement créé par le biais d’une réaction chimique du SO2 avec le radical hydroxyle (OH) dans l’air, par le biais de réactions d’oxydation aqueuse après la dissolution du SO2 dans les nuages, dans le brouillard ou dans l’eau de pluie, et par le biais de l’oxydation du SO2 dans des réactions au sein des particules d’aérosols elles-mêmes. Le premier processus est dominant dans la journée, mais négligeable durant la nuit (NARSTO, 2004). L’oxydation de la phase aqueuse qui produit du SO4= dans l’eau des nuages peut apparaître très rapidement, en convertissant bien souvent la totalité du SO2 disponible. Il a été signalé que l’eau des nuages et du brouillard pourrait être responsable de la production de la moitié du SO4= (McHenry et Dennis, 1994; Langner et Rodhe, 1991), ce qui provoque des concentrations élevées de sulfate (Pandis et al., 1992). Les particules sont formées dans ce processus aqueux après l’évaporation de l’eau des nuages, ce qui génère du sulfate particulaire. Ces réactions forment l’acide sulfurique (H2SO4), qui s’associe à l’ammoniac (NH3) pour former le sulfate d’ammonium ((NH4)2SO4). Il s’agit de la forme neutralisée complète de la particule; toutefois, s’il n’y a pas suffisamment de NH3, du bisulfate d’ammonium (NH4HSO4) est formé, ce qui génère une particule qui reste acide.

8.2.2 NOx

Les oxydes d’azote (NO, NO2) sont formés de manière biologique dans le sol et par le biais de réactions avec l’oxygène lors de combustions à haute température. Le radical nitrate (NO3), l’ozone et le radical OH sont impliqués dans les réactions pendant la journée. Bien que le NOx (NO+NO2) réagisse avec l’ozone pour produire le radical NO3 pendant la journée, sa majeure partie se détruit rapidement par photolyse pendant la journée (Makar, 2001). Cependant, l’absence de photochimie permet l’accumulation de NO3 au cours de la nuit. Cette réaction est importante dans la réduction nocturne des concentrations d’ozone. Ces réactions modifient les concentrations de ces trois espèces (NO3, O3, OH) qui sont les principaux agents oxydants générant la formation d’aérosols (Makar, 2001). Une autre réaction chimique importante implique la conversion de NOx(NO+NO2) en acide nitrique (HNO3). Cela apparaît dans des réactions entre le NO2 et l’OH pendant la journée, pour former le HNO3, et entre le NO2 et le radical NO3 pour former le pentoxyde de diazote (N2O5) au cours de la nuit. Le N2O5 subit l’hydrolyse pour former le HNO3. L’équilibre du HNO3 dans l’atmosphère entre la phase gazeuse et la phase liquide est principalement une fonction de la température ambiante, sachant que les températures les plus chaudes génèrent davantage de dégagements gazeux d’aérosol HNO3. L’acide nitrique va réagir avec le NH3, le sel de mer et la poussière, bien que la production de NH4NO3 soit bien souvent le résultat lorsqu’il y a suffisamment de NH3 (NARSTO, 2004). Cette dernière est également accrue par des températures plus basses et par un fort taux d’humidité relative. Les particules résultant de la voie NH3 sont fines, sachant que les particules formées avec le sel de mer ou la poussière peuvent également être grosses. Des informations détaillées sur les réactions chimiques formant des matières particulaires et aérosols sont fournies par l’étude de Makar (2001).

8.2.3 NH3

L’azote sous forme d’ammoniac (NH3) réagit avec le HNO3 et le H2SO4 pour produire des matières particulaires fines. Ces réactions ont été décrites précédemment. Il est important de signaler que la réaction entre le NH3 et le HNO3 formant le NH4NO3 dépend des concentrations relatives de NH3 et de SO4=. En général, l’ammoniac disponible réagit de préférence avec le SO4= d’abord (bien qu’il ne neutralise pas toujours complètement tout le SO4=disponible), avant que tout excès ne soit disponible pour la réaction de neutralisation du NO3- (Blanchard et Hldy, 2003). La voie de l’acide nitrique préfère des températures plus basses et des taux d’humidité relative plus élevés pour optimiser la formation des particules (NARSTO, 2004). Les émissions d’ammoniac jouent un rôle important dans la distribution temporelle et spatiale des matières particulaires fines (Barthelmie et Pryor, 1998).

8.2.4 Matières organiques

La partie organique des matières particulaires fines est une combinaison complexe de centaines de composés organiques différents (NARSTO, 2004). Les aérosols organiques primaires sont émis directement dans l’atmosphère à partir de sources naturelles et anthropiques. Les composés importants pour la formation des aérosols organiques sont les composés organiques gazeux, semi-volatils et non-volatils (Makar, 2001). Les réactions et processus qui entraînent la formation d’aérosols sont complexes. Pour passer de la phase gazeuse à la phase liquide, les composés organiques doivent être semi- ou non-volatils. Les composés organiques gazeux fabriquent des produits à partir de réactions d’oxydation qui sont semi- ou non-volatils. Par conséquent, toutes les formes de composés organiques peuvent participer à la formation de particules. Les particules qui sont formées dans l’atmosphère à partir de matières organiques sont appelées les aérosols organiques secondaires (AOS). La capacité des COV à former des AOSdépend principalement des mêmes conditions nécessaires à la production d’autres particules secondaires : la température, le taux d’humidité relative, la concentration de composés organiques volatils (COV), la réactivité, la disponibilité des oxydants et la zone de surface, ainsi que la volatilité de produits (NARSTO, 2004).

8.2.5 Sources naturelles de matières particulaires

La poussière emportée par le vent est la source naturelle la plus courante de particules primaires. Toutefois, les embruns, les volcans, le pollen végétal et les feux de forêt sont également des sources naturelles de particules primaires. Les composés organiques provenant de la végétation (sources biogéniques) peuvent se présenter sous forme de particules primaires ou peuvent réagir avec d’autres composés pour produire des AOS, comme il a été décrit précédemment. Ce processus, dans lequel des composés organiques biogéniques produisent des particules fines, est très important dans les régions qui sont dominées par une végétation et représente, pour une grande partie, des particules submicrométriques.

Les milieux marins, les volcans et les terres humides sont des sources naturelles de soufre et d’autres composés chimiques qui entrent en réactions pour former des particules secondaires. Les zones d’eau salée dans le bassin de Georgia et de Puget Sound sont des exemples de source naturelle produisant du soufre. Une étude menée par Norman et al. (2004) a permis de constater que 30 % du sulfate de sel non marin prélevé dans les précipitations sur les îles du sud du Golfe et que jusqu’à 13 % du sulfate aérosol dans la vallée du bas Fraser provenaient de l’oxydation du sulfure de diméthyle à partir d’émissions d’algues. Cette estimation est cohérente avec la contribution biogénique estimée pour le bassin de Georgia pendant les périodes de pointe de floraison du phytoplancton (Sharma et al., 2003). Ces sources naturelles fournissent une source de sulfate qui réagit avec d’autres polluants de l’air, notamment le NH3, pour former des matières particulaires fines.

Une partie des MP10 et MP2,5 de l’air ambiant présentes dans le bassin atmosphérique de Georgia Basin et de Puget Sound proviennent du transport longue distance et sont composées de poussières de sol et de la pollution anthropique. En moyenne, on estime que cette contribution est de l’ordre de 1,5 à 2 µg/m3 par année pour les MP2,5 (McKendry, 2006). À l’occasion, des événements de poussières en Asie peuvent provoquer des épisodes régionaux de matières particulaires. En 1998, un événement de poussières asiatique a produit des concentrations de MP10 excessives de 65 μg/m3 sur la totalité de la région, de la fin du mois d’avril au début du mois de mai, alors que les niveaux normaux auraient dû être de 20 μg/m3 (Environmental Protection Agency des États-Unis, 2002). Chilliwack, dans la partie est de la vallée du bas Fraser, a enregistré des concentrations de MP10 de 120 μg/m3 et des concentrations de MP2,5 de 44 μg/m3 (Suzuki et Taylor, 2003) pendant cette période. Les événements de poussières liés aux transports longue distance à grande échelle ont couvert 15 à 30 % de la région continentale des États-Unis et ont augmenté les niveaux de MP2,5 de 8,7±2,3 μg/m3 en moyenne, pendant ces événements (Environmental Protection Agency des États-Unis, 2002).

8.2.6 Matières particulaires de fond

Les niveaux de matières particulaires de fond concernent une partie de MP provenant de sources qui ne sont pas sous le contrôle des juridictions locales. McKendry (2006) a examiné des études sur les matières particulaires de fond en Colombie-Britannique et a identifié les sources potentielles majeures suivantes :

  • Matières crustales locales transportées par le vent. Les plus connues sont les événements de poussée d’air hivernal dans l’est de la vallée du bas Fraser, quand de forts vents (8 à 10 m/s) mobilisent les matériaux du lit de la rivière (McKendry, 2000).
  • Les incendies de forêt (principalement l’été) qui touchent principalement les régions intérieures de la Colombie-Britannique, mais peuvent avoir une incidence sur la qualité de l’air côtier et les zones avoisinantes (y compris l’état de Washington).
  • Transport transpacifique de poussières (McKendry et al., 2001) découlant de violentes tempêtes de poussière au printemps en Asie. En raison de la longue distance par rapport à la source, le diamètre moyen des particules pour cette matière est d’environ 2,5 μm et peut donc contribuer de façon significative aux MP2,5 (Husar et al., 2001).

L’incidence des événements épisodiques de ces sources sur les niveaux des matières particulaires de fond est résumée dans le Tableau 8.1. La contribution du transport à grande distance sera explorée plus en détail dans le chapitre 11 (transport transfrontalier).

Tableau 8.1 Incidence des événements épisodiques sur les matières particulaires de fond en Colombie-Britannique (adapté de McKendry, 2006).
Sources de fondConcentration maximale de MP2,5 ambiantesDurée de l’événementContribution de MP de fond aux niveaux ambiantsÉtendue spatialeFréquence
Incendies de forêts d’août 2003 à Kelowna
284 µg/m3
7 jours
100 %
À l’échelle régionale
Interannuelle
Événement de poussière asiatique d’avril 19981
44 µg/m3
jours
50 %2
Continentale
Potentiellement décennale
Événement de poussière local à Chilliwack
(7 janvier 2005)
MP2,5entre 2 et 5 µg/m3 (MP10 à 50 µg/m3)
jours
0 à 50 %
Échelle locale
Annuelle

Remarques :

1McKendry et al., 2001; Husar et al., 2001

2L’Environmental Protection Agency (EPA) des États-Unis (2002) suggère une augmentation de 8,7± 2,3 μg/m3 pendant les événements de poussière, avec des contributions de la poussière maximales moyennes de 19,7± 8,4 μg/m3

Description du tableau 8.1

Le tableau 8.1 présente l'incidence de trois sources épisodiques sur les concentrations de fond de matières particulaires en Colombie-Britannique.

La première rangée du tableau contient les en-têtes « Sources épisodiques », « Concentration maximale de MP2,5 ambiantes », « Durée de l'événement », « Contribution épisodique à l'air ambiant », « Étendue spatiale », et « Fréquence ». La première colonne montre les différentes sources épisodiques prises en compte. Elles sont :

  • Incendies de forêt d'août 2003 à Kelowna
  • Événement de poussière asiatique d'avril 1998 (références : McKendry et al., 2001; Husar et al., 2001)
  • Événement de poussière local à Chilliwack (le 7 janvier 2005)

La deuxième à la sixième colonnes donnent les détails sur la façon dont chaque source épisodique a une incidence sur l'ozone en Colombie-Britannique.

Pour les incendies de forêts d'août 2003 à Kelowna, la concentration maximale de MP2,5 ambiantes est de 284 µg/m3, la durée de l'événement est de sept jours, la contribution épisodique à l'air ambiant est de 100 %, l'étendue spatiale est régionale, et la fréquence est interannuelle.

Pour l'événement de poussière asiatique d'avril 1998, la concentration maximale de MP2,5 ambiantes est de 44 µg/m3, la durée de l'événement se mesure en jours, la contribution épisodique à l'air ambiant est de 50 % (l'Environmental Protection Agency des États-Unis [2002] suggère une augmentation de 8,7± 2,3 μg/m3 pendant les événements de poussières, avec des contributions de poussières maximales moyennes de 19,7± 8,4 μg/m3), l'étendue spatiale est continentale, et la fréquence est possiblement décennale.

Pour l'événement de poussière local à Chilliwack, la concentration maximale de MP2,5 ambiantes est de 2 à 5 µg/m3 (MP10 à 50 µg/m3), la durée de l'événement se mesure en jours, la contribution épisodique à l'air ambiant est de 0 à 50 %, l'étendue spatiale est locale, et la fréquence est annuelle.

 

Plusieurs études ont estimé les concentrations de fond des matières particulaires dans les régions du bassin atmosphérique de Georgia Basin et de Puget Sound ou aux alentours. Dann et al. (2011) ont signalé des valeurs moyennes et médianes respectives de 3,6 et 3,2 µg/m3, pour le site régional de l’île Saturna dans le bassin de Georgia. Ceci était fondé sur une analyse des types de trajectoire de parcelle d’air associée à des concentrations moyennes de MP2,5 les plus basses sur 6 heures au 95e centile entre 2003 et 2006. McKendry (2006) a estimé une concentration de fond moyenne dans les masses d’air arrivant en Colombie-Britannique des trajectoires du Pacifique nord de 1,5 à 2 µg/m3. Sur la côte ouest pacifique, Jaffe et al. (2005) ont également estimé une concentration de fond associée de MP2,5maritimes/asiatiques de 1,5 µg/m3 (médiane) et de 2,1 µg/m3 (moyenne) au lac Crater, dans l’Oregon. Vingarzan (2004b) a signalé une plage de concentrations de fond de 1 à 4 µg/m3 dans l’ouest de l’Amérique du nord. Les tendances temporelles à long terme des matières particulaires de fond ne sont pas disponibles, du fait du manque de données à ce sujet.

8.3 Concentrations annuelles, saisonnières et diurnes des MP2,5 ambiantes

8.3.1 Concentrations et cycles temporels des MP2,5

Les concentrations de masse de MP2,5 annuelles moyennes dans les zones rurales du bassin atmosphérique de Georgia et de Puget Sound varient de 2 à 4 μg/m3. Près des centres urbains majeurs de Seattle, Victoria et Vancouver, les moyennes annuelles des MP2,5 sont de 7 à 8 μg/m3. Les concentrations annuelles moyennes de MP2,5, obtenues à partir de mesures d’appareils de surveillance continue par balance microélectronique ((TEOM)), dans la vallée du bas Fraser vont de 5 à 6 μg/m3(NAPS, 2006).

Dans la vallée du bas Fraser, les épisodes estivaux de MP2,5apparaissent parfois dans des conditions météorologiques stagnantes conduisant à la formation d’aérosols secondaires. En outre, la fumée transportée des incendies de forêt en Colombie-Britannique et partout ailleurs peut également contribuer à des épisodes de MP2,5 observés localement.

Les épisodes de MP2,5 pendant la saison froide apparaissent pendant les mois d’automne ou d’hiver, lorsque les émissions liées à la combustion du bois et au chauffage des locaux s’ajoutent à la charge de matières particulaires existante associée aux conditions météorologiques stagnantes et à une hauteur de mélange moindre. Les niveaux élevés de MP2,5 dans certaines stations de la vallée du bas Fraser, notamment l’aéroport de Vancouver et Pitt Meadows, peuvent être liés à la fumée de la combustion du bois dans les zones résidentielles voisines (Larson et al., 2007). De la même manière, les concentrations annuelles moyennes de pointe (98e centile) à Seattle et Tacoma sont généralement observées en automne et en hiver, et atteignent des niveaux de 28 à 31 μg/m3 à Seattle et de 43 à 46 μg/m3 à Tacoma.

Pendant les conditions épisodiques, les valeurs maximales sur 24 heures dépassent généralement 15 μg/m3 et parfois 20 μg/m3 dans la vallée du bas Fraser (Brook et al., 2011). Bien que cela soit rare, il y a eu des épisodes occasionnels où les concentrations de MP2,5 ont atteint des niveaux extrêmes. Le dernier événement de ce type s’est produit au moment de l’incendie à la tourbière Burns au cours de l’été 2005. Le 19 septembre, une nappe de fumée a recouvert la vallée du bas Fraser et entraîné des concentrations horaires de MP2,5dépassant 274 μg/m3 au sud de Burnaby et des concentrations MP2,5 moyennes sur 24 heures dépassant 40 μg/m3 à certains endroits. Les niveaux de MP2,5 dépassent parfois l’objectif sur 24 heures de 25 μg/m3 du Grand Vancouver, à cause des incendies de forêt, des épisodes de smog durant l’été, des inversions hivernales et des activités localisées de feux d’artifice (Grand Vancouver, 2010).

Les variations hebdomadaires des MP2,5 dans le bassin de Georgia sont généralement limitées (Suzuki et Taylor, 2003). Ceci est également le cas pour les MP2,5 quotidiennes, bien que plusieurs sites présentent des pics le soir et certains autres présentent des pics pendant la circulation des véhicules. Suzuki et Taylor (2003) ont découvert un profil diurne constitué de petites concentrations de pointe en matinée et en soirée et des concentrations de masse variant seulement de quelques μg/m3 par rapport à la valeur moyenne quotidienne. Une exception a été constatée sur le site de Victoria, où des pics en soirée ont atteint des valeurs de plus de 5 μg/m3au-dessus de la moyenne (Suzuki et Taylor, 2003). Plus récemment, pour l’année 2006, Brook et al. (2011) ont signalé un pic à l’heure de pointe du matin et un pic encore plus prononcé en soirée sur le site de Kitsilano, qui est situé dans la zone urbaine dense près du centre-ville de Vancouver. Le pic matinal de MP2,5 n’a pas été observé dans les sites plus ruraux de Hope et de Langley. La couche limite superficielle nocturne a maintenu des niveaux moyens horaires de MP2,5 élevés au cours de la nuit sur tous les sites, par concentration des émissions locales (Brook et al., 2011).

8.3.2 Concentrations et cycles temporels des MP10

Les concentrations de MP10 sur 24 heures dans le bassin de Georgia vont de 12 à 16 μg/m3 avec des valeurs de pointe de 28 à 30 μg/m3 en septembre. Le sud de l’île de Vancouver enregistre ses plus fortes concentrations moyennes de MP10 pendant le printemps (avril), avec des pics de concentrations maximales de 55 à 60 μg/m3 en octobre et en novembre (Suzuki et Taylor, 2003). Les zones rurales de Puget Sound ont des concentrations moyennes annuelles de MP10 de l’ordre de 4 à 7 μg/m3, avec des concentrations maximales sur 24 heures de l’ordre de 20 à 25 μg/m3. Les variations durant la semaine des concentrations de MP10 ont affiché une différence de 20 % entre les valeurs maximales et les valeurs minimales au milieu de la semaine, les valeurs minimales étant généralement observées le dimanche (Suzuki et Taylor, 2003). Les variations avaient donc tendance à être moins importantes dans les zones suburbaines que dans les zones urbaines ou industrielles.

8.4 Niveaux de MP2,5 ambiantes comparativement aux normes et objectifs

Les normes de concentration ambiante des MP2,5 fournissent une base réglementaire pour évaluer les concentrations ambiantes. Les concentrations de MP2,5 dans le bassin de Georgia et de Puget Sound sont généralement inférieures aux objectifs nationaux et aux normes de la plupart des régions, avec une exception notable à Puget Sound.

La Figure 8.2 montre que les MP2,5 de Tacoma ont dépassé les valeurs de la norme nationale américaine de qualité de l’air ambiant (NAAQS) sur 24 heures de 35 μg/m3 pour la totalité de la période d’enregistrement. Pour Marysville, les MP2,5 dépassaient les valeurs de la NAAQSsur 24 heures mais ont chuté et ont atteint la limite-seuil depuis 2005. Les concentrations moyennes régionales du comté de Pierce dépassent également cette norme; leurs concentrations de MP2,5 les plus élevées sur 24 heures au 98e centile étaient supérieures à 41 μg/m3 entre 2005 et 2008 (Environmental Protection Agency des États-Unis, 2010). Le 14 décembre 2009, l’Environmental Protection Agency des États-Unis a officiellement désigné la région Wapato Hills-vallée du fleuve Puyallup comme une zone de non-conformité à la norme nationale américaine de qualité de l’air ambiant sur 24 heures pour les MP2,5 ((WA DOE), 2010a).

 

Figure 8.2 Mesure du standard des MP2,5 de l’EPA des États-Unis pour Marysville, Seattle et Tacoma dans la région de Puget Sound.

Figure 8.2 Mesure du standard des MP2,5 de l’EPA des États-Unis pour Marysville, Seattle et Tacoma dans la région de Puget Sound. (Voir la description ci-dessous)

Remarques : Moyennes sur 3 ans au 98e centile le plus élevé à partir des données quotidiennes (Station AIR 53-061-1007 pour Marysville) (Station AIRS 53-033-0080 pour Seattle) (Station AIRS 53-053-0029 pour Tacoma).

Description de la figure 8.2

La figure 8.2 a deux parties. À la droite, il y a une image satellite qui montre la région de Puget Sound; les villes de Marysville, de Seattle et de Tacoma sont indiquées par des cercles. À la gauche, il y a un diagramme dans lequel sont indiquées les années 2000 à 2011 sur l'axe X, et la concentration en MP2,5 de 0 à 50 µg/m3 sur l'axe Y. Une ligne horizontale à 35 ppb indique la norme de qualité de l'air ambiant en vigueur aux États-Unis pour les MP2,5. Les données montrées correspondent à des moyennes chevauchantes sur 3 ans au 98e centile le plus élevé obtenues à partir des données quotidiennes (Station AIRS 53-061-1007 pour Marysville, Station AIRS 53-033-0080 pour Seattle et Station AIRS 53-053-0029 pour Tacoma).

Pour Marysville, il y a des données pour la période de 2003 à 2010. En 2003, la concentration était d'un peu plus de 40 µg/m3; elle a constamment diminué pour atteindre environ 32 µg/m3 en 2006, et est demeurée entre 30 et 35 µg/m3 jusqu'en 2009. En 2010, la concentration se situait entre 25 et 30 µg/m3.

Pour Seattle, il y a des données pour 2001 à 2010. De 2001 à 2006, la concentration est demeurée entre 20 et 25 µg/m3. Après 2006, la concentration est diminuée de façon constante jusqu'à environ 15 µg/m3 en 2010.

Pour Tacoma, il y a des données de 2003 à 2010. De 2003 à 2008, la concentration a augmenté de façon constante, passant d'environ 37 µg/m3 à un peu moins de 45 µg/m3. Après 2008, la concentration a diminué de nouveau jusqu'à environ 37 µg/m3 en 2010.

 

D’autres zones de Georgia Basin et de Puget Sound sont demeurées bien en deçà de leurs normes nationales respectives de MP2,5. La Figure 8.2 indique que Seattle devrait atteindre la valeur de la NAAQSaméricaine. De la même manière, les concentrations de MP2,5 sur quatre sites de la vallée du bas Fraser (Kitsilano, Pitt Meadows, Abbotsford et Chilliwack) sont bien en deçà du standard pancanadien (Figure 8.3).

8.5 Tendances de MP2,5

Les efforts de surveillance des MP2,5 à l’échelle nationale sont relativement récents dans les deux pays; la période d’enregistrement est donc trop courte pour prévoir des tendances à long terme sur de nombreux sites. L’analyse des tendances est également compliquée par les changements des méthodes de surveillance des matières particulaires, notamment l’ajout de sécheurs aux appareils de surveillance continue par balance microélectronique. Néanmoins, les concentrations de MP2,5 sur la plupart des sites semblent présenter un lent déclin (Figure 8.2 et Figure 8.3), à l’exception de Tacoma. Sur le Mont Rainier dans la région de Puget Sound (non illustré), le (WA DOE) (2002) a découvert une forte tendance à la baisse des MP2,5 de l’ordre de 0,32 μg/m3 par année, de 1988 à 1999. De façon similaire, les données moyennes de MP2,5 sur 24 heures de Rocky Point, dans le bassin de Georgia (non illustré), indiquent une tendance à la baisse statistiquement importante (p < 0,05) de l’ordre de 0,42 μg/m3 par année, entre 1993 et 2004. De récentes analyses de la rétrodiffusion des particules (un substitut aux mesures de MP2,5) dans la vallée du bas Fraser indiquent également des tendances à la baisse statistiquement importantes depuis 2002 (So et Vingarzan, 2010).

Figure 8.3 Mesure du standard pancanadien des MP2,5pour quatre sites dans la vallée du bas Fraser.

Figure 8.3 Mesure du standard pancanadien des MP2,5pour quatre sites dans la vallée du bas Fraser.

Remarques : Moyennes sur 3 ans au 98e centile le plus élevé basées sur des données moyennes sur 24 heures (Stations NAPS, d’ouest en est : 100118, 101202,101004, 101101).
Les données antérieures à 2004 ont été recueillies sans sécheur et sont donc illustrées séparément.

Description de la figure 8.3

La figure 8.3 est composée de trois parties. Le diagramme supérieur est une image satellite de la vallée du bas Fraser dans laquelle les emplacements des stations de surveillance de la qualité de l'air de Kitsilano, de Pitt Meadows, d'Abbotsford et de Chilliwack sont indiqués par des cercles. Deux graphiques, un dans le coin inférieur gauche et un dans le coin inférieur droit, montrent les concentrations de MP2,5 (en µg/m3) à ces stations par rapport au temps. Le graphique du coin inférieur gauche montre les années de 2004 à 2009. Avant 2004, on recueillait les données sans sécheur; les données de 1997 à 2003 sont donc illustrées séparément dans le coin inférieur droit. Les deux graphiques ont également une ligne horizontale à 30 µg/m3, qui indique la norme pancanadienne. Les données montrées correspondent à des moyennes sur trois ans au 98e centile le plus élevé basées sur des données moyennes sur 24 heures (Stations NAPS, d'ouest en est : 100118, 101202,101004, 101101).

Pour la station de Kitsilano, il y a des données pour la période de 2005 à 2009. En 2005, la concentration en MP2,5 était d'environ 15 µg/m3. Cette concentration a diminué lentement pour se situer entre 10 et 15 µg/m3 en 2009.

Pour la station de Pitt Meadows, il y a des données pour la période de 2004 à 2008. En 2005, la concentration en MP2,5 était d'environ 15 µg/m3. Cette concentration a diminué lentement pour se situer entre 10 et 15 µg/m3 en 2009.

Pour la station d'Abbotsford, il y a des données pour la période de 2006 à 2008. En 2005, la concentration en MP2,5 se situait entre 10 et 15 µg/m3. Cette concentration a diminué lentement jusqu'à environ 10 µg/m3 en 2009.

La station de Chilliwack est la seule pour laquelle il existe des données antérieures à 2004; dans ce cas, les données concernent les années 1997 à 2003. En 1997, la concentration en MP2,5était un peu inférieure à 15 µg/m3. Elle est demeurée stable jusqu'en 2000, a diminué à environ 12 µg/m3 en 2001, pour ensuite rester à cette dernière concentration jusqu'en 2003.

 

8.6 Analyse de la composition des matières particulaires fines

Comprendre la composition des matières particulaires est la clé pour comprendre ses effets sur la santé humaine et sur l’environnement. Les matières particulaires peuvent transporter des toxines et des métaux et peuvent influencer de manière variable le climat, l’environnement et la visibilité. Par conséquent, la composition des particules peut être aussi importante que leur concentration lorsqu’il s’agit de comprendre et d’évaluer les incidences des MP2,5 ambiantes.

Dans la figure 8.4, les concentrations relatives d’ammoniac, de sodium, de sulfate et de nitrate dans les MP2,5sont illustrées avec la taille des particules mesurées pour deux sites dans la vallée du bas Fraser (notez que la taille de particules est décroissante de gauche à droite). Le nitrate de sodium domine la fraction de grosses particules (supérieures à 2,5 µm), alors que le sulfate d’ammonium et, à un degré moindre, le nitrate d’ammonium semblent dans la fraction de particules fines (inférieures à 2,5 µm). Ceci est principalement dû à la formation du nitrate de sodium en mode grosses particules suivi de la réaction de l’acide nitrique et du sel de mer (NaCl).

Figure 8.4 Composition chimique et classe granulométrique des MP2,5 sur deux sites dans le bassin atmosphérique de Georgia Basin (Pryor, 2003).

Figure 8.4 Composition chimique et classe granulométrique des MP2,5 sur deux sites dans le bassin atmosphérique de Georgia Basin (Pryor, 2003). (Voir la description ci-dessous)

Remarques : (1) Des concasseurs de dépôts uniformes à micro-orifice à dix paliers (MOUDI-110) ont été déployés dans les zones de Langley et du Mont Sumas. Chaque palier possède un diamètre de pointe de découpe plus petit que le précédent, pour permettre un tri des particules. (2) L’équilibre des ions est un moyen de vérifier la précision des résultats d’analyse. Les écarts par rapport à un coefficient anions/cations de 1,0 permettent d’évaluer les erreurs d’analyse ou les ions manquants.

Description de la figure 8.4

La figure 8.4 est composée de deux diagrammes à barres empilées, un pour Langley, et un pour le Mont Sumas. Chaque diagramme montre la concentration d'ammoniac, de sodium, de sulfate, et de nitrate (en mol/m3) pour 11 différentes granulométries. Les particules ont été recueillies au moyen de concasseurs de dépôts uniformes à micro-orifice à dix paliers (MOUDI-110). Chaque palier possède un diamètre de pointe de découpe plus petit que le précédent, pour permettre un tri des particules. Les diamètres des particules pour chacun des paliers de 0 à 10 sont indiqués comme étant de 20, 10, 6, 3,5, 2, 1, 0,6, 0,35, 0,15 et 0,125 microns. Pour chaque dimension ou palier, la moyenne de l'équilibre ionique est également indiquée. L'équilibre des ions est un moyen de vérifier la précision des résultats d'analyse. Les écarts par rapport à un coefficient anions/cations de 1,0 permettent d'évaluer les erreurs d'analyse ou les ions manquants.

Les données pour Langley sont les suivantes :

  • Le palier 0 a environ 1 mol/m3 de sodium, 0,25 mol/m3 d'ammoniac, 0,5 mol/m3 de nitrate, et moins de 0,1 mol/m3 de sulfate. La moyenne de l'équilibre ionique est de 1,4.
  • Le palier 1 a environ 0,25 mol/m3 de sodium, 0,1 mol/m3 d'ammoniac, 0,25 mol/m3 de nitrate, et moins de 0,1 mol/m3 de sulfate. La moyenne de l'équilibre ionique est de 1,2.
  • Le palier 2 a environ 1,1 mol/m3 de sodium, 0,25 mol/m3 d'ammoniac, 0,5 mol/m3 de nitrate, et moins de 0,1 mol/m3 de sulfate. La moyenne de l'équilibre ionique est de 1,1.
  • Le palier 3 a environ 3,5 mol/m3 de sodium, 0,5 mol/m3 d'ammoniac, 2,5 mol/m3 de nitrate, et 0,25 mol/m3 de sulfate. La moyenne de l'équilibre ionique est de 1,0.
  • Le palier 4 a environ 3 mol/m3 de sodium, 0,5 mol/m3 d'ammoniac, 3 mol/m3 de nitrate, et 0,25 mol/m3 de sulfate. La moyenne de l'équilibre ionique est de 1,0.
  • Le palier 5 a environ 3 mol/m3 de sodium, 0,5 mol/m3 d'ammoniac, 2 mol/m3 de nitrate, et 0,25 mol/m3 de sulfate. La moyenne de l'équilibre ionique est de 1,1.
  • Le palier 6 a environ 1 mol/m3 de sodium, 2,5 mol/m3 d'ammoniac, 1 mol/m3 de nitrate, et 2 mol/m3 de sulfate. La moyenne de l'équilibre ionique est de 1,0.
  • Le palier 7 a environ 0,25 mol/m3 de sodium, 6,5 mol/m3 d'ammoniac, 1 mol/m3 de nitrate, et 4 mol/m3 de sulfate. La moyenne de l'équilibre ionique est de 1,0.
  • Le palier 8 a environ 0,25 mol/m3 de sodium, 8 mol/m3 d'ammoniac, 0,75 mol/m3 de nitrate, et 4 mol/m3 de sulfate. La moyenne de l'équilibre ionique est de 0,9.
  • Le palier 9 a environ 0,1 mol/m3 de sodium, 1 mol/m3 d'ammoniac, 0,1 mol/m3 de nitrate, et 1 mol/m3 de sulfate. La moyenne de l'équilibre ionique est de 0,6.
  • Le palier 10 a environ 0,1 mol/m3 de sodium, 0,1 mol/m3 d'ammoniac, 0,1 mol/m3 de nitrate, et 0,1 mol/m3 de sulfate. La moyenne de l'équilibre ionique est de 1,3.

Les données pour le Mont Sumas sont les suivantes :

  • Le palier 0 a environ 0,75 mol/m3 de sodium, 0,25 mol/m3 d'ammoniac, 0,5 mol/m3 de nitrate, et 0,25 mol/m3 de sulfate. La moyenne de l'équilibre ionique est de 1,0.
  • Le palier 1 a environ 0,25 mol/m3 de sodium, 0,25 mol/m3 d'ammoniac, 0,25 mol/m3 de nitrate, et moins de 0,1 mol/m3 de sulfate. La moyenne de l'équilibre ionique est de 1,3.
  • Le palier 2 a environ 1,0 mol/m3 de sodium, 0,5 mol/m3 d'ammoniac, 1,5 mol/m3 de nitrate, et moins de 0,1 mol/m3 de sulfate. La moyenne de l'équilibre ionique est de 1,0.
  • Le palier 3 a environ 3 mol/m3 de sodium, 1 mol/m3 d'ammoniac, 4 mol/m3 de nitrate, et moins de 0,1 mol/m3 de sulfate. La moyenne de l'équilibre ionique est de 0,9.
  • Le palier 4 a environ 2,5 mol/m3 de sodium, 1 mol/m3 d'ammoniac, 2,5 mol/m3 de nitrate, et moins de 0,1 mol/m3 de sulfate. La moyenne de l'équilibre ionique est de 0,8.
  • Le palier 5 a environ 2 mol/m3 de sodium, 1 mol/m3 d'ammoniac, 2 mol/m3 de nitrate, et 0,25 mol/m3 de sulfate. La moyenne de l'équilibre ionique est de 1,1.
  • Le palier 6 a environ 0,25 mol/m3 de sodium, 5,5 mol/m3 d'ammoniac, 2 mol/m3 de nitrate, et 2 mol/m3 de sulfate. La moyenne de l'équilibre ionique est de 1,1.
  • Le palier 7 a environ 0,25 mol/m3 de sodium, 10 mol/m3 d'ammoniac, 2 mol/m3 de nitrate, et 6 mol/m3 de sulfate. La moyenne de l'équilibre ionique est de 0,9.
  • Le palier 8 a moins de 0,1 mol/m3 de sodium, 5 mol/m3 d'ammoniac, 0,5 mol/m3 de nitrate, et 4 mol/m3 de sulfate. La moyenne de l'équilibre ionique est de 0,8.
  • Le palier 9 a moins de 0,1 mol/m3 de sodium, 0,5 mol/m3 d'ammoniac, 0,25 mol/m3 de nitrate, et 0,5 mol/m3 de sulfate. La moyenne de l'équilibre ionique est de 0,5.
  • Le palier 10 a moins de 0,1 mol/m3 de sodium, 2 mol/m3 d'ammoniac, 0,25 mol/m3 de nitrate, et 1 mol/m3 de sulfate. La moyenne de l'équilibre ionique est de 1,0.

 

Une analyse de la composition des MP2,5 dans le bassin atmosphérique de Georgia Basin et de Puget Sound est illustrée dans la Figure 8.5. Le carbone organique, le nitrate d’ammonium et le sulfate d’ammonium sont les principaux composants sur tous les sites. Pour comparer les quatre sites, qui vont du Mont Rainier à la zone urbaine de Seattle, il faut d’abord prendre en compte la plage de concentrations annuelles moyennes de MP2,5. Seattle présente la concentration annuelle la plus élevée de MP2,5 (7,2 μg/m3) et le Mont Rainier présente la moitié des concentrations de tout autre site (3,1 μg/m3). La zone urbaine résidentielle de Burnaby et la zone rurale d’Abbotsford ont des concentrations proportionnées, qui sont similaires mais pas moins importantes à celles de Seattle.

Il existe certaines différences notables dans la composition des MP2,5sur ces sites. Le sulfate d’ammonium présente la concentration la plus importante sur le site de Seattle, probablement du fait des émissions industrielles et maritimes locales plus importantes. Le Mont Rainier présente également une concentration plus élevée de sulfate, ce qui est probablement dû au sulfate transporté et aux précurseurs; toutefois, ses concentrations totales en sulfate sont beaucoup plus basses que celles de Seattle, selon la masse (0,8 μg/m3 comparativement à 1,6 μg/m3).

Le nitrate d’ammonium a un taux plus élevé sur le site d’Abbotsford dans l’est de la vallée du bas Fraser, où les émissions d’ammoniac et les concentrations ambiantes sont élevées. Les concentrations élevées d’ammoniac optimisent la formation de nitrate d’ammonium, qui, dans ce bassin atmosphérique, est limitée par la disponibilité des espèces d’azote à l’état oxydé, et non pas de l’ammoniac. Au sud de Burnaby, une plus grande disponibilité de SO2 altère l’équilibre en faveur du sulfate d’ammonium.

 

Figure 8.5 Contribution en pourcentage à la masse totale reconstituée (MTR) pour les matières particulaires fines à partir de six constituants de MP2,5 dans la région de Georgia Basin et de Puget Sound.

Figure 8.5 Contribution en pourcentage à la masse totale reconstituée (MTR) pour les matières particulaires fines à partir de six constituants de MP2,5 dans la région de Georgia Basin et de Puget Sound. Georgia Basin  Burnaby (zone urbaine-résidentielle)  Figure 8.5. Contribution en pourcentage à la masse totale reconstituée (MTR) pour les matières particulaires fines à partir de six constituants de MP2,5 dans la région de Georgia Basin et de Puget Sound. (Voir la description ci-dessous)  Total des MP2,5 = 6,1 μg/m3 Site RNSPA n° 100119    Puget Sound  Seattle (zone urbaine)  Figure 8.5. Contribution en pourcentage à la masse totale reconstituée (MTR) pour les matières particulaires fines à partir de six constituants de MP2,5 dans la région de Georgia Basin et de Puget Sound. (Voir la description ci-dessous)  Total des MP2,5 = 7,2 μg/m3 Site IMPROVE(53-033-0080)

Figure 8.5 Contribution en pourcentage à la masse totale reconstituée (MTR) pour les matières particulaires fines à partir de six constituants de MP2,5 dans la région de Georgia Basin et de Puget Sound. Abbotsford (zone rurale)  Figure 8.5. Contribution en pourcentage à la masse totale reconstituée (MTR) pour les matières particulaires fines à partir de six constituants de MP2,5 dans la région de Georgia Basin et de Puget Sound. (Voir la description ci-dessous)  Total des MP2,5 = 6,5 μg/m3 Site RNSPA n° 101004  Remarques :  Moyenne pour tous les jours de 2003 à 2008 ANO3 = nitrate d’ammonium = 1,29*NO3 ASO4 = sulfate d’ammonium = 1,375*SO4 EC = carbone élémentaire MO = matière organique = 1,6*OC (zone mélangée : urbaine/rurale) Sel de mer = chlorure de sodium = 1,8*(Chlorure) Sol = 3,48*Si+1,63*Ca+1,5*Fe+1,41*K+1,94*Ti Le calcul du sol ne comprend pas l’aluminium parce que les données sur l’aluminium ne sont pas fiables. La MTR était supérieure à la masse des MP2,5, ce qui indique qu’une ou plusieurs masses de constituant reconstituées sont surestimées. Cela génère également une valeur négative pour les éléments traces, qui n’a donc pas été incluse dans les parcelles d’étude ci-dessus.    Mount Rainier (zone éloignée)  Figure 8.5. Contribution en pourcentage à la masse totale reconstituée (MTR) pour les matières particulaires fines à partir de six constituants de MP2,5 dans la région de Georgia Basin et de Puget Sound. (Voir la description ci-dessous)  Total de MP2,5 = 3,1 μg/m3 Site IMPROVE(53-053-0014)/p>

Description de la figure 8.5

La figure 8.5 montre des données de deux stations dans le bassin de Georgia (la station de Burnaby, un site résidentiel-urbain, et la station d'Abbotsford, un site rural), ainsi que des données de deux stations dans la région de Puget Sound (la station de Seattle, un site urbain, et le Mont Rainier, un site éloigné). Pour chaque site, il y a un diagramme à secteur qui présente la contribution en pourcentage à la masse totale reconstituée (MTR) pour les matières particulaires à partir de six constituants de MP2,5. Voici ces constituants : ANO3, ASO4, carbone élémentaire, matière organique, sel de mer, éléments traces, et éléments du sol.

Il y a les notes suivantes pour la masse totale reconstituée du bassin de Georgia :

  1. Moyenne pour tous les jours de 2003 à 2008
  2. ANO3 = nitrate d'ammonium = 1,29*NO3
  3. ASO4 = sulfate d'ammonium = 1,375*SO4
  4. = carbone élémentaire
  5. MO = matière organique = 1,6*OC (zone mélangée : urbaine/rurale)
  6. Sel de mer = chlorure de sodium = 1,8*(Chlorure)
  7. Sol = 3,48*Si+1,63*Ca+1,5*Fe+1,41*K+1,94*Ti
  8. Le calcul du sol ne comprend pas l'aluminium parce que les données sur l'aluminium n'étaient pas fiables.
  9. La masse totale reconstituée était supérieure à la masse des MP2,5, ce qui indique qu'une ou plusieurs masses de constituants reconstituées étaient
  10. surestimées. Cela génère également une valeur négative pour les éléments traces, qui n'a donc pas été incluse dans les parcelles d'étude ci-dessus.

Il y a les notes suivantes pour la masse totale reconstituée de Puget Sound :

  1. Moyenne pour tous les jours de 2004 à 2008
  2. ANO3 = nitrate d'ammonium = 1,29*NO3
  3. ASO4 = sulfate d'ammonium = 1,375*SO4
  4. = carbone élémentaire
  5. MO = matière organique = 1,8*OC (pour les zones rurales) ou 1,4*OC (pour les zones urbaines)
  6. Sel de mer = chlorure de sodium = 1,8*(Chlorure)
  7. Sol = 2,2*Al + 2,49*Si + 1,63*Ca + 2,42*Fe + 1,94*Ti
  8. Trace = somme de tous les autres composants traces

Voici les pourcentages pour la station de Burnaby : ANO3, 18 %; ASO4 , 19 %; , 15 %; matière organique, 40 %; sel de mer, 2 %; éléments du sol, 6 %. MP2,5 totales = 6,1 μg/m3.

Voici les pourcentages pour la station d'Abbotsford : ANO3, 23 %; ASO4 , 16 %; , 13 %; matière organique, 40 %; sel de mer, 2 %; éléments du sol, 6 %. MP2,5 totales = 6,5 μg/m3.

Voici les pourcentages pour la station de Seattle : ANO3, 14 %; ASO4 , 21 %; , 11 %; matière organique, 40 %; sel de mer, 5 %; éléments du sol, 6 %; éléments traces, 3 %. MP2,5totales = 7,2 μg/m3.

Voici les pourcentages pour la station du Mont Rainier : ANO3, 5 %; ASO4 , 24 %; , 7 %; matière organique, 52 %; sel de mer, 3 %; éléments du sol, 6 %; éléments traces, 3 %. MP2,5totales = 3,1 μg/m3.

 

8.6.1 Variations saisonnières de la composition des MP2,5

Les compositions moyennes annuelles illustrées dans la Figure 8.5 varient également selon les saisons. Ces variations sont illustrées respectivement dans la Figure 8.6 et dans la Figure 8.7 pour la région de Puget Sound et le bassin de Georgia. Les tendances saisonnières dans les zones urbaines et rurales sous la Figure 8.6 diffèrent considérablement, à la fois en termes de masse totale et de composition. La masse totale atteint des valeurs de pointe en automne et en hiver pour les zones urbaines comme Seattle, ce qui reflète la fréquence supérieure de profondeurs de couches de mélanges inférieures et d’épisodes d’air stagnant associés à des niveaux plus élevés d’émissions directes de matières particulaires provenant de la fumée de la combustion du bois. La fumée provenant de la combustion du bois dans les résidences est une source importante de MP2,5 à Seattle (responsable de 51 % des émissions du comté de King en 2005) et ses émissions sont réputées pour présenter des valeurs de pointe pendant les mois les plus froids ((WA DOE), 2007). Le sud de Burnaby, dans le bassin de Georgia, est un site résidentiel-urbain présentant des valeurs similaires mais moins prononcées en termes de pics de concentrations de MP2,5 en automne et en hiver (Figure 8.7). À l’inverse, la zone rurale du Mont Rainier présente des concentrations plus élevées de MP2,5 en été, qui sont probablement liées à la combustion de biomasse (p. ex. les panaches des incendies de forêt) et probablement la production d’aérosols organiques secondaires à partir de l’oxydation des composés organiques volatils biogéniques.

Abbotsford, un site situé dans une zone agricole de la vallée du bas Fraser, diffère dans ses tendances saisonnières des zones urbaines et éloignées déjà mentionnées. À Abbotsford, les concentrations quotidiennes de MP2,5 sont plus basses en hiver, élevées en été et atteignent leur maximum en automne, avec une augmentation considérable de la proportion de matière organique (Figure 8.7). Il est à noter que ce site connaît différents régimes de vent en l’hiver, quand les vents sont principalement du nord-est et passent à travers une zone résidentielle en amont. En été, les vents sont du sud-ouest et soufflent en venant de la direction des champs agricoles et du comté de Whatcom, dans l’état de Washington. La variation saisonnière des concentrations de MP2,5 sur ce site est probablement une combinaison des émissions locales des activités agricoles et des véhicules, des activités de combustion du bois et des conditions météorologiques (So et al., 2010).

Parmi les quatre sites illustrés dans la Figure 8.6 et dans la Figure 8.7, plusieurs tendances saisonnières apparaissent dans la composition des matières particulaires. Les concentrations de sulfate augmentent en été du fait des forts taux de conversion photochimique du SO2 en sulfate, de l’augmentation des émissions de sulfure biogénique et de l’augmentation des activités de navigation/croisières. À l’inverse, les concentrations de nitrate maximales se produisent en hiver, car la formation de nitrate est favorisée par des températures plus froides et une humidité plus élevée. L’exception est Abbotsford, qui a des valeurs plus élevées de nitrate d’ammonium pendant les saisons agricoles actives, ce qui indique la disponibilité d’ammoniac à l’échelle locale.

 

Figure 8.6 Masse totale reconstituée (MTR) moyenne annuelle et saisonnière en zone urbaine (Seattle) comparativement à la zone rurale (Mont Rainier) pour tous les jours.

Figure 8.6 Masse totale reconstituée (MTR) moyenne annuelle et saisonnière en zone urbaine (Seattle) comparativement à la zone rurale (Mont Rainier) pour tous les jours. (Voir la description ci-dessous)

Remarques : Valeurs fondées sur les concentrations moyennes en 24 heures de l’échantillonnage effectué un jour sur trois pour les années de 2004 à 2008. Station IMPROVEpour Seattle (53-033-0080) et (53-053-0014) pour le Mont Rainier. Voir les remarques de la Figure 8.5 pour connaître la méthode de reconstitution et la définition des constituants.

Description de la figure 8.6

La figure 8.6 est un diagramme à barres empilées qui montre la masse reconstituée pour les MP2,5 en µg/m3 pour Seattle et le Mont Rainier, répartie par saison. Une note indique que les données sont fondées sur les concentrations moyennes en 24 heures de l'échantillonnage effectué en un jour sur trois pour les années de 2004 à 2008. Les données proviennent des stations du réseau IMPROVEpour Seattle (53-033-0080) et le Mont Rainier (53-053-0014). Voir les remarques de la Figure 8.5 pour connaître la méthode de reconstitution et la définition des constituants.

Voici les masses reconstituées annuelles approximatives pour les MP2,5en µg/m3 pour Seattle : ANO3, 1,0; ASO4, 1,75; , 0,75; matière organique, 3,0; sel de mer, 0,25; éléments du sol, 0,5; et éléments traces, 0,25. Les masses reconstituées totales pour les MP2,5 sont d'environ 8 µg/m3. Voici les masses reconstituées hivernales approximatives pour les MP2,5 en µg/m3 : ANO3, 1,25; ASO4, 1,0; , 1,0; matière organique, 4,0; sel de mer, 0,5; éléments du sol, 0,5; et éléments traces, 0,25. Les masses reconstituées totales pour les MP2,5 sont d'environ 8,5 µg/m3. Voici les masses reconstituées printanières approximatives pour les MP2,5 en µg/m3 : ANO3, 1,0; ASO4, 2,0; , 0,5; matière organique, 2,5; sel de mer, 0,25; éléments du sol, 0,5; et éléments traces, 0,25. Les masses reconstituées totales pour les MP2,5 sont d'environ 7 µg/m3. Voici les masses reconstituées d'été approximatives pour les MP2,5 en µg/m3 : ANO3, 0,75; ASO4, 3,0; , 0,5; matière organique, 2,5; sel de mer, 0,1; éléments du sol, 1,0; et éléments traces, 0,25. Les masses reconstituées totales pour les MP2,5 sont d'environ 7,5 µg/m3. Voici les masses reconstituées d'automne approximatives pour les MP2,5 en µg/m3 : ANO3, 1,25; ASO4, 2,0; , 1,0; matière organique, 3,5; sel de mer, 0,25; éléments du sol, 0,5; et éléments traces, 0,25. Les masses reconstituées totales pour les MP2,5 sont d'environ 8,75 µg/m3.

Voici les masses reconstituées annuelles approximatives pour les MP2,5en µg/m3 pour le Mont Rainier : ANO3, 0,1; ASO4, 1,0; , 0,25; matière organique, 2,0; sel de mer, 0,1; éléments du sol, 0,1; et éléments traces, 0,1. Les masses reconstituées totales pour les MP2,5 sont d'environ 3,25 µg/m3. Voici les masses reconstituées hivernales approximatives pour les MP2,5 en µg/m3 : ANO3, 0,1; ASO4, 0,25; , 0,1; matière organique, 1,0; sel de mer, 0,1; éléments du sol, 0,1; et éléments traces, 0,1. Les masses reconstituées totales pour les MP2,5 sont d'environ 2 µg/m3. Voici les masses reconstituées printanières approximatives pour les MP2,5 en µg/m3 : ANO3, 0,25; ASO4, 1,0; , 0,25; matière organique, 1,5; sel de mer, 0,1; éléments du sol, 0,25; et éléments traces, 0,1. Les masses reconstituées totales pour les MP2,5 sont d'environ 3,5 µg/m3. Voici les masses reconstituées d'été approximatives pour les MP2,5 en µg/m3 : ANO3, 0,25; ASO4 , 1,5; , 0,25; matière organique, 2,0; sel de mer, 0,1; éléments du sol, 0,25; et éléments traces, 0,1. Les masses reconstituées totales pour les MP2,5 sont d'environ 4,5 µg/m3. Voici les masses reconstituées d'automne approximatives pour les MP2,5 en µg/m3 : ANO3, 0,1; ASO4 , 1,0; , 0,25; matière organique, 2,0; sel de mer, 0,1; éléments du sol, 0,1; et éléments traces, 0,1. Les masses reconstituées totales pour les MP2,5 sont d'environ 3,5 µg/m3.

 

Figure 8.7 Masse totale reconstituée (MTR) moyenne annuelle et saisonnière en zone urbaine-résidentielle (sud de Burnaby) comparativement à la zone rurale-agricole (Abbotsford) pour tous les jours.

Figure 8.7 Masse totale reconstituée (MTR) moyenne annuelle et saisonnière en zone urbaine-résidentielle (sud de Burnaby) comparativement à la zone rurale-agricole (Abbotsford) pour tous les jours. (Voir la description ci-dessous)

Remarques : Valeurs fondées sur les concentrations moyennes en 24 heures de l’échantillonnage effectué un jour sur trois pour les années de 2003 à 2008. Station du RNSPA de Burnaby n° 100119 et n° 101004 pour Abbotsford. Voir les remarques de la figure 8.5 pour connaître la méthode de reconstitution et la définition des constituants.

Description de la figure 8.7

La figure 8.7 est un diagramme à barres empilées qui montre la masse reconstituée pour les MP2,5 en µg/m3 pour le sud de Burnaby et Abbotsford, répartie par saison. Une note indique que les données sont fondées sur les concentrations moyennes en 24 heures de l'échantillonnage effectué en un jour sur trois pour les années de 2003 à 2008. Les données proviennent des stations 100119 (Burnaby) et 101004 (Abbotsford) du Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique. Voir les remarques de la figure 8.5 pour connaître la méthode de reconstitution et la définition des constituants.

Voici les masses reconstituées annuelles approximatives pour les MP2,5en µg/m3 pour le sud de Burnaby : ANO3, 1,0; ASO4, 1,25; , 1,0; matière organique, 2,25; sel de mer, 0,1; et éléments du sol, 0,25. La masse reconstituée totale pour les MP2,5 est d'environ 6 µg/m3. Voici les masses reconstituées d'hiver approximatives pour les MP2,5 en µg/m3 : ANO3, 1,25; ASO4, 0,75; , 1,0; matière organique, 2,5; sel de mer, 0,25; et éléments du sol, 0,25. La masse reconstituée totale pour les MP2,5 est d'environ 6,5 µg/m3. Voici les masses reconstituées printanières approximatives pour les MP2,5 en µg/m3 : ANO3, 1,0; ASO4, 1,0; , 0,75; matière organique, 2,0; sel de mer, 0,1; et éléments du sol, 0,5. La masse reconstituée totale pour les MP2,5 est d'environ 6 µg/m3. Voici les masses reconstituées approximatives d'été pour les MP2,5 en µg/m3 : ANO3, 1,0; ASO4, 2,0; , 1,0; matière organique, 2,0; sel de mer, 0,1; et éléments du sol, 0,5. La masse reconstituée totale pour les MP2,5 est d'environ 6 µg/m3. Voici les masses reconstituées d'automne approximatives pour les MP2,5 en µg/m3 : ANO3, 1,0; ASO4, 1,0; , 1,0; matière organique, 3,0; sel de mer, 0,1; et éléments du sol, 0,5. La masse reconstituée totale pour les MP2,5 est d'environ 6,5 µg/m3.

Voici les masses reconstituées approximatives annuelles pour les MP2,5en µg/m3 pour Abbotsford : ANO3, 1,5; ASO4, 1,0; , 1,0; matière organique, 2,5; sel de mer, 0,1; et éléments du sol, 0,5. La masse reconstituée totale pour les MP2,5 est d'environ 6,5 µg/m3. Voici les masses reconstituées d'hiver approximatives pour les MP2,5 en µg/m3 : ANO3, 1,0; ASO4, 0,5; , 1,0; matière organique, 2,5; sel de mer, 0,25; et éléments du sol, 0,25. La masse reconstituée totale pour les MP2,5 est d'environ 6 µg/m3. Voici les masses reconstituées approximatives printanières pour les MP2,5 en µg/m3 : ANO3, 1,5; ASO4, 1,25; , 1,0; matière organique, 2,5; sel de mer, 0,1; et éléments du sol, 0,5. La masse reconstituée totale pour les MP2,5 est d'environ 6,5 µg/m3. Voici les masses reconstituées approximatives d'été pour les MP2,5 en µg/m3 : ANO3, 1,5; ASO4, 1,5; , 1,0; matière organique, 2,0; sel de mer, 0,1; et éléments du sol, 0,5. La masse reconstituée totale pour les MP2,5 est d'environ 6,5 µg/m3. Voici les masses reconstituées approximatives d'automne pour les MP2,5 en µg/m3 : ANO3, 1,5; ASO4, 1,0; , 1,25; matière organique, 2,5; sel de mer, 0,25; et éléments du sol, 0,5. La masse reconstituée totale pour les MP2,5 est d'environ 7,5 µg/m3.

 

Les variations saisonnières des concentrations de MP2,5 et leur composition illustrées dans la Figure 8.6 et la Figure 8.7 sont purement démonstratives et ne sont pas représentatives de la totalité du bassin atmosphérique de Georgia Basin et de Puget Sound. Les tendances saisonnières sont susceptibles de varier dans tout le bassin atmosphérique en fonction des sources à proximité et sont plus faciles à comprendre pour chaque site donné en attribuant une source aux matières particulaires.

8.7 Répartition par source de matières particulaires

Lorsque la composition chimique des matières particulaires a été analysée, l’importance relative des différentes sources impliquées dans sa formation peut être déterminée par le biais de méthodes statistiques comme la factorisation de matrice positive (FMP), l’analyse du composant principal (ACP) et la fonction de probabilité conditionnelle (FPC).

Plusieurs applications récentes de FMP et de FPC ont été effectuées en utilisant des données de MP2,5 spécifiées recueillies par des échantillonneurs de spéciation à partir des stations du RNSPA et IMPROVEdans le bassin atmosphérique de Georgia Basin et de Puget Sound. Cette zone inclut deux sites dans le bassin de Georgia, le sud de Burnaby et Abbotsford (So, et al., 2010) et deux zones dans la région de Puget Sound, Tacoma ((WA DOE), 2010b) et le Mont Rainier (Rose, 2006). Le sud de Burnaby, un site urbain-résidentiel dans la région du Grand Vancouver, est touché par les émissions liées à la circulation, à l’industrie mixte et aux activités maritimes. Abbotsford, un site semi-rural au centre de la vallée du bas Fraser, est touché par d’importantes émissions d’ammoniac, par la circulation routière et par la croissance de l’urbanisation. Le Mont Rainier est un site éloigné de la région de Puget Sound touché par le transport des émissions de sulfure anthropique, des COV biogéniques et de la combustion de biomasse. Tacoma est une zone urbaine résidentielle longeant une grande autoroute et elle subit l’influence du centre-ville de Tacoma, du port de Tacoma, de la base aérienne, de la base de l’armée et de plusieurs industries majeures ((WA DOE), 2010b).

8.7.1 Sources des matières particulaires dans la région de Georgia Basin

Les figures 8.8 et 8.9 présentent les contributions du facteur de source FMPà la masse des MP2,5 pour les saisons d’été et d’hiver dans le sud de Burnaby et à Abbotsford, respectivement (So et al., 2010). Les sources dominantes contribuant aux MP2,5 sont les véhicules motorisés, le nitrate (lié aux combustions mixtes, mais principalement lié ici au transport et à l’agriculture) et le sulfate (sources biogéniques de l’industrie, du transport de marchandises et des activités maritimes). Dans la région du Grand Vancouver, les émissions de SO2 liées au trafic maritime et au raffinage du pétrole contribuent aux émissions de particules de sulfate.

Les contributions des sources varient en fonction des saisons sur les deux sites. Les émissions liées à la combustion du bois et aux véhicules motorisés sont plus importantes l’hiver, tandis que la combustion de mazout et les influences biogéniques sont plus importantes en été. Il convient de noter que la proportion de la combustion de mazout en mer (poussée par le traceur Ni/Va) est plus importante en été, pendant la saison des bateaux de croisière. Le sulfate secondaire est plus élevé pendant l’été en raison d’une combinaison de l’augmentation de l’oxydation du SO2 et des émissions biogéniques. Les émissions marines biogéniques sous la forme de sulfure de diméthyle sont également importantes au printemps et en été; on estime qu’elles contribuent à concurrence de 26 % au total des émissions de soufre dans le bassin atmosphérique pendant les périodes d’efflorescences d’algues (Sharma et al., 2003). La majorité du nitrate dans le noyau urbain provient de l’oxydation du NOx causé par les émissions des automobiles et les sources maritimes et industrielles. Les contributions du nitrate secondaire sont inférieures en été, en raison de la formation préférentielle de sulfate d’ammonium par rapport au nitrate d’ammonium, l’absorption d’acide nitrique sur des grosses particules de sel de mer et l’équilibre des aérosols de nitrate d’ammonium étant favorisés par des températures froides et une humidité élevée.

Figure 8.8 Contributions du facteur FMPsaisonnier à la masse des MP2,5 à Burnaby.

Figure 8.8 Contributions du facteur FMP saisonnier à la masse des MP2,5 à Burnaby. (Voir la description ci-dessous)

Remarques : Valeurs basées sur l’analyse du FMP avec le FMP 3.0 de l’EPA sur des concentrations moyennes en 24 heures au cours d’un échantillonnage effectué un jour sur trois pour les années 2003 à 2008. Station RNSPA n° 100119. (So et al., 2010)

Description de la figure 8.8

La figure 8.8 est un diagramme à barres empilées qui illustre les contributions des sources de MP2,5 en µg/m3 pour l'été et l'hiver à Burnaby. Les données sont basées sur l'analyse du FMP avec le FMP 3.0 de l'Environmental Protection Agency sur des concentrations moyennes en 24 heures au cours d'un échantillonnage effectué un jour sur trois pour les années 2003 à 2008. Station du Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique no 100119 (So et al., 2010)

Pour l'été, les contributions des sources en µg/m3sont environ les suivantes : diesel, 0,2; nitrate secondaire, 0,9; sulfate secondaire, 1,75; éléments crustaux, 0,5; émissions des véhicules, 1,0; combustion de mazout, 0,5; sel de mer, 0,6; et brûlage, 0,2.

Pour l'hiver, les contributions des sources en µg/m3sont environ les suivantes : diesel, 0,25; nitrate secondaire, 1,5; sulfate secondaire, 0,4; éléments crustaux, 0,5; émissions des véhicules, 1,25; combustion de mazout, 0,2; sel de mer, 0,3; et brûlage, 0,75.

 

Figure 8.9 Contributions du facteur FMPsaisonnier à la masse des MP2,5 à Abbotsford.

Figure 8.9 Contributions du facteur FMP saisonnier à la masse des MP2,5 à Abbotsford. (Voir la description ci-dessous)

Remarques : Valeurs basées sur l’analyse du FMP avec le FMP 3.0 de l’EPA sur des concentrations moyennes en 24 heures au cours d’un échantillonnage effectué un jour sur trois pour les années 2003 à 2008. Station RNSPA n° 101004. (So et al., 2010).

Description de la figure 8.9

La figure 8.9 est un diagramme à barres empilées qui illustre les contributions des sources de MP2,5 en µg/m3 pour l'été et l'hiver à Abbotsford. Les données sont basées sur l'analyse du FMP avec le FMP 3.0 de l'Environmental Protection Agency sur des concentrations moyennes en 24 heures au cours d'un échantillonnage effectué un jour sur trois pour les années 2003 à 2008. Station du Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique no 101004 (So et al., 2010)

Pour l'été, les contributions des sources en µg/m3sont environ les suivantes : nitrate secondaire, 1,0; sulfate secondaire, 1,25; éléments crustaux, 0,75; émissions des véhicules, 1,0; combustion de mazout, 1,2; sel de mer, 0,5; et brûlage, 0,2.

Pour l'hiver, les contributions des sources en µg/m3sont environ les suivantes : nitrate secondaire, 1,3; sulfate secondaire, 0,25; éléments crustaux, 1,1; émissions des véhicules, 1,25; combustion de mazout, 0,1; sel de mer, 0,5; et brûlage, 0,5.

 

À Abbotsford (Figure 8.9), le sulfate secondaire et la combustion de mazout sont dominants en été, tandis que le nitrate secondaire, les éléments crustaux et les émissions des véhicules dominent pendant l’hiver. Les contributions de la combustion de bois sont également importantes en hiver. Le nitrate secondaire contribue de manière significative au cours des deux saisons.

Une analyse des sources des données spécifiées d’Abbotsford pour la période d’avril 1994 à mai 1995 a estimé les sources mobiles à 39 % (diesel : 3 %, essence : 36 %), le nitrate secondaire à 29 % et le sulfate secondaire à 13 % (Ostermann, 2002). Pour la période la plus récente de 2003 à 2008, So et al. (2010) ont estimé les émissions d’échappement des véhicules à 21 %, le nitrate secondaire à 24 % et le sulfate secondaire à 13 %. Les différences méthodologiques et les incertitudes doivent être prises en compte lorsqu’on compare les résultats d’Ostermann à ceux de So et al. Néanmoins, leurs résultats sont similaires et la baisse de la contribution relative des émissions de véhicules entre 2003 et 2008 (So et al., 2010) comparativement à 1994 et 1995 (Ostermann, 2002), qui est cohérente avec la baisse des émissions des véhicules formant le smog, est illustrée dans la figure 5.9 au chapitre 5.

8.7.2 Sources de matières particulaires à Tacoma dans la région de Puget Sound

Tacoma

L’étude du FMP du (WA DOE) (2010b) sur Tacoma a utilisé des méthodes similaires à celles de So et al. (2010). Les données ont été recueillies de janvier 2006 à mai 2009 en utilisant les protocoles d’échantillonnage du (STN) (Speciation Trends Network) dans le sud de Tacoma, Washington. L’analyse de répartition par source a été menée en utilisant la factorisation de matrice positive (FMP; Paatero et Tapper, 1994; Paatero, 1997) et la fonction de probabilité conditionnelle (FPC; Ashbaugh et al., 1985).

Les sources contribuant aux MP2,5 sur le site de Tacoma, des plus importantes aux moins importantes, étaient comme suit : fumée liée à la combustion du bois (45 %), particules secondaires (25 %), véhicules motorisés (13 %), émissions industrielles (6 %), poussières fugitives (4 %), sel de mer brut et raffiné (4 %), feux d’artifice (2 %) et combustion du mazout et navires (1 %). La fumée liée à la combustion du bois était la seule source la plus importante de MP2,5 à Tacoma, contribuant à environ la moitié des MP2,5 pendant la plupart des jours d’hiver, ainsi que pendant les jours où les concentrations de MP2,5 étaient les plus élevés. Étant donné que le brûlage en plein air est interdit à proximité du site, la fumée vient probablement de poêles à bois domestiques et d’appareils de chauffage.

Des variations saisonnières prononcées ont été observées pour la fumée de bois, les feux d’artifice, le nitrate secondaire, les véhicules à moteur, les émissions industrielles et le sel de mer brut. La plupart des contributions des émissions fugitives de poussières et des feux d’artifice ont eu lieu au cours de l’été, alors que la majeure partie de la contribution de la fumée liée à la combustion du bois a eu lieu au cours de l’hiver. Les contributions moyennes des véhicules à moteur et les industries étaient les plus fortes en hiver, probablement en raison des faibles hauteurs de la couche de mélange atmosphérique, et, pour les véhicules motorisés, en raison de l’accroissement du nombre de démarrages à froid requis pendant l’hiver.

Les contributions moyennes de la fumée liée à la combustion du bois et de l’industrie locale semblent avoir chuté chaque année depuis 2006. Une baisse similaire n’a pas été observée avec d’autres sources ou avec les valeurs annuelles du 98e centile des concentrations de fumée liée à la combustion de bois sur 24 heures.

Mont Rainier

Sur le Mont Rainier, les principaux composants des MP2,5 sont les matières organiques et le sulfate (Figure 8.5), que Rose (2006) a largement et respectivement attribués à la combustion de biomasse et au sulfate secondaire. L’analyse de Rose a comparé les périodes de 1991 à 1995 et de 2000 à 2003 pour explorer les tendances pluriannuelles et les variations saisonnières en matière de sources de matières particulaires sur ce site éloigné. L’analyse de composition des MP2,5 moyennes et quotidiennes du 90e centile du Mont Rainier pour les périodes 1991 à 1995 et 2000 à 2003 est présentée dans la figure 8.10. La biomasse a contribué en plus grande quantité à l’émission de particules fines pour les deux périodes (35 % à 40 % de la masse totale reconstituée). Cette contribution de la biomasse était probablement composée de deux principales sources : 1) fumée de biomasse locale ou transportée (liée au brûlage à l’air libre, aux poêles à bois, aux feux de végétation et à d’autres sources); et 2) aérosols organiques secondaires (AOS) produits par oxydation de composés organiques volatils (COV) biogéniques (Rose, 2006) ((WA DOE), 2002). Entre les deux périodes, les concentrations moyennes de biomasse au Mont Rainier ont diminué de 42 % et les concentrations de sulfate secondaire, constituant la deuxième source la plus importante de matières particulaires (environ 30 % de la masse totale reconstituée), ont baissé de 37 %. Une raison possible pourrait être que des contrôles d’émissions ont été ajoutés à une grande centrale électrique en amont du parc national du Mont Rainier en 2001, ce qui implique une réduction importante des émissions de dioxyde de soufre, passant de 87 756 tonnes en 1999 à 3 355 tonnes en 2005 (Clow et Campbell, 2008).

Les tendances saisonnières ont été identifiées dans les sources de sulfate secondaire, de nitrate secondaire, de sol et marines. Les mois de l’année au cours desquels chaque source a apporté sa plus forte contribution aux MP2,5 sur le site du Mont Rainier sont illustrés dans la Tableau 8.2.

 

Figure 8.10 Contributions de facteur FMP à la masse des MP2,5 sur le site du Mont Rainier.

Figure 8.10 Contributions de facteur FMP à la masse des MP2,5 sur le site du Mont Rainier. (Voir la description ci-dessous)

Remarques : Valeurs basées sur l’analyse FMP avec le FMP 3.0 de l’EPA sur les concentrations moyennes en 24 heures, et les concentrations du 90e centile en 24 heures, sur un échantillonnage effectué un jour sur trois pour les années 1991 à 1995 et 2000 à 2003. Station IMPROVE(53-053-00,14). (Rose, 2006).

Description de la figure 8.10

La figure 8.10 est un diagramme à barres empilées qui illustre les contributions des sources de MP2,5 en µg/m3 pour 1991 à 1995, et 2000 à 2003 au Mont Rainier. Les données pour chaque période de temps sont réparties en moyennes et en cas de 90e centile. Les données sont basées sur l'analyse FMP avec le FMP 3.0 de l'Environmental Protection Agency sur les concentrations moyennes en 24 heures, et les concentrations du 90e centile en 24 heures, sur un échantillonnage effectué un jour sur trois à la station IMPROVE(53-053-0014). (Rose, 2006).

Pour 1991 à 1995, les contributions moyennes des sources en µg/m3 sont environ les suivantes : nitrate secondaire, 0,5; sulfate secondaire, 1,5; éléments du sol, 0,5; sources mobiles, 0,5; milieu marin, 0,25; et biomasse, 2,25. Les contributions des sources au 90e centile en µg/m3 sont environ les suivantes : nitrate secondaire, 1,0; sulfate secondaire, 4,0; éléments du sol, 1,5; sources mobiles, 1,25; milieu marin, 0,5; et biomasse, 5,0.

Pour 2000 à 2003, les contributions moyennes des sources en µg/m3 sont environ les suivantes : nitrate secondaire, 0,5; sulfate secondaire, 1,0; éléments du sol, 0,5; sources mobiles, 0,25; milieu marin, 1,25; et biomasse, 2,25. Les contributions des sources au 90e centile en µg/m3 sont environ les suivantes : nitrate secondaire, 0,5; sulfate secondaire, 2,25; éléments du sol, 1,0; sources mobiles, 0,75; milieu marin, 0,5; et biomasse, 3,25.

 

Tableau 8.2 Variabilité saisonnière de la contribution de source la plus élevée aux MP2,5 sur le site du Mont Rainier (Rose, 2006).
Source de MP2,5Contribution de pointe
Biomasse
Octobre à mars
Activités maritimes
Mars à octobre
Sources mobiles
Aucune tendance
Sol
Mars à octobre
Sulfate secondaire
Avril à octobre
Nitrate secondaire
Avril à octobre
Description du tableau 8.2

Le tableau 8.3 a deux colonnes, portant les en-têtes « Source de MP2,5 » et « Contribution de pointe ». Voici les sources et leurs contributions de pointe :

  • Biomasse : Octobre à mars
  • Milieu marin : Mars à octobre
  • Sources mobiles : Aucune tendance
  • Sol : Mars à octobre
  • Sulfate secondaire : Avril à octobre
  • Nitrate secondaire : Avril à octobre

 

Seattle

Une étude sur la répartition par source par Wu et al., (2007) à l’aide des données de MP2,5 et de COV de Beacon Hill à Seattle, a indiqué que la combustion du bois (24 % à 31 %), le sulfate secondaire (20 % à 24 %) et le nitrate secondaire (15 % à 20 %) étaient les principaux contributeurs aux MP2,5. La Figure 8.11 illustre les estimations de contributions de sources des modèles du moteur multi-linéaire (ME-2) avec les données MP2,5seulement (à gauche) et avec les données MP2,5 et COV (à droite). L’étude a conclu que l’ajout des données COV aux données MP2,5spécifiées dans la modélisation de la répartition par source a permis d’obtenir des estimations de contributions de sources plus précises pour les sources de combustion inhérentes.

 

Figure 8.11 Contributions de facteur FMP à la masse des MP2,5 à Beacon Hill (Seattle).

Figure 8.11 Contributions de facteur FMP à la masse des MP2,5 à Beacon Hill (Seattle). (Voir la description ci-dessous)

Remarques : Valeurs fondées sur l’analyse du FMP avec le moteur multi-linéaire (ME-2) de la moyenne des concentrations sur 24 heures, à partir de l’échantillonnage effectué un jour sur trois pour les années 2000 à 2004. La barre empilée à gauche indique les résultats générés par le modèle avec les données sur les MP2,5 seulement avec une contrainte de 100 %. La barre empilée à droite indique les résultats générés à partir du modèle de données combinées de MP2,5 et COV avec une contrainte de 100 %. Station IMPROVE(53-033-0080). (Adapté de Wu et al., 2007).

Description de la figure 8.11

La figure 8.11 est un diagramme à barres empilées qui illustre les contributions des sources de MP2,5 en µg/m3 pour Beacon Hill, à Seattle. Les données sont divisées de façon à ce que celles concernant seulement les MP2,5soient à la gauche, et celles concernant les MP2,5 et les COV soient à la droite. Une note indique que les données sont fondées sur l'analyse du FMP avec le moteur multi-linéaire (ME-2) de la moyenne des concentrations sur 24 heures, à partir de l'échantillonnage effectué un jour sur trois pour les années 2000 à 2004. La barre empilée à gauche indique les résultats générés par le modèle avec les données sur les MP2,5 seulement avec une contrainte de 100 %. La barre empilée à droite indique les résultats générés à partir du modèle de données combinées de MP2,5 et COV avec une contrainte de 100 %. La station de Beacon Hill (à Seattle) est une station du réseau IMPROVE(station 53-033-0080). (Adapté de Wu et al., 2007).

Pour les MP2,5 seulement, les contributions des sources en µg/m3 sont environ les suivantes : chauffage au bois, 2,4; sulfate secondaire, 1,6; nitrate secondaire, 1,3; diesel 1, 0,7; diesel 2, 0,25; essence, 0,25; combustible, 0,75; milieu marin, 0,1; éléments du sol, 0,15; sel de mer ancien, 0,5.

Pour les MP2,5 et les COV, les contributions des sources en µg/m3 sont environ les suivantes : chauffage au bois, 1,9; sulfate secondaire, 2,0; nitrate secondaire, 1,5; diesel, 0,8; essence, 0,25; combustible : 0,5; milieu marin, 0,1; éléments du sol, 0,25; sel de mer ancien, 0,3; et autres, 0,3.

 

8.7.3 Composition et répartition par source des matières particulaires de la vallée du bas Fraser, au cours de l’étude sur la qualité de l’air Pacifique 2001

L’étude sur la qualité de l’air Pacifique 2001 a été menée pour établir les caractéristiques des propriétés physiques et chimiques des matières particulaires dans la vallée du bas Fraser et pour fournir des données détaillées pour l’élaboration de modèles de la qualité de l’air (Vingarzan et Li, 2006). Cinq sites terrestres principaux ont été utilisés pendant la période de l’étude du 13 au 31 août, comme illustré dans la Figure 8.12. Ils comprenaient : le tunnel Cassiar, sur le site urbain de Vancouver; Slocan, un site urbain-suburbain à Vancouver; Langley, un site rural dans le centre-sud de la vallée du bas Fraser; Sumas, un site semi-rural dans l’est de la vallée du bas Fraser; Golden Ears, un site élevé sur les montagnes de la rive nord. De nombreux échantillons terrestres ont été prélevés pendant cette étude; des balayages LIDAR, des profilages verticaux ainsi que des mesures par radiosondes et par avion ont également été effectués.

Figure 8.12 Emplacements de la station de la vallée du bas Fraser pendant l’étude Pacifique 2001 (Vingarzan et Li, 2006).

Figure 8.12 Emplacements de la station de la vallée du bas Fraser pendant l’étude Pacifique 2001 (Vingarzan et Li, 2006). (Voir la description ci-dessous)

Description de la figure 8.12

La figure 8.12 est une carte de relief de la vallée du bas Fraser au nord du 49e parallèle, et comprenant les montagnes de la rive nord. Les emplacements des stations au tunnel Cassia, à Slocan, à Langley, à Sumas et aux Golden Ears sont indiqués par des flèches. Comme il est décrit dans le texte, le tunnel Cassia est situé dans une région urbaine de Vancouver, Slocan est un site urbain-suburbain au sud-est de Vancouver; Langley est un site rural dans le centre-sud de la vallée du bas Fraser, Sumas est un site semi-rural dans l'est de la vallée du bas Fraser, et Golden Ears est un site élevé sur les montagnes de la rive nord, entre le lac Pitt et le lac des Esclaves.

 

Il s’est avéré que plusieurs régimes chimiques influençaient la qualité de l’air dans la région de la vallée du bas Fraser. Au niveau du tunnel Cassiar, les aérosols ambiants étaient fortement dominés par les émissions dégagées par l’essence et le diesel, ce dernier étant démontré par les niveaux élevés de carbone noir. À Slocan, la composition des aérosols ambiants indiquait un régime contrôlé par les émissions et dominé par des substances organiques, d’origine anthropique et biogénique. Les émissions anthropiques ont été fortement influencées par les émissions automobiles et fugitives des carburants à base de pétrole. On a observé que les panaches des bateaux naviguant autour de la zone ou amarrés touchaient régulièrement la ville (Lu et al., 2006). Au site rural de Langley, le régime de MP2,5 était contrôlé par la formation d’aérosols secondaires. Ici, la composition moyenne des particules était dominée par des substances inorganiques avec des contributions du sel de mer, du sulfate, des espèces d’azote et de vieilles substances organiques. Les marqueurs élevés pour l’ammoniac et la combustion de la biomasse reflétaient l’influence des sources agricoles. Au site semi-rural de Sumas, la composition de la masse des particules indiquait un régime mixte émissions-formation dominé par des sources urbaines, agricoles et biogéniques. Au site forestier de Golden Ears, la composition des particules était dominée par des substances organiques biogéniques. Les propriétés chimiques sur ce site ont été touchées par des sources anthropiques en raison d’un débit de vent en pente ascendante, tandis que les aérosols organiques secondaires (AOS) d’origine biogénique ont été transportés vers la vallée du bas Fraser par un débit de vent en pente descendante.

Des études relatives à la composition des particules menées sur un grand nombre de sites ont indiqué que le carbone organique constituait environ la moitié de la masse desMP1,0, le reste étant composé d’espèces inorganiques. Le sulfate dominait la fraction inorganique du mode particules fines sur tous les sites. Il s’est avéré que les propriétés chimiques du sel de mer étaient importantes dans la formation d’aérosols de nitrate de sodium en mode grosses particules. La proportion de particules fines était dominée par des aérosols de sulfate d’ammonium, avec des pics occasionnels de nitrate d’ammonium. Globalement, le carbone élémentaire comprenait une partie mineure de la fraction de particules fines. L’isoprène et les monoterpènes étaient les hydrocarbures biogéniques dominants détectés, et leur présence sur tous les sites indiquait l’influence généralisée des substances organiques biogéniques dans toute la vallée du bas Fraser.

L’analyse des sources utilisant des méthodes isotopiques indiquait que la vallée du bas Fraser était influencée par une source de sulfate bien dispersée, concordant avec la combustion de l’essence, du diesel et du gaz. Les contributions biogéniques se sont avérées significatives, et on a estimé qu’environ 30 % du sulfate dans les aérosols de MP2,5 provenaient de l’oxydation du sulfate de diméthyle. Il s’est avéré que les aérosols organiques avaient des contributions significatives issues de sources terrestres (végétaux) pendant les mois d’été, et de sources maritimes, biogéniques et des carburants fossiles pendant les mois de printemps. La combustion de la biomasse avait généralement une incidence faible mais mesurable sur la composition d’aérosols ambiants dans la vallée du bas Fraser. L’importance de la combustion des matières biogéniques et des combustibles (notamment émise par les voitures), tel qu’il est déterminé par l’étude Pacifique 2001 dans la vallée du bas Fraser, est semblable aux conclusions de Wu (2007) Seattle.

On a observé que la formation et la croissance des particules se produisaient par l’entremise de plusieurs mécanismes. On a observé une nucléation pendant les journées plus propres, tandis que lors des journées plus polluées, la condensation et la coagulation dominaient la croissance des particules. On a associé les épisodes d’ozone à une hausse de la taille et de la masse des particules. On a associé les événements de croissance du sulfate à la production chimique à partir de l’advection de SO2 par des sources industrielles dans le nord-ouest de l’état de Washington. Dans la ville de Vancouver, on a observé que les pics de concentrations de sulfate étaient associés aux émissions des panaches des navires. On a associé les événements de particules fines de nitrate à l’advection du HNO3 dans l’est de la vallée du bas Fraser qui réagit avec des sources locales d’ammoniac. On a associé les événements de croissance des particules organiques à des conditions stagnantes et à l’advection d’air au-dessus de la zone urbaine de Vancouver. On a constaté que la portée du traitement des masses d’air augmentait dans une direction ouest vers est, bien que les polluants vieillis photochimiquement de la zone où le détroit de Juan de Fuca converge avec le détroit de Georgia puissent inverser ce gradient. On a observé que les deux espèces biogéniques et anthropiques étaient réactives sur le plan chimique et qu’elles contribuaient à la formation d’aérosols secondaires.

8.8 Résumé du chapitre

Les matières particulaires (MP2,5) sont une source de préoccupation pour la santé parce qu’elles se situent dans une fourchette de taille qui est facilement inhalée par les poumons. Des niveaux élevés de MP2,5 sont également responsables de la dégradation de la visibilité. Les contaminants les plus importants responsables de la formation secondaires de MP2,5incluent le NOx, le SO2, le NH3 et les composés organiques. Dans l’atmosphère, ces contaminants sont transformés par des processus chimiques et physiques en nitrate d’ammonium, sulfate d’ammonium et carbone organique. Le carbone élémentaire (provenant de la combustion de matières organiques), le sel de mer et le sol contribuent également aux émissions de matières particulaires.

Les concentrations de MP2,5 dans la zone atmosphérique du bassin de Georgia-Puget Sound peuvent atteindre des sommets en automne ou en hiver (en raison des émissions provenant du chauffage et de la combustion du bois et de la dispersion réduite aux faibles hauteurs de la couche limite) ou à la fin de l'été (en raison des conditions photochimiques améliorées). Les cycles quotidiens comprennent les heures de pointe sur les sites urbains, les valeurs de pointe le soir sur la plupart des sites et les niveaux élevés le soir et au cours de la nuit, associés à des faibles hauteurs de couches de mélange. Les concentrations de MP2,5 dans le bassin atmosphérique sont généralement inférieures aux données des objectifs et normes, à l’exception notable de la zone de non-conformité de Wapato Hills-vallée du fleuve Puyallup, dans l’état de Washington. En dehors de la zone de non-conformité, les MP2,5présentent de légères baisses dans les niveaux de concentrations ambiantes et de fond, bien que les données récoltées jusqu’ici soient encore trop limitées pour permettre de calculer des tendances précises.

Bien que la composition de la MP2,5 varie par endroits dans le bassin atmosphérique, il a été déterminé que le carbone organique est la composante principale de la matière particulaire, suivie du sulfate d'ammonium et du nitrate d'ammonium. Les contributions liées aux pics de sulfate en été sont dues aux émissions supérieures de sulfure biogénique et aux taux plus élevés de conversion photochimique de SO2 en sulfate. À l’inverse, les concentrations de nitrate maximales se produisent en hiver, car la formation de nitrate est favorisée par des températures plus froides et une humidité plus élevée. Lorsque l’ammoniac est présent en abondance, la production de nitrate d’ammonium est favorisée pendant les saisons agricoles actives.

Les principales sources des concentrations de MP2,5 ambiantes dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser sont les émissions des véhicules, des activités maritimes, de l’industrie, et de l’agriculture. Les différences spatiales comprennent une plus forte influence du transport maritime dans la partie ouest du bassin atmosphérique. Parmi les influences saisonnières, mentionnons la combustion du bois, les émissions secondaires de nitrate et les émissions des véhicules, qui sont importantes l'hiver, et l'augmentation des activités des navires et des influences biosynthétiques, qui sont plus importantes l'été. À Seattle, la combustion du bois, les sulfates secondaires et les nitrates secondaires sont les trois principaux contributeurs des MP2,5. À Tacoma, la combustion du bois, les particules secondaires ainsi que les véhicules automobiles, dominent la composition des MP2,5. À Mount Rainier, la contribution la plus importante à la composition des matières particulaires fines est celle de la biomasse provenant de sources de combustion naturelles et anthropiques. Entre le début des années 1990 et le début des années 2000, les concentrations moyennes de biomasse à Mount Rainier ont diminué de 42 % et les concentrations provenant de sources de sulfate secondaire ont diminué de 37 %. Cette dernière diminution reflète la mise en œuvre des contrôles des émissions industrielles au cours de cette période.

En résumé, les concentrations de MP2,5 dans le bassin atmosphérique du bassin de Georgia et de Puget Sound respectent d'une manière générale les normes nationales et les objectifs régionaux, mais les épisodes de concentrations élevées de matière particulaire continuent à avoir un impact dans certaines régions. Dans la plupart des régions, les concentrations de MP2,5ambiantes ont légèrement baissé au cours de la dernière décennie. La qualité de l’air futur dépendra des changements des niveaux de fond, du climat et des émissions locales et transportées.

8.9 Références

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9. Visibilité

Rita So (Environnement Canada), Roxanne Vingarzan (Environnement Canada), Robert Kotchenruther (Environmental Protection Agency des États-Unis, région 10), Bill Taylor (Environnement Canada), Rebecca Saari (Environnement Canada), Sarah Hanna (Environnement Canada).

Les résidents comme les visiteurs s’émerveillent des vues panoramiques de la région de Georgia Basin/Puget Sound. Cependant, la brume sèche régionale et la dégradation de la visibilité peuvent nuire à cette image parfaite et avoir une incidence sur le tourisme et diminuer la qualité de vie des résidents. La visibilité est souvent considérée comme secondaire par rapport aux effets des matières particulaires (MP) atmosphériques sur la santé humaine, mais il s’agit de l’un des indicateurs les plus évidents d’une mauvaise qualité de l’air pour le public. Tout changement de la visibilité observé est interprété comme un changement de la pollution atmosphérique de nos milieux urbains, parcs nationaux et aires de nature sauvage. Ce chapitre porte sur les mesures, les tendances et les variations de la visibilité dans la région de Georgia Basin/Puget Sound. L’attribution de la perte de visibilité est appliquée pour déterminer la contribution relative de diverses espèces particulaires à la dégradation de la visibilité, et la modélisation de la visibilité est utilisée pour estimer les effets des futures émissions sur les conditions de visibilité de la région.

9.1 Définition de la visibilité

Même si le concept de « visibilité » est bien compris, la définition varie en fonction de l’application. Ici, la visibilité est définie comme la distance à laquelle le contraste de la cible est égal au seuil de contraste de l’observateur. Bon nombre de gaz et de particules atmosphériques peuvent amoindrir la capacité d’une personne à voir un objet clairement. La lumière illuminant un objet ou un paysage fait l’objet de différentes propriétés atmosphériques lorsqu’elle se déplace vers l’observateur. Les propriétés de l’atmosphère peuvent être décrites par l’équation suivante :

bext = bdp + bap + bdg + bag

où : bext = coefficient d’extinction de la lumière

bdp, bdg = coefficients de diffusion de la lumière pour les particules et les molécules gazeuses

bap, bag = coefficients d’absorption de la lumière pour les particules et les molécules gazeuses

La capacité à distinguer ou à identifier un objet dépend de la quantité de lumière atténuée par les particules et les gaz atmosphériques qui diffusent et absorbent des parties de cette lumière. Dans une atmosphère très propre, la diffusion par gaz (ou « Rayleigh ») prédomine, et l’extinction totale de la lumière peut être évaluée de manière approximative par la diffusion attribuable aux gaz uniquement : bexts ~ bdiff ~ bdg. Cette valeur se situe entre 8 et 12 Mm-1 (mégamètres inversés) à la surface de la Terre, en fonction de l’altitude et de la pression atmosphérique (McDonald, 2011). Dans les atmosphères polluées, les processus de diffusion dominent l’extinction globale. Dans le cadre d’une étude sur la visibilité menée dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser, Pryor (1999) a découvert que le coefficient de diffusion représentait les deux tiers du coefficient d’extinction. Des valeurs théoriques du coefficient d’absorption peuvent alors être estimées, faisant du coefficient de diffusion la véritable « variable mesurée » dans de nombreuses études sur la variabilité.

Les réseaux de mesure ainsi que les études spéciales sur la visibilité menées dans le bassin de Georgia et de Puget Sound fournissent des valeurs pour les coefficients d’extinction ou bien de diffusion et d’absorption. La visibilité peut également être « reconstituée » à partir des mesures des matières particulaires en utilisant l’équation IMPROVE, qui a récemment fait l’objet d’un examen critique (Lowenthal et Kumar, 2003; Ryan et al, 2005; Hand and Malm, 2007), menant ainsi à l’introduction d’un nouvel algorithme à appliquer aux données du réseau IMPROVEpour le calcul de l’extinction (Pitchford et al., 2007).

La portée visuelle (PV) est la mesure de la visibilité atmosphérique utilisée par les météorologues pour déterminer les préoccupations liées à la visibilité dans le cadre de la sécurité des aéronefs. La portée visuelle est liée à l’extinction visuelle représentée par l’équation de Koschmeider, qui établit un lien entre la capacité à voir un objet à une distance avec son contraste par rapport au fond (McDonald, 2011). Cette équation suppose une extinction uniforme le long de la trajectoire.

PV (km) = 3910 / bext(Mm-1)

En plus de la portée visuelle, l’indice de brume sèche, calculé en unités de deciviews (dv), a été élaboré aux États-Unis où il est utilisé pour établir un lien entre les changements de l’extinction de la lumière et la perception humaine de la visibilité (Pitchford et Malm, 1994). Chaque changement d’unité de deciview correspond à un changement de 10 % de l’extinction de la lumière et équivaut approximativement au changement perceptible de la visibilité du point de vue d’un observateur humain, bien que cela n’ait pas été validé par des études de la perception humaine (Watson, 2002).

dv = 10 ln (bext(Mm-1) / 10)

Il est important de noter que le deciview ne varie pas directement en fonction du changement de la concentration de matières particulaires. Par exemple, des différences similaires relatives aux unités de deciview correspondront à un changement moins important de la concentration de la masse particulaire dans une atmosphère propre que dans une atmosphère polluée.

L’humidité atmosphérique, ou l’humidité relative, joue un rôle important dans la détermination de la taille des aérosols (une particule ou une gouttelette en suspension dans un gaz). Bon nombre de ces composés sont hygroscopiques, c’est-à-dire que leur taille augmente lorsqu’ils absorbent l’humidité, ce qui entraîne une diffusion de la lumière plus importante. Lorsque l’atmosphère sèche ou se réchauffe, l’humidité relative diminue, ce qui entraîne la diminution du diamètre des aérosols. Les particules d’un diamètre de 0,3 à 1,0 μm diffusent la lumière le plus efficacement. La discussion sur la visibilité est donc axée sur la fraction de MP2,5.

9.2 Surveillance de la visibilité

Quatre sites du réseau de la qualité de l’air de la partie canadienne de la vallée du bas Fraser ont été équipés de caméras, de néphélomètres, d’aethalomètres et d’analyseurs de NO2 qui enregistrent régulièrement des mesuresoptiques pour faire un suivi de la visibilité. De plus, deux sites d’échantillonnage de spéciation du Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique (RNSPA) situés dans le bassin de Georgia, au sud de Burnaby et à l’aéroport d’Abbotsford, ont été utilisés pour déterminer la visibilité par la reconstitution chimique de l’extinction. Les archives de ces sites de surveillance de la visibilité contiennent une combinaison d’images de paysage, de propriétés optiques (bdiff, bap, bag) et, dans certains cas, des données sur la spéciation chimique. Pour ces données, les intervalles de mesure sont deux fois par heure pour les images, plusieurs fois par minute pour les évaluations de la propriété optique ainsi que toutes les heures et un jour sur trois pour les données de spéciation.

Aux États-Unis, le programme de surveillance IMPROVE(Interagency Monitoring of Protected Visual Environments) a été mis en place pour déterminer le degré de dégradation visuelle dans 156 zones fédérales obligatoires de catégorie I (parcs nationaux de plus de 6 000 acres, aires de nature sauvage nationales et parcs commémoratifs nationaux de plus de 5 000 acres, et parcs internationaux), ainsi que pour aider les États à élaborer des plans de mise en œuvre, appelés « State Implementation Plans (SIP) », pour la protection de la visibilité de ces zones de catégorie I. Le programme de surveillance IMPROVEmesure la masse volumique de MP2,5, les particules grossières (différence entre les MP10 et les MP2,5) et les composantes chimiques des MP2,5, y compris le sulfate, le nitrate, le carbone organique, le carbone élémentaire, les éléments du sol et d’autres éléments traces. Ce réseau de sites mesure la qualité de l’air ambiant pour établir les conditions actuelles de la visibilité et des aérosols dans les zones de catégorie I obligatoires, déterminer les espèces chimiques et les sources d’émissions responsables des problèmes actuels de visibilité d’origine anthropique, documenter les tendances à long terme pour évaluer les progrès vers l’accomplissement de l’objectif national en matière de visibilité, et surveiller la brume sèche régionale dans toutes les zones fédérales de catégorie I dont la visibilité est protégée, dans la mesure du possible. Le bassin atmosphérique de Puget Sound possède quatre échantillonneurs du programme IMPROVEdans des zones de catégorie I (parc national Olympic, parc national des North Cascades, aire de nature sauvage Alpine Lakes et parc national Mount Rainier), ainsi qu’un cinquième échantillonneur installé au site de Beacon Hill à Seattle, dans le cadre du Speciation Trends Network ((STN)) de l’Environmental Protection Agency des États-Unis.

9.2.1 Tendances moyennes, saisonnières et diurnes de la visibilité

Mesures sur 24 heures de l’extinction de la lumière reconstituée

La version révisée de la formule IMPROVEa été utilisée pour reconstituer l’extinction de la lumière à partir de mesures sur 24 heures des matières particulaires par espèces et des gaz mesurés aux deux sites de spéciation du Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique de la station de surveillance situés dans la vallée du bas Fraser, au sud de Burnaby et à Abbotsford. L’extinction reconstituée médiane sur 24 heures au sud de Burnaby et à Abbotsford s’élevait respectivement à 53 et 55 Mm-1 pour la période de 2003 à 2010, ce qui correspond à une portée visuelle médiane de 74 km et de 71 km (So et al., 2013). Il convient de noter que cette portée visuelle représente seulement un tiers de la portée de la visibilité naturelle, qui est de l’ordre de 185 à 210 km pour l’ouest du Canada, selon les estimations de Hoff et al. (1997). La portée visuelle dans la vallée du bas Fraser est inférieure au seuil visuel accepté publiquement de 40 km (Pryor and Barthelmie, 1999) 5 % du temps (Vingarzan, 2010). Dans la zone de catégorie I du site Mount Rainier, l’extinction moyenne sur une période de douze ans (2000 - 2011) était de 30 Mm-1, ce qui correspond à une portée visuelle de 130 km. En revanche, l’extinction moyenne dans le site urbain Beacon Hill était deux fois plus de celui de Mount Rainier (á 60Mm-1) sur une période de dix ans (juillet 2001 à décembre 2011).

Les variations saisonnières de la visibilité dans les sites urbains touchés de la vallée du bas Fraser ont été analysées par So et al. (2013). La figure 9.1a montre l'extinction mesurée (observée) au sud de Burnaby et à Abbotsford. Sur les deux sites, l'extinction médiane observée est statistiquement plus élevée (p < 0,1) pendant l'automne qu'au printemps et en été durant la période de six ans (2003-2010). Une augmentation de la fréquence des jours de mauvaise visibilité, tel qu'il est indiqué par la partie supérieure non aberrante et par les valeurs aberrantes, a été observée de septembre à février sur les deux sites. L'extinction observée, cependant, est influencée par l'humidité relative et la hauteur de la couche limite, parmi d'autres facteurs météorologiques. Pour supprimer l'influence de l'humidité relative et de la hauteur de la couche limite, les données ont été filtrées pour un taux d'humidité relative élevé (> 80 %) et, selon les saisons, elles ont été ajustées par rapport à la hauteur de la couche limite, comme le montre la figure 9.1b. En fonction de l'extinction ajustée, la visibilité dans la vallée du bas Fraser a été la plus mauvaise de mai à septembre et la meilleure pendant les mois d'hiver. Bien que les valeurs ajustées ne reflètent pas les conditions de visibilité réelles, elles donnent une indication de l'incidence des polluants anthropiques sur la visibilité. McKendry (2000) a également conclu que les épisodes de mauvaise visibilité dans la vallée du bas Fraser surviennent souvent pendant l'été, à la suite d'une période où les concentrations d'ozone sont élevées.

 

Figure 9.1 Extinction reconstituée saisonnière moyenne sur 24 heures liée aux aérosols dans la vallée du bas Fraser (2003-2010).

(a) Extinction observée

Figure 9.1 Extinction reconstituée saisonnière moyenne sur 24 heures liée aux aérosols dans la vallée du bas Fraser (2003-2010). (Voir la description ci-dessous)

(b) Extinction ajustée météorologiquement

Figure 9.1 Extinction reconstituée saisonnière moyenne sur 24 heures liée aux aérosols dans la vallée du bas Fraser (2003-2010). (Voir la description ci-dessous)

Remarques : L’extinction observée a été reconstituée à l’aide de la version révisée de la formule IMPROVE(Pitchford, 2007). Données sur la spéciation moyenne des MP2,5 sur 24 heures, échantillonnage un jour sur trois pour les années 2003 à 2010 (stations du RNSPA 100119, 101004). (So et al., 2013)

Description de la figure 9.1

La figure 9.1 est composée de quatre tracés en rectangle et moustaches qui montrent la valeur médiane, la fourchette du 25e au 75e centile, la fourchette d'amplitude non aberrante, ainsi que les valeurs aberrantes pour l'extinction en 24 heures dans la vallée du bas Fraser. Les deux graphiques supérieurs montrent un coefficient d'extinction observé (Mm-1) selon le mois pour le sud de Burnaby et Abbotsford. Les deux graphiques inférieurs montrent un coefficient d'extinction ajusté météorologiquement (Mm-1) selon le mois pour le sud de Burnaby et Abbotsford. Une note indique que les extinctions observées ont été reconstituées à l'aide de la version révisée de la formule IMPROVE(Pitchford, 2007), de données sur la spéciation des MP2,5 sur 24 heures, et de l'échantillonnage un jour sur trois pour les années 2003 à 2010 (stations du Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique 100119, 101004). (So et al., 2013)

Voici les données d'extinction observée (toutes en Mm-1) pour le sud de Burnaby :

  • Janvier -- valeur médiane : 55; fourchette du 25eau 75e centile : 40 à 80; fourchette d'amplitude non aberrante : 30 à 140.
  • Février -- valeur médiane : 60; fourchette du 25eau 75e centile : 40 à 90; fourchette d'amplitude non aberrante : 30 à 138.
  • Mars -- valeur médiane : 45; fourchette du 25e au 75e centile : 40 à 60; fourchette d'amplitude non aberrante : 25 à 95.
  • Avril -- valeur médiane : 45; fourchette du 25e au 75e centile : 40 à 60; fourchette d'amplitude non aberrante : 25 à 95; une valeur aberrante à 99.
  • Mai -- valeur médiane : 50; fourchette du 25e au 75e centile : 40 à 65; fourchette d'amplitude non aberrante : 20 à 85; valeurs aberrantes à 118 et à 122.
  • Juin -- valeur médiane : 45; fourchette du 25e au 75e centile : 40 à 60; fourchette d'amplitude non aberrante : 20 à 85.
  • Juillet -- valeur médiane : 50; fourchette du 25eau 75e centile : 40 à 65; fourchette d'amplitude non aberrante : 35 à 100.
  • Août -- valeur médiane : 55; fourchette du 25e au 75e centile : 45 à 60; fourchette d'amplitude non aberrante : 25 à 90; une valeur aberrante à 105.
  • Septembre -- valeur médiane : 60; fourchette du 25e au 75e centile : 45 à 80; fourchette d'amplitude non aberrante : 20 à 125; valeurs aberrantes à 140 et à 175.
  • Octobre -- valeur médiane : 60; fourchette du 25eau 75e centile : 45 à 75; fourchette d'amplitude non aberrante : 20 à 120; valeurs aberrantes à 125, à 160 et à 170.
  • Novembre -- valeur médiane : 55; fourchette du 25eau 75e centile : 40 à 75; fourchette d'amplitude non aberrante : 25 à 115; valeurs aberrantes à 130, à 140, à 158, à 160 et à 170.
  • Décembre -- valeur médiane : 55; fourchette du 25e au 75e centile : 40 à 75; fourchette d'amplitude non aberrante : 18 à 122; valeurs aberrantes à 145 et à 150.

Voici les données d'extinctions observées (toutes en Mm-1) pour Abbotsford :

  • Janvier -- valeur médiane : 55; fourchette du 25eau 75e centile : 35 à 75; fourchette d'amplitude non aberrante : 20 à 130; une valeur aberrante à 140.
  • Février -- valeur médiane : 60; fourchette du 25eau 75e centile : 35 à 75; fourchette d'amplitude non aberrante : 22 à 130; valeurs aberrantes à 150 et à 160.
  • Mars -- valeur médiane : 45; fourchette du 25e au 75e centile : 40 à 70; fourchette d'amplitude non aberrante : 20 à 105; valeurs aberrantes à 130 et à 150.
  • Avril -- valeur médiane : 45; fourchette du 25e au 75e centile : 40 à 65; fourchette d'amplitude non aberrante : 15 à 115; valeurs aberrantes à 145 et à 150.
  • Mai -- valeur médiane : 60; fourchette du 25e au 75e centile : 55 à 80; fourchette d'amplitude non aberrante : 20 à 100; une valeur aberrante à 120.
  • Juin -- valeur médiane : 45; fourchette du 25e au 75e centile : 38 à 58; fourchette d'amplitude non aberrante : 25 à 85; une valeur aberrante à 118.
  • Juillet -- valeur médiane : 58; fourchette du 25eau 75e centile : 42 à 65; fourchette d'amplitude non aberrante : 25 à 95; valeurs aberrantes à 105 et à 120.
  • Août -- valeur médiane : 60; fourchette du 25e au 75e centile : 55 à 82; fourchette d'amplitude non aberrante : 35 à 118.
  • Septembre -- valeur médiane : 65; fourchette du 25e au 75e centile : 50 à 102; fourchette d'amplitude non aberrante : 25 à 170, une valeur aberrante à 200.
  • Octobre -- valeur médiane : 62; fourchette du 25eau 75e centile : 50 à 98; fourchette d'amplitude non aberrante : 22 à 140.
  • Novembre -- valeur médiane : 50; fourchette du 25eau 75e centile : 38 à 90; fourchette d'amplitude non aberrante : 22 à 122.
  • Décembre -- valeur médiane : 45; fourchette du 25e au 75e centile : 35 à 75; fourchette d'amplitude non aberrante : 18 à 120; valeurs aberrantes à 142, à 160, à 175 et à 180.

Voici les données d'extinction ajustées météorologiquement observée (toutes en Mm-1) pour le sud de Burnaby :

  • Janvier -- valeur médiane : 40; fourchette du 25eau 75e centile : 25 à 55; fourchette d'amplitude non aberrante : 22 à 85.
  • Février -- valeur médiane : 40; fourchette du 25eau 75e centile : 30 à 52; fourchette d'amplitude non aberrante : 25 à 75; une valeur aberrante à 95.
  • Mars -- valeur médiane : 42; fourchette du 25e au 75e centile : 35 à 60; fourchette d'amplitude non aberrante : 25 à 80.
  • Avril -- valeur médiane : 45; fourchette du 25e au 75e centile : 38 à 60; fourchette d'amplitude non aberrante : 25 à 90; une valeur aberrante à 105.
  • Mai -- valeur médiane : 55; fourchette du 25e au 75e centile : 45 à 78; fourchette d'amplitude non aberrante : 25 à 100; une valeur aberrante à 140.
  • Juin -- valeur médiane : 55; fourchette du 25e au 75e centile : 45 à 75; fourchette d'amplitude non aberrante : 25 à 110.
  • Juillet -- valeur médiane : 60; fourchette du 25eau 75e centile : 45 à 80; fourchette d'amplitude non aberrante : 38 à 115.
  • Août -- valeur médiane : 58; fourchette du 25e au 75e centile : 45 à 70; fourchette d'amplitude non aberrante : 30 à 95; une valeur aberrante à 110.
  • Septembre -- valeur médiane : 55; fourchette du 25e au 75e centile : 40 à 70; fourchette d'amplitude non aberrante : 30 à 110.
  • Octobre -- valeur médiane : 45; fourchette du 25eau 75e centile : 35 à 55; fourchette d'amplitude non aberrante : 20 à 70; une valeur aberrante à 105.
  • Novembre -- valeur médiane : 38; fourchette du 25eau 75e centile : 30 à 50; fourchette d'amplitude non aberrante : 20 à 70; une valeur aberrante à 95.
  • Décembre -- valeur médiane : 38; fourchette du 25e au 75e centile : 30 à 50; fourchette d'amplitude non aberrante : 20 à 70.

Voici les données d'extinction ajustées météorologiquement observée (toutes en Mm-1) pour Abbotsford :

  • Janvier -- valeur médiane : 30; fourchette du 25eau 75e centile : 25 à 40; fourchette d'amplitude non aberrante : 15 à 50; une valeur aberrante à 65.
  • Février -- valeur médiane : 40; fourchette du 25eau 75e centile : 30 à 55; fourchette d'amplitude non aberrante : 15 à 90.
  • Mars -- valeur médiane : 40; fourchette du 25e au 75e centile : 35 à 55, fourchette d'amplitude non aberrante : 20 à 85; valeurs aberrantes à 90, à 95 et à 100.
  • Avril -- valeur médiane : 55; fourchette du 25e au 75e centile : 40 à 80; fourchette d'amplitude non aberrante : 20 à 125; valeurs aberrantes à 160 et à 165.
  • Mai -- valeur médiane : 75; fourchette du 25e au 75e centile : 60 à 90; fourchette d'amplitude non aberrante : 22 à 120.
  • Juin -- valeur médiane : 55; fourchette du 25e au 75e centile : 45 à 70; fourchette d'amplitude non aberrante : 30 à 100; valeurs aberrantes à 115 et à 125.
  • Juillet -- valeur médiane : 70; fourchette du 25eau 75e centile : 50 à 75; fourchette d'amplitude non aberrante : 30 à 110; valeurs aberrantes à 120 et à 140.
  • Août -- valeur médiane : 72; fourchette du 25e au 75e centile : 55 à 85; fourchette d'amplitude non aberrante : 38 à 122.
  • Septembre -- valeur médiane : 70; fourchette du 25e au 75e centile : 50 à 98; fourchette d'amplitude non aberrante : 22 à 160.
  • Octobre -- valeur médiane : 60; fourchette du 25eau 75e centile : 30 à 90; fourchette d'amplitude non aberrante : 22 à 130.
  • Novembre -- valeur médiane : 40; fourchette du 25eau 75e centile : 25 à 60; fourchette d'amplitude non aberrante : 20 à 90.
  • Décembre -- valeur médiane : 38; fourchette du 25e au 75e centile : 25 à 60; fourchette d'amplitude non aberrante : 18 à 92.

 

Sur le site urbain Beacon Hill de Seattle (Figure 9.2 a), l'extinction médiane observée (non corrigée) était statistiquement plus élevée (p < 0,05) pendant les mois d'automne qu'au printemps et en été pour la période allant de 2001 à 2011. Les épisodes de mauvaise visibilité, tel qu'il est indiqué par la partie supérieure non aberrante et par les valeurs aberrantes, ont été plus fréquents de septembre à février. Sur ce site, la fumée provenant de la combustion du bois peut jouer un rôle pendant les mois les plus froids; cela peut être attribuable à l'augmentation de l'humidité et à la condensation de composés semi-volatils en raison des températures plus fraîches et d'une hauteur de la couche limite plus basse. Les observations sur le site plus rural de Mount Rainier montrent la tendance opposée (Figure 9.2 b), avec une extinction médiane statistiquement plus élevée (p < 0,05) au cours de l'été par rapport à toutes les autres saisons. Au site de Mount Rainier, la tendance saisonnière peut être liée à la fumée des incendies de forêt associée à la formation de particules organiques secondaires biosynthétiques. En outre, étant donné que le site de Mount Rainier se situe à une altitude de 439 m, les effets de la hauteur de la couche limite sur l'extinction durant l'hiver peuvent ne pas être aussi importants que les effets observés sur les sites dont l'altitude est inférieure.

 

Figure 9.2 Extinction reconstituée saisonnière moyenne sur 24 heures dans la région de Puget Sound (2000-2011).

(a) Beacon Hill (2001-2011)

Figure 9.2 Extinction reconstituée saisonnière moyenne sur 24 heures dans la région de Puget Sound (2000-2011). (Voir la description ci-dessous)

(b) Mount Rainier (2000-2011)

Figure 9.2 Extinction reconstituée saisonnière moyenne sur 24 heures dans la région de Puget Sound (2000-2011). (Voir la description ci-dessous)

Remarques : Données sur la spéciation moyenne sur 24 heures, échantillonnage un jour sur trois (site IMPROVE53-033-0080 pour Beacon Hill) (site IMPROVE53-053-0014 pour Mount Rainier).

Description de la figure 9.2

La figure 9.2 est composée de deux tracés en rectangle et moustaches qui montrent la valeur médiane, la fourchette du 25e au 75e centile, la fourchette d'amplitude non aberrante, ainsi que les valeurs aberrantes pour l'extinction reconstituée sur 24 heures dans la région de Puget Sound. Le graphique de gauche représente l'extinction totale en Mm-1 pour Beacon Hill, et celui de droite représente l'extinction totale en Mm-1 pour le Mont Rainier. Une note indique que les tracés ont été créés à partir des données sur la spéciation sur 24 heures, selon un échantillonnage un jour sur trois pour les années 2001 à 2011 à Beacon Hill* (site IMPROVE: 53-033-0080), et pour les années 2000 à 2011 au Mont Rainier (site IMPROVE: 53-053-0014).

Voici les données d'extinction totale (toutes en Mm-1) pour Beacon Hill :

  • Janvier -- valeur médiane : 60; fourchette du 25eau 75e centile : 40 à 90; fourchette d'amplitude non aberrante : 20 à 160; valeurs aberrantes à 170, à 195 et à 210.
  • Février -- valeur médiane : 60; fourchette du 25eau 75e centile : 40 à 105; fourchette d'amplitude non aberrante : 20 à 195; valeurs aberrantes à 220 et à 230.
  • Mars -- valeur médiane : 50; fourchette du 25e au 75e centile : 35 à 65; fourchette d'amplitude non aberrante : 20 à 100; valeurs aberrantes à 110, à 130, à 140 et à 145.
  • Avril -- valeur médiane : 50, fourchette du 25e au 75e centile : 40 à 70; fourchette d'amplitude non aberrante : 25 à 110; valeurs aberrantes à 120 et à 135.
  • Mai -- valeur médiane : 55; fourchette du 25e au 75e centile : 40 à 70; fourchette d'amplitude non aberrante : 25 à 110.
  • Juin -- valeur médiane : 50; fourchette du 25e au 75e centile : 38 à 65; fourchette d'amplitude non aberrante : 20 à 90; valeur aberrante à 125.
  • Juillet -- valeur médiane : 55; fourchette du 25eau 75e centile : 45 à 70; fourchette d'amplitude non aberrante : 25 à 110; valeurs aberrantes à 115, à 120 et à 145.
  • Août -- valeur médiane : 60; fourchette du 25e au 75e centile : 50 à 75; fourchette d'amplitude non aberrante : 25 à 120; valeur aberrante à 145.
  • Septembre -- valeur médiane : 65; fourchette du 25e au 75e centile : 55 à 85; fourchette d'amplitude non aberrante : 25 à 120; valeurs aberrantes à 140, à 145 et à 150.
  • Octobre -- valeur médiane : 80; fourchette du 25eau 75e centile : 55 à 105; fourchette d'amplitude non aberrante : 25 à 185; valeurs aberrantes à 230, à 235, à 250, à 255 et à 265.
  • Novembre -- valeur médiane : 65; fourchette du 25eau 75e centile : 50 à 100; fourchette d'amplitude non aberrante : 25 à 175; valeurs aberrantes à 180, à 185, à 225 et à 235.
  • Décembre -- valeur médiane : 60; fourchette du 25e au 75e centile : 45 à 105; fourchette d'amplitude non aberrante : 25 à 200; valeurs aberrantes à 220 et à 230.

Voici les données d'extinction totale (toutes en Mm-1) pour le Mont Rainier :

  • Janvier -- valeur médiane : 20; fourchette du 25eau 75e centile : 15 à 25; fourchette d'amplitude non aberrante : 10 à 35; plusieurs valeurs aberrantes de 38 à 50.
  • Février -- valeur médiane : 25; fourchette du 25eau 75e centile : 20 à 30; fourchette d'amplitude non aberrante : 10 à 50.
  • Mars -- valeur médiane : 25; fourchette du 25e au 75e centile : 20 à 30; fourchette d'amplitude non aberrante : 10 à 55; plusieurs valeurs aberrantes de 58 à 70.
  • Avril -- valeur médiane : 30; fourchette du 25e au 75e centile : 25 à 40; fourchette d'amplitude non aberrante : 10 à 60; valeurs aberrantes à 68, à 70, à 75 et à 80.
  • Mai -- valeur médiane : 30; fourchette du 25e au 75e centile : 25 à 45; fourchette d'amplitude non aberrante : 10; une valeur aberrante à 85.
  • Juin -- valeur médiane : 30; fourchette du 25e au 75e centile : 25 à 50; fourchette d'amplitude non aberrante : 10 à 80.
  • Juillet -- valeur médiane : 40; fourchette du 25eau 75e centile : 35 à 58; fourchette d'amplitude non aberrante : 20 à 90; plusieurs valeurs aberrantes de 90 à 110.
  • Août -- valeur médiane : 45; fourchette du 25e au 75e centile : 35 à 55; fourchette d'amplitude non aberrante : 15 à 75.
  • Septembre -- valeur médiane : 40; fourchette du 25e au 75e centile : 30 à 50; fourchette d'amplitude non aberrante : 15 à 75; valeurs aberrantes à 80, à 95 et à 100.
  • Octobre -- valeur médiane : 35; fourchette du 25eau 75e centile : 30 à 45; fourchette d'amplitude non aberrante : 10 à 70; valeurs aberrantes à 75 et à 85.
  • Novembre -- valeur médiane : 25; fourchette du 25eau 75e centile : 20 à 30; fourchette d'amplitude non aberrante : 10 à 50; plusieurs valeurs aberrantes de 55 à 65.
  • Décembre -- valeur médiane : 20; fourchette du 25e au 75e centile : 20 à 28; fourchette d'amplitude non aberrante : 10 à 40; plusieurs valeurs aberrantes de 45 à 50.

 

Mesures horaires de l’extinction de la lumière reconstituée

En plus de reconstituer l’extinction à l’aide de mesures des matières particulaires, l’extinction de la lumière peut être reconstituée à partir de mesures optiques d’un néphélomètre ambiant (Bdiff), d’un analyseur de NO2(Bag) et d’un aethalomètre (Bap). À l’aide de cette méthode, l’extinction horaire médiane était de 51 Mm-1 (portée visuelle de 77 km) pour Chilliwack en 2011 (So et al., 2013). Comme pour le sud de Burnaby et Abbotsford, la plus forte extinction médiane est survenue en automne et en hiver, à Chilliwack et à l’aéroport de Vancouver (figure 9.3). La meilleure visibilité (extinction médiane la plus faible) a été enregistrée de janvier à mars à Chilliwack et de février à avril à l’aéroport de Vancouver (So et al., 2013).

Figure 9.3 Extinction horaire saisonnière reconstituée à partir de mesures optiques dans la vallée du bas Fraser.

Figure 9.3 Extinction horaire saisonnière reconstituée à partir de mesures optiques dans la vallée du bas Fraser. (Voir la description ci-dessous)

Remarques : L’extinction a été estimée à l’aide de mesures optiques recueillies à partir d’un néphélomètre ambiant (Bdiff), d’un aethalomètre (Bap) et d’un analyseur de NO2 (Bag) à Chilliwack (T12) de janvier à décembre 2011 et à l’aéroport de Vancouver (T31) du 11 février au 31 décembre 2011.

Description de la figure 9.3

La figure 9.3 est composée de deux tracés en rectangle et moustaches qui montrent la valeur médiane, la fourchette du 25e au 75e centile et la fourchette d'amplitude non aberrante pour l'extinction horaire saisonnière reconstituée à partir de mesures optiques dans la vallée du bas Fraser. Le tracé de gauche indique les valeurs Bext horaires en Mm-1 pour Chilliwack du 1er janvier 2011 au 31 décembre 2011, et le diagramme de droite indique les valeurs Bext en Mm-1 pour l'aéroport de Vancouver du 11 février 2011 au 31 décembre 2011. Une note indique que l'extinction a été estimée à l'aide de mesures optiques recueillies à partir d'un néphélomètre ambiant (Bdiff), d'un aethalomètre (Bap) et d'un analyseur de NO2 (Bag).

Voici les données Bext horaires (toutes en Mm-1) pour Chilliwack :

  • Janvier -- valeur médiane : 38; fourchette du 25eau 75e centile : 25 à 70; fourchette d'amplitude non aberrante : 10 à 135.
  • Février -- valeur médiane : 38; fourchette du 25eau 75e centile : 25 à 55; fourchette d'amplitude non aberrante : 10 à 100.
  • Mars -- valeur médiane : 38; fourchette du 25e au 75e centile : 25 à 50; fourchette d'amplitude non aberrante : 15 à 90.
  • Avril -- valeur médiane : 40; fourchette du 25e au 75e centile : 30 à 50; fourchette d'amplitude non aberrante : 20 à 90.
  • Mai -- valeur médiane : 50; fourchette du 25e au 75e centile : 35 à 70; fourchette d'amplitude non aberrante : 15 à 120.
  • Juin -- valeur médiane : 45; fourchette du 25e au 75e centile : 30 à 65; fourchette d'amplitude non aberrante : 15 à 122.
  • Juillet -- valeur médiane : 42; fourchette du 25eau 75e centile : 30 à 60; fourchette d'amplitude non aberrante : 15 à 100.
  • Août -- valeur médiane : 70; fourchette du 25e au 75e centile : 50 à 90; fourchette d'amplitude non aberrante : 25 à 150.
  • Septembre -- valeur médiane : 60; fourchette du 25e au 75e centile : 35 à 90; fourchette d'amplitude non aberrante : 15 à 165.
  • Octobre -- valeur médiane : 70; fourchette du 25eau 75e centile : 45 à 110; fourchette d'amplitude non aberrante : 25 à 190.
  • Novembre -- valeur médiane : 55; fourchette du 25eau 75e centile : 35 à 80; fourchette d'amplitude non aberrante : 15 à 155.
  • Décembre -- valeur médiane : 60; fourchette du 25e au 75e centile : 40 à 120; fourchette d'amplitude non aberrante : 15 à 235.

Voici les données Bext horaires (toutes en Mm-1) pour l'aéroport de Vancouver :

  • Février -- valeur médiane : 35; fourchette du 25eau 75e centile : 28 à 48; fourchette d'amplitude non aberrante : 15 à 75.
  • Mars -- valeur médiane : 35; fourchette du 25e au 75e centile : 28 à 50; fourchette d'amplitude non aberrante : 10 à 85.
  • Avril -- valeur médiane : 40; fourchette du 25e au 75e centile : 28 à 55; fourchette d'amplitude non aberrante : 15 à 95.
  • Mai -- valeur médiane : 45; fourchette du 25e au 75e centile : 32 à 60; fourchette d'amplitude non aberrante : 18 à 100.
  • Juin -- valeur médiane : 42; fourchette du 25e au 75e centile : 30 à 65; fourchette d'amplitude non aberrante : 15 à 110.
  • Juillet -- valeur médiane : 40; fourchette du 25eau 75e centile : 30 à 50; fourchette d'amplitude non aberrante : 18 à 90.
  • Août -- valeur médiane : 50; fourchette du 25e au 75e centile : 38 à 65; fourchette d'amplitude non aberrante : 20 à 110.
  • Septembre -- valeur médiane : 50; fourchette du 25e au 75e centile : 40 à 70; fourchette d'amplitude non aberrante : 15 à 115.
  • Octobre -- valeur médiane : 55; fourchette du 25eau 75e centile : 38 à 80; fourchette d'amplitude non aberrante : 22 à 145.
  • Novembre -- valeur médiane : 55; fourchette du 25eau 75e centile : 38 à 75; fourchette d'amplitude non aberrante : 20 à 130.
  • Décembre -- valeur médiane : 65; fourchette du 25e au 75e centile : 45 à 100; fourchette d'amplitude non aberrante : 18 à 185.

 

Figure 9.4 Extinction de la lumière diurne reconstituée à partir de mesures optiques horaires à Abbotsford.

Figure 9.4 Extinction de la lumière diurne reconstituée à partir de mesures optiques horaires à Abbotsford.

Remarques : L’extinction a été estimée à l’aide de mesures recueillies à partir d’un néphélomètre ambiant (Bdiff), d’un aethalomètre (Bap) et d’un analyseur de NO2 Bag) à Abbotsford (T34) de mai 2009 à avril 2010.

Description de la figure 9.4

La figure 9.4 est composée de deux tracés en rectangle et moustaches qui montrent la valeur médiane, la fourchette du 25e au 75e centile et la fourchette de 1 à 99 % pour Abbotsford. Le tracé de gauche montre l'extinction observée, et celui de droite, l'extinction ajustée météorologiquement (données corrigées en fonction de l'humidité et de la hauteur de mélange). Une note indique que l'extinction a été estimée à l'aide de mesures optiques recueillies à partir d'un néphélomètre ambiant (Bdiff), d'un aethalomètre (Bap) et d'un analyseur de NO2 (Bag).

Pour le tracé d'extinction observé, la valeur Bext diurne (en Mm-1) est donnée comme la somme des valeurs Bdiff (d'un néphélomètre), Bap (d'un aethalomètre), et Bag (d'un analyseur de NO2). Les données sont pour la période du 28 mai 2009 au 31 mars 2010. À 0 h, la valeur médiane est d'environ 60 Mm-1. Elle demeure à ce niveau jusqu'à 3 h, après quoi elle diminue constamment pour atteindre un minimum légèrement inférieur à 40 Mm-1 à 14 h. Elle augmente ensuite de façon constante jusqu'à un maximum d'un peu plus de 60 Mm-1 à 21 h avant de diminuer légèrement à 60 Mm-1 à 24 h. La valeur de 25 % demeure entre 35 et 40 Mm-1 jusqu'après 9 h, diminue ensuite à environ 30 Mm-1 jusqu'à 18 h, avant d'augmenter de nouveau pour atteindre de 35 à 40 Mm-1. La valeur de 75 % est d'environ 95 Mm-1de 0 h à 3 h; elle diminue ensuite de façon constante jusqu'à un minimum d'environ 55 Mm-1 à 15 h avant d'augmenter de nouveau jusqu'à un peu moins de 100 Mm-1 à 24 h. La valeur de 1 % demeure entre 10 et 20 Mm-1 tout au long de la journée. La valeur de 99 % est d'environ 250 Mm-1 à 0 h; elle diminue à moins de 200 Mm-1 à 1 h avant d'augmenter de nouveau à environ 220 Mm-1 de 2 h à 5 h. Elle diminue constamment jusqu'à un minimum de 110 Mm-1 à 14 h, à l'exception d'une remontée à 220 Mm-1 à 8 h. Après 14 h, elle augmente constamment pour atteindre 220 Mm-1 à 24 h.

Pour le tracé d'extinction ajusté météorologiquement, la valeur Bext diurne (en Mm-1) est donnée comme la somme des valeurs Bdiff (d'un néphélomètre), Bap (d'un aethalomètre), et Bag (d'un analyseur de NO2). Les données sont pour la période du 28 mai 2009 au 31 mars 2010. À 0 h, la valeur médiane Bext est d'environ 25 Mm-1; elle diminue jusqu'à un minimum de 20 Mm-1 à 4 h avant d'augmenter de façon constante jusqu'à un peu moins de 60 Mm-1 à 10 h. De 10 h à 13 h, elle augmente très légèrement jusqu'à un maximum d'environ 60 Mm-1. Après 13 h, elle diminue constamment pour atteindre 25 Mm-1 à 24 h. La valeur de 25 % suit une tendance semblable : elle diminue, passant d'un peu moins de 20 Mm-1 à environ 10 Mm-1 à 4 h, avant d'augmenter à un peu plus de 40 Mm-1 à 13 h et de diminuer jusqu'à 20 Mm-1 à 24 h. La valeur de 75 % suit la même tendance : elle commence la journée à 40 Mm-1, diminue à environ 30 Mm-1, augmente jusqu'à un peu plus de 80 Mm-1 et rediminue ensuite à environ 50 Mm-1. La valeur de 1 % suit également la même tendance : elle commence la journée à 10 Mm-1, diminue à environ 5 Mm-1, augmente jusqu'à un peu plus de 25 Mm-1 et rediminue ensuite à environ 10 Mm-1. La valeur de 99 % est d'environ 145 Mm-1 à 0 h, diminue jusqu'à 70 Mm-1 à 6 h et augmente jusqu'à 200 Mm-1 à 13 h. Des pics à 190 Mm-1 et à 210 Mm-1 sont observés à 8 h et à 11 h, respectivement. Après 13 h, la valeur diminue pour atteindre un peu plus de 100 Mm-1 à 21 h avant d'augmenter à 125 Mm-1 à 24 h.

 

La tendance diurne de la visibilité, déterminée à partir de l’extinction reconstituée pour la période de mai 2009 à avril 2010 à Abbotsford (figure 9.4a), indique que l’extinction est la plus faible entre 14 et 15 h, heure locale, et la plus élevée pendant la nuit, entre 21 h et 4 h du matin. Pendant les heures de jour, l’extinction diminue à mesure que la journée progresse, puis augmente de nouveau après 16 h. Après ajustement météorologique pour l'humidité relative et la hauteur de la couche limite (figure 9.4b), la tendance diurne de l'extinction montre un maximum durant les heures du jour et un minimum au cours de la nuit.

9.2.2 Perception de la visibilité

Même s’il n’existe aucune norme de visibilité à l’heure actuelle, les problèmes de visibilité peuvent être évalués par rapport aux conditions de visibilité naturelle et par rapport à l’acceptabilité perçue. Le terme « conditions de visibilité naturelle » représente l’objectif final du programme de réduction de la brume sèche régionale des États-Unis, dans le cadre duquel on estime qu’il y a une visibilité à long terme dans une zone fédérale obligatoire de catégorie I en l’absence de problèmes de visibilité d’origine anthropique ((WA DOE), 2002). En vertu du Regional Haze Rule des États-Unis, on estime que le site Mount Rainier a une portée visuelle naturelle de 180 km (les jours les plus défavorables) à 300 km (les jours les plus favorables) ((WA DOE), 2002). D’après les mesures ambiantes, la portée visuelle moyenne observée en 2008 était d’environ 150 km. Pour toutes les observations menées un jour sur trois depuis 2001, la portée visuelle de Mount Rainier dépassait 180 km 31 % du temps, et 300 km 2,5 % du temps.

D’après une évaluation des images de visibilité prises à plusieurs endroits de la vallée du bas Fraser, les problèmes de visibilité dans la vallée du bas Fraser se remarquent à des concentrations horaires de MP2,5 de seulement 8 à 10 μg/m3. À des concentrations entre 10 et 20 μg/m3, la visibilité est sensiblement touchée, alors qu’au-delà de 20 μg/m3, elle est gravement touchée et la vue des étendues montagneuses environnantes est complètement cachée (Vingarzan, 2010).

L’établissement d’un objectif de visibilité est en cours dans le bassin de Georgia. Cet effort est dirigé par le Comité de coordination de la visibilité de la Colombie-Britannique (2013). Dans le cadre de cet effort, une étude récente menée dans la vallée du bas Fraser a quantifié les niveaux de visibilité acceptables à l’aide d’un ensemble de cotes de qualité visuelle de l’air et a élaboré un indice de visibilité correspondant pour évaluer les problèmes de visibilité pour un panorama de Chilliwack avec des cibles visuelles allant de 15 à 45 km de l’observateur (Sakiyama et Kellerhals, 2010). Selon l’indice de visibilité basé sur la qualité visuelle de l’air, en 2011, le site de Chilliwack (figure 9.5) a connu une visibilité très mauvaise à mauvaise 0 à 4 % du temps, une visibilité passable 24 % du temps, une bonne visibilité 46 % du temps et une excellente visibilité 26 % du temps. À Chilliwack, le plus grand nombre d’observations horaires d’une visibilité mauvaise et très mauvaise a été relevé en automne (Vingarzan, 2010). Des travaux supplémentaires sont en cours en vue de peaufiner et de valider l’indice de visibilité proposé en établissant trois sites d’indice de visibilité dans la vallée du bas Fraser.

Figure 9.5 Répartition annuelle de 2011 de la perception de la visibilité à Chilliwack en fonction des catégories de l’indice de visibilité élaboré par Sakiyama et Kellerhals (2010).

Figure 9.5 Répartition annuelle de 2011 de la perception de la visibilité à Chilliwack en fonction des catégories de l’indice de visibilité élaboré par Sakiyama et Kellerhals (2010). (Voir la description ci-dessous)

Remarques : Les observations horaires de l’extinction ont été estimées à l’aide de mesures recueillies à partir d’un néphélomètre ambiant (Bdiff), d’un aethalomètre (Bap) et d’un analyseur de NO2(Bag) à Chilliwack en 2011. Les pourcentages indiquent la répartition de la visibilité dans chacune des catégories de l’indice de visibilité (So et al., 2013). Il convient de noter que l’indice de visibilité proposé ne s’applique qu’aux heures de jour (lever du soleil + 2 heures ≤ heures ≤ coucher du soleil – 2 heures) lorsque l’humidité relative est inférieure ou égale à 75 %. Le panorama observé comprenait des cibles visuelles situées de 15 à 45 km de l’observateur.

Description de la figure 9.5

La figure 9.5 est un diagramme à barres qui présente le pourcentage d'heures dans chacune des cinq catégories proposées de perception de la visibilité basées sur la qualité visuelle de l'air. Les catégories sont : « Très faible » (plus de 27,5 deciviews), « Faible » (de 22 à 27,5 deciviews), « Raisonnable » (de 16,5 à 22 deciviews), « Bon » (11 à 16,5 deciviews), et « Excellent » (moins de 11 deciviews). Une note indique que les observations d'unités de deciview horaires ont été calculées à l'aide de mesures recueillies à partir d'un néphélomètre ambiant (Bdiff), d'un aethalomètre (Bap) et d'un analyseur de NO2(Bag) à Chilliwack en 2011. Voici les pourcentages pour chacune des catégories : Très faible, 0 %; Faible, 5 %; Raisonnable, 25 %; Bon, 43 %; et Excellent, 26 %. Une note informe que les pourcentages indiquent la répartition de la visibilité dans chacune des catégories de l'indice de visibilité (So et al., 2013). Il convient de noter que l'indice de visibilité proposé ne s'applique qu'aux heures de jour (lever du soleil + 2 heures ≤ heures ≤ coucher du soleil – 2 heures) et lorsque l'humidité relative est inférieure ou égale à 75 %. Le panorama observé comprenait des cibles visuelles situées de 15 à 45 km de l'observateur.

 

Une autre étude réalisée à l’échelle locale par Environnement Canada évaluait les cotes de visibilité perçue par des résidents de la vallée du bas Fraser par rapport à la fréquence des jours de mauvaise visibilité (en plus de la visibilité d’un seul jour). On a présenté à des groupes de discussion composés de résidents locaux une série d’images photographiques illustrant des scénarios de visibilité de panoramas régionaux de dix jours. L’étude a été entreprise afin de mieux comprendre de quelle manière les répondants réagissent à des scénarios de visibilité de plusieurs jours et de déterminer si les répercussions sur les politiques seraient similaires à celles obtenues à partir des études précédentes portant sur une journée. Les résultats ont indiqué que les gens réagissent plus favorablement aux améliorations de la visibilité qui ont donné lieu à l’augmentation du nombre de jours dans la meilleure catégorie. Une politique permettant simplement de supprimer les jours les plus défavorables, sans faire augmenter en parallèle les jours les plus favorables aurait peu d’effet. Dans le cadre de l’étude, il a été recommandé qu’une norme de visibilité précise un nombre minimal de jours de bonne visibilité (meilleur quintile) au cours de l’année (McNeil et Roberge, 2007).

9.2.3 Tendances relatives à la visibilité

Étant donné les tendances à la baisse des concentrations de MP2,5 dans le bassin atmosphérique de Georgia Basin/Puget Sound, il est raisonnable de s’attendre à ce que la visibilité moyenne s’améliore. Un examen des observations de la visibilité à long terme semble confirmer cela.

Tendances relatives à la visibilité dans la région de Puget Sound

La portée visuelle quotidienne de Mount Rainier s’est améliorée au cours des 20 dernières années selon la tendance présentée dans la figure 9.6. La moyenne mobile de la portée visuelle sur 12 mois a augmenté, passant d’environ 100 km à la fin des années 1980 à plus de 150 km en 2008. La majeure partie de la variabilité d’une année sur l’autre enregistrée à Mount Rainier s’explique par les conditions météorologiques, tandis que la tendance sous-jacente est sans doute le résultat des réductions des émissions.

Figure 9.6 Tendances relatives à la visibilité à Mount Rainier (1987-2008).

Figure 9.6 Tendances relatives à la visibilité à Mount Rainier (1987-2008). (Voir la description ci-dessous)

Remarques : Les données représentent la visibilité quotidienne moyenne observée à Mount Rainier et mesurée sur un cycle d’un jour sur trois, à partir du site MORA du réseau IMPROVE.

Description de la figure 9.6

La figure 9.6 est un diagramme de la portée visuelle en kilomètres en fonction de l'année pour Mount Rainier, de 1987 à 2008. La portée visuelle brute est dessinée, ainsi que la moyenne mobile sur 12 mois. Une note indique que les données représentent la visibilité quotidienne moyenne observée à Mount Rainier et mesurée sur un cycle d'un jour sur trois, à partir du site MORA du réseau IMPROVE. La moyenne mobile sur 12 mois a augmenté de façon constante, passant d'environ 100 km en 1987 à plus de 150 km en 2008. Des fluctuations mineures dans la moyenne mobile ont été observées (plus ou moins de 5 à 10 km). Les données non calculées selon la moyenne sont considérablement plus bruyantes, couvrant une portée d'environ plus ou moins de 100 km.

 

Une analyse du ministère de l’Environnement de l’État de Washington ((WA DOE), 2002) portant sur les données relatives à l’extinction relevées à Mount Rainier de 1988 à 1999 a révélé des tendances à la baisse statistiquement significatives relativement à l’extinction pendant les jours les plus favorables, les moins favorables et tous les autres. Une analyse de l’attribution de la perte de visibilité a révélé que toutes les composantes étaient à la baisse sur le plan statistique, à l’exception du sol, les plus importantes améliorations étant enregistrées pour le carbone organique et le carbone élémentaire. L’attribution de la perte de visibilité est traitée de façon plus approfondie dans la section suivante.

L’amélioration observée à Mount Rainier correspond à l’amélioration de la portée visuelle moyenne dans le bassin atmosphérique de Puget Sound. La moyenne mobile de la portée visuelle sur 12 mois mesurée dans des sites avec néphélomètre du réseau de surveillance de la région du Puget Sound a augmenté de façon constante, passant d’environ 80 km en 1990 à près de 130 km en 2009 (PSCAA, 2009).

Tendances relatives à la visibilité dans le bassin de Georgia

Comme pour les MP2,5, la période d’enregistrement des mesures d’extinction dans le bassin de Georgia (qui a commencé en 2003) est trop courte pour déterminer des tendances fiables. Toutefois, une analyse de la tendance à long terme des enregistrements de la visibilité perçue par l’observateur aux aéroports internationaux de Vancouver et d’Abbotsford pour la période 1953-2006 (So et Vingarzan, 2010) indique que la visibilité supérieure ou égale à 24,1 km a brusquement augmenté après 1970, tandis que la tendance relative à la fumée et à la brume sèche a diminué de façon constante depuis 1960. Ces améliorations sont liées à l’introduction de règlements sur la qualité de l’air, au déplacement de l’industrie lourde et aux changements relatifs au mazout de chauffage domestique.

9.3 Attribution de la perte de visibilité

Pour comprendre les causes sous-jacentes de la mauvaise visibilité, il faut mener une analyse de l’attribution de la perte de visibilité, qui est similaire à une analyse de la composition des matières particulaires. Les récentes analyses de l’attribution de l’extinction ont été réalisées pour les sites Burnaby et Abbotsford de Georgia Basin et pour le site Mount Rainier de la région de Puget Sound.

9.3.1 Attribution de la perte de visibilité dans le bassin de Georgia

Figure 9.7 résume l’analyse de l’attribution de l’extinction menée pour le sud de Burnaby et Abbotsford dans la vallée du bas Fraser (So et al., 2013). Au sud de Burnaby, la matière organique et le nitrate représentent la plus grande partie de la perte de visibilité (21 % chacun), suivis par le carbone élémentaire (20 %), le sulfate (17 %) et le NO2(11 %). À Abbotsford, le nitrate représente une partie légèrement plus importante de la perte de visibilité (30 %), suivi par la matière organique (22 %), le carbone élémentaire (17 %), le sulfate (15 %) et les particules grossières (7 %).

 

Figure 9.7 Contributions annuelles à l’extinction reconstituée totale par espèce particulaire et gazeuse au sud de Burnaby et à Abbotsford, 2003-2010.

Figure 9.7 Contributions annuelles à l’extinction reconstituée totale par espèce particulaire et gazeuse au sud de Burnaby et à Abbotsford, 2003-2010. (Voir la description ci-dessous)

Remarques : La diffusion de Rayleigh (qui représente environ 20 % de l’extinction totale) n’est pas comprise;
SO4 = sulfate; NO3 = nitrate; MO = matière organique; = carbone élémentaire; Sol = sol à grains fins; SM = sel de mer; NO2 = dioxyde d’azote; PG = particules grossières

Description de la figure 9.7

La figure 9.7 est composée de deux diagrammes à secteurs, un qui montre les contributions annuelles à l'extinction reconstituée totale par espèce particulaire et gazeuse au sud de Burnaby, et un qui montre les contributions annuelles à l'extinction reconstituée totale par espèce particulaire et gazeuse à Abbotsford. Une note indique que la diffusion de Rayleigh (qui représente environ 20 % de l'extinction totale) n'est pas comprise.

Pour le sud de Burnaby, les contributions sont les suivantes : sulfate, 17 %, nitrate, 21 %, matières organiques, 21 %, carbone élémentaire, 20 %, sols à grains fins, 1 %, sel de mer, 2 %, dioxyde d'azote, 11 %, et particules grossières, 7 %.

Pour Abbotsford, les contributions sont les suivantes : sulfate, 15 %, nitrate, 30 %, matières organiques, 23 %, carbone élémentaire, 17 %, sols à grains fins, 1 %, sel de mer, 2 %, dioxyde d'azote, 5 %, et particules grossières, 7 %.

 

So et al. (2013) ont également déterminé la variabilité saisonnière de l’attribution de l’extinction pour la vallée du bas Fraser (non illustrée), le nitrate représentant un plus grand pourcentage de l’extinction pendant l’automne et l’hiver et le sulfate représentant un plus grand pourcentage pendant l’été. Une analyse des 20 % de conditions de visibilité les plus défavorables ajustées météorologiquement (Figure 9.8) a révélé d’importantes contributions du carbone au sud de Burnaby et à Abbotsford. respectivement, suivis par le sulfate au sud de Burnaby et la matière organique à Abbotsford. À Abbotsford, les jours durant lesquels la visibilité a été la plus mauvaise ont également été significativement altérés par les nitrates.

 

Figure 9.8 Contributions à l’extinction ajustée selon l’humidité relative filtrée et la hauteur de la couche limite par espèce particulaire et gazeuse pour les 20 % des conditions de visibilité les plus favorables et les plus défavorables au sud de Burnaby et à Abbotsford (2003-2010).

Figure 9.8 Contributions à l’extinction ajustée selon l’humidité relative filtrée et la hauteur de la couche limite par espèce particulaire et gazeuse pour les 20 % des conditions de visibilité les plus favorables et les plus défavorables au sud de Burnaby et à Abbotsford (2003-2010). (Voir la description ci-dessous)

Remarques : La diffusion de Rayleigh (qui représente environ 20 % de l’extinction totale) n’est pas comprise. SO4 = sulfate; NO3 = nitrate; MO = matière organique; = carbone élémentaire; Sol = sol à grains fins; SM = sel de mer; NO2 = dioxyde d’azote; PG = particules grossières

Description de la figure 9.8

La figure 9.8 montre la contribution à l'extinction ajustée (en Mm-1) par huit différentes espèces particulaires et gazeuses pour les 20 % des conditions de visibilité les plus favorables et les plus défavorables au sud de Burnaby et à Abbotsford. La figure comprend une note qui indique que la diffusion de Rayleigh (qui représente environ 20 % de l'extinction totale) n'est pas comprise dans l'analyse.

Voici les 20 % des contributions de visibilité les plus favorables à l'extinction ajustée pour le sud de Burnaby : sulfate, 3 Mm-1; nitrate, 3 Mm-1; matières organiques, 3 Mm-1; carbone élémentaire, 4 Mm-1; sol à grains fins, <1 Mm-1; sel de mer, 1 Mm-1; dioxyde d'azote, 3 Mm-1; et particules grossières, 2 Mm-1.

Voici les 20 % des contributions de visibilité les plus défavorables à l'extinction ajustée au sud de Burnaby : Sulfate, 12 Mm-1; nitrate, 11 Mm-1; matières organiques, 20 Mm-1; carbone élémentaire, 13 Mm-1; sol à grains fins, 1 Mm-1; sel de mer, 1 Mm-1; dioxyde d'azote, 8 Mm-1; et particules grossières, 6 Mm-1.

Voici les 20 % des contributions de visibilité les plus favorables à l'extinction ajustée pour Abbotsford : sulfate, 2 Mm-1; nitrate, 2 Mm-1; matières organiques, 4 Mm-1; carbone élémentaire, 4 Mm-1; sol à grains fins, <1 Mm-1; sel de mer, 1 Mm-1; dioxyde d'azote, 2 Mm-1; et particules grossières, 2 Mm-1.

Voici les 20 % des contributions de visibilité les plus défavorables à l'extinction ajustée pour Abbotsford : sulfate, 12 Mm-1; nitrate, 27 Mm-1; matières organiques, 24 Mm-1; carbone élémentaire, 15 Mm-1; sol à grains fins, 1 Mm-1; sel de mer, 1 Mm-1; dioxyde d'azote, 3 Mm-1; et particules grossières, 6 Mm-1.

 

9.3.2 Attribution de la perte de visibilité dans la région de Puget Sound

Dans la Figure 9.9, les données sur l’attribution de l’extinction provenant de Mount Rainier indiquent clairement la prédominance du sulfate pendant les jours où la visibilité est mauvaise ou la plus défavorable. Il est suivi par la matière organique. Cela indique que la majeure partie de l’amélioration de la visibilité indiquée dans la Figure 9.6 résulte de réductions du sulfate d’ammonium et des aérosols organiques.

 

Figure 9.9 Tendances des espèces polluantes de Mount Rainier (bext) pour les 20 % des jours les plus défavorables (IMPROVE).

Figure 9.9 Tendances des espèces polluantes de Mount Rainier (bext) pour les 20 % des jours les plus défavorables (IMPROVE). (Voir la description ci-dessous)

Remarques : Les données représentent l’extinction moyenne annuelle pour les 20 % des jours les plus défavorables.
Il manque les données de 1990 et de 2003, car les normes relatives à l’exhaustivité des données n’ont pas été respectées pour ce site ces années-là.
SO4 = sulfate d’ammoniac; MO = matière organique; = carbone élémentaire; NO3 = nitrate d’ammoniac; PG = particules grossières; Sel de mer = NaCl

Description de la figure 9.9

La figure 9.9 est un graphique de l'extinction de la lumière (en Mm-1) attribuée à chacune des sept espèces de polluants en fonction du temps. L'axe Y représente l'extinction de la lumière (en Mm-1) et l'axe X représente les années de 1988 à 2006. Une note indique que les données représentent l'extinction moyenne annuelle pour les 20 % des jours les plus défavorables. Il manque les données de 1990 et de 2003, car les normes relatives à l'exhaustivité des données n'ont pas été respectées pour ce site ces années-là.

L'extinction attribuée au sulfate d'ammonium était stable à environ 35 Mm-1 de 1989 à 1994. Après 1994, il y a eu un déclin à environ 22 Mm-1 en 1996, et ensuite une remontée à environ 35 Mm-1 en 1998. En 2002, l'extinction avait diminué à environ 20 Mm-1. En 2004, les niveaux étaient d'environ 22 Mm-1; ils ont diminué à environ 15 Mm-1 en 2005 avant d'augmenter à environ 22 Mm-1 en 2006.

L'extinction attribuée aux matières organiques a diminué de façon relativement constante, passant d'environ 30 Mm-1en 1989 à environ 17 Mm-1 en 1995. Le niveau a augmenté à un peu moins de 25 Mm-1 en 1996 et est demeuré entre 20 et 25 Mm-1 jusqu'en 1999. En 2000, le niveau a diminué à environ 15 Mm-1 et est demeuré entre 10 et 15 Mm-1 jusqu'en 2002. En 2004, le niveau était légèrement inférieur à 20 Mm-1 et il a diminué constamment jusqu'à environ 15 Mm-1 en 2006.

L'extinction attribuée au carbone élémentaire a diminué constamment, passant d'environ 10 Mm-1 en 1989 à un peu plus de 5 Mm-1 en 2006.

L'extinction attribuée au nitrate d'ammonium est demeurée à environ 5 Mm-1 de 1989 à 2006.

L'extinction attribuée aux particules grossières à diminué légèrement, passant d'environ 5 Mm-1 en 1989 à environ 2,5 Mm-1 en 2006.

L'extinction attribuée au sol et au sel de mer est demeurée stable à environ 1 Mm-1 de 1989 à 2006.

 

9.4 Réductions des émissions et brume sèche régionale

Comprendre les effets des réductions des émissions sur la visibilité peut permettre d’élaborer des politiques. Les réductions des émissions de la plupart des polluants primaires entraînent une réduction de la brume sèche régionale; toutefois, en raison de la nature non linéaire de la chimie de l'atmosphère, la réalisation de ces réductions peut ne pas être simple. Le Tableau 9.1 résume les effets que les réductions de divers précurseurs de l’ozone et des matières particulaires ont sur la visibilité.

Table 9.1 Effects of reductions in secondary PM precursors and primary PM on regional haze (NARSTO, 2004).

Reduction in Pollutant EmissionsChange in Regional Haze
SO2decrease
NOXPossible small increase or decrease1
VOCPossible small increase or decrease2
NH3decrease
Black Carbondecrease
Primary Organic Compoundsdecrease
Other Primary PM (Crustal and Metals, etc.)decrease

Remarques : L’orientation de la flèche indique une augmentation ou une diminution; en bleu figurent les changements souhaitables et en rouge les changements non souhaitables; la taille de la flèche indique l’ampleur du changement. Les petites flèches indiquent un changement possible ou faible.

1 En raison de l’effet du NOx sur les niveaux d’oxydants (OH, H2O2 et O3) entraînant une hausse du sulfate.

2 En raison de la diminution de la formation de composés d’azote organique et de l’augmentation d’OH disponible pour former de l’acide nitrique.

Description du tableau 9.1

Le tableau 9.1 rend compte des effets des réductions des émissions de polluants sur la brume sèche régionale. Il y a deux colonnes avec les en-têtes « Réduction des émissions de polluants » et « Changement de la brume sèche régionale ». Dans la première colonne, on retrouve une liste de polluants, et dans la deuxième, des flèches qui indiquent les effets des réductions de chaque polluant sur la brume sèche régionale. L'orientation de la flèche indique une augmentation ou une diminution; en bleu figurent les changements souhaitables et en rouge les changements non souhaitables; la taille de la flèche indique l'ampleur du changement. Les petites flèches indiquent un changement possible ou faible.

Les polluants étudiés et leurs effets sont répertoriés ci-dessous :

  • SO2 : Diminution importante de la brume sèche régionale.
  • NOx : Diminution modérée et augmentation modérée (en raison de l'effet du NOx sur les niveaux d'oxydants [OH, H2O2, and O3] qui donne lieu à une augmentation du sulfate d’ammonium) de la brume sèche régionale.
  • COV : Diminution modérée et augmentation modérée (en raison de la diminution de la formation de composés d'azote organique et de l'augmentation d'OH disponible pour former de l'acide nitrique) de la brume sèche régionale.
  • NH3 : Diminution importante de la brume sèche régionale (si le bassin atmosphérique a une concentration limitée de NH3).
  • Carbone noir : Diminution importante de la brume sèche régionale.
  • Carbone organique primaire : Diminution importante de la brume sèche régionale.
  • Autres matières particulaires primaires (éléments crustaux, métaux, etc.) : Diminution importante de la brume sèche régionale.

 

9.5 Modélisation des problèmes de visibilité pour la Regional Haze Rule des États-Unis

Les modifications apportées en 1977 à la Clean Air Act des États-Unis prévoient un programme de protection de la visibilité dans les parcs nationaux et les aires de nature sauvage du pays (appelés ci-après les zones de catégorie I). Cette section de la Loi établit comme objectif national la prévention de tout problème de visibilité futur et la résolution de tout problème de visibilité existant dans les zones fédérales obligatoires de catégorie I dans lesquelles les problèmes de visibilité résultent de la pollution atmosphérique d’origine anthropique. En 1999, l’Environemental Protection Agency a adopté le Regional Haze Rule pour traiter les problèmes liés à la brume sèche régionale. Le Règlement indique pour objectif d’atteindre des conditions de visibilité naturelle dans les 156 zones fédérales de catégorie I d’ici 2064 (USEPA, 1999). Les quatre zones de catégorie I situées dans le bassin atmosphérique de Georgia Basin et de Puget Sound sont, du sud au nord, le parc national Mount Rainier, l’aire de nature sauvage Alpine Lakes, le parc national Olympic et le parc national des North Cascades.

Étant donné que les polluants qui sont à l’origine de la brume sèche régionale peuvent provenir de sources situées dans de vastes zones géographiques, l’Environmental Protection Agency a encouragé les États et les tribus des États-Unis à traiter les problèmes de visibilité d’un point de vue régional. Pour aider les États et les tribus des dans cet effort, l’Environmental Protection Agency a financé cinq organisations de planification régionales pour traiter la brume sèche régionale et les problèmes connexes. L’un des principaux objectifs de ces organisations consiste à analyser les données disponibles et à procéder à la modélisation du transport des polluants pour aider les États et les tribus à élaborer leurs plans de mise en œuvre relatifs à la brume régionale (USEPA, 2011). Le Western Regional Air Partnership ((WRAP)) est l’organisation de planification régionale qui couvre les quatre zones de catégorie I de Georgia Basin/Puget Sound. À partir de la période de 2000 à 2010, le Western Regional Air Partnership a versé plus de 20 millions de dollars pour l’élaboration de la modélisation météorologique, des inventaires des émissions, de la modélisation de la qualité de l’air, ainsi que d’autres outils techniques et politiques visant à aider les États et les tribus de l’ouest dans cet effort ((WRAP), 2009).

Le Règlement n’indique pas de jalons ou de taux de progrès précis en matière de visibilité, mais demande plutôt aux États et aux tribus d’établir des objectifs sur dix ans qui prévoient des « progrès raisonnables » en vue d’atteindre des conditions de visibilité naturelle au cours de la période de 60 ans allant de 2004 à 2064. Lorsqu’ils établissement des objectifs de progrès raisonnables pour chaque période de dix ans, les états et les tribus doivent permettre une amélioration de la visibilité pendant les jours les plus problématiques au cours de la période de dix ans du State Implementation Plan (SIP) ou du Tribal Implementation Plan ((TIP)) et s’assurer de l’absence de dégradation de la visibilité pendant les jours les moins problématiques au cours de la même période (US EPA, 2007).

Selon le Règlement, les premiers SIPet (TIP) relatifs à la brume sèche régionale doivent préciser les mesures de contrôle des émissions et les progrès raisonnables qui devraient être réalisés entre la période de référence 2000-2004 et l’année 2018, pour chaque zone fédérale de catégorie I. Dans cet objectif, le Western Regional Air Partnership a élaboré des inventaires des émissions pour la période de référence 2000-2004 et pour 2018 (il en est plus amplement question dans le chapitre 5 sur les émissions), une modélisation météorologique représentative de la période de référence, et une modélisation de la qualité de l’air pour la période de référence et les scénarios de planification de 2018, et ce, pour l’ouest des États-Unis. Les scénarios de planification de 2018 comprenaient toutes les améliorations des émissions consignées à partir des programmes de réduction des émissions existants et prévus par site, mobiles et par zone ainsi que la croissance prévue, par exemple les augmentations de la population ((WRAP), 2007).

La Figure 9.10 a) à d) illustre les mesures de la visibilité, les prévisions pour 2018, ainsi que les objectifs en matière de conditions naturelles pour 2018 et 2064 pour le parc national Mount Rainier, l’aire de nature sauvage Alpine Lakes, le parc national Olympic et le parc national des North Cascades, respectivement. On y indique la visibilité en utilisant l’indice deciview, qui est conçu pour changer de façon linéaire avec le changement de la perception humaine de la visibilité. Les objectifs en matière de conditions naturelles de 2064 pour les quatre zones de catégorie I sont de l’ordre de 8,4 à 8,5 deciviews.

L’étude des graphiques de la Figure 9.10 montre que, dans la région de Puget Sound, le taux de progrès de la visibilité mesuré pendant la période 2005-2009 est meilleur que le taux de progrès linéaire consigné, d’après les objectifs en matière de conditions naturelles pour 2064. Toutefois, les prévisions modélisées par le Western Regional Air Partnership pour 2018 sont dans tous les cas pires que le taux de progrès linéaire consigné. Pour le moment, on ne sait pas si les tendances mesurées relativement à la visibilité se poursuivront et seront meilleures que les taux de progrès linéaires ou si les prévisions de 2018 modélisées par le Western Regional Air Partnership sont plus précises. Le SIPrelatif à la brume sèche régionale de l’État de Washington, qui décrit la stratégie visant à atteindre les objectifs de progrès raisonnables pour 2018, est étudié par l’Environmental Protection Agency au moment de la rédaction du présent document.

 

Figure 9.10 Progrès mesuré (2000-2004 et 2005-2009) et prévu (2018) par rapport aux objectifs en matière de conditions naturelles pour 2064, pour quatre zones de catégorie I de la région de Puget Sound. (a) Parc national Mount Rainier (b) Aire de nature sauvage Alpine Lakes (c) Parc national Olympic et (d) Pic Glacier, parc national des North Cascades (adapté de (WRAP), 2009).

a)

Figure 9.10 Progrès mesuré (2000-2004 et 2005-2009) et prévu (2018) par rapport aux objectifs en matière de conditions naturelles pour 2064, pour quatre zones de catégorie I de la région de Puget Sound. (a) Parc national Mount Rainier. (See long description below)

b)

Figure 9.10 Progrès mesuré (2000-2004 et 2005-2009) et prévu (2018) par rapport aux objectifs en matière de conditions naturelles pour 2064, pour quatre zones de catégorie I de la région de Puget Sound. (b) Aire de nature sauvage Alpine Lakes. (See long description below)

c)

Figure 9.10 Progrès mesuré (2000-2004 et 2005-2009) et prévu (2018) par rapport aux objectifs en matière de conditions naturelles pour 2064, pour quatre zones de catégorie I de la région de Puget Sound. (c) Parc national Olympic. (See long description below)

d)

Figure 9.10 Progrès mesuré (2000-2004 et 2005-2009) et prévu (2018) par rapport aux objectifs en matière de conditions naturelles pour 2064, pour quatre zones de catégorie I de la région de Puget Sound. (d) Pic Glacier, parc national des North Cascades. (See long description below)

Remarques : Moyenne des 20 % de jours de visibilité les plus défavorables mesurée pendant la période 2000-2004 (barre horizontale mauve), progrès moyen des 20 % de jours de visibilité les plus défavorables mesuré pendant la période 2005-2009 (barre horizontale rouge), 20 % des jours de visibilité les plus défavorables en 2018, d’après les projections du modèle de la qualité de l’air (carré vert), objectifs en matière de conditions naturelles pour 2064 (losange bleu), et taux de progrès linéaire consigné de 2004 à 2064 (ligne descendante bleue).

Description de la figure 9.10

Chacun des quatre diagrammes dans la figure 9.10 est un graphique de la visibilité (en deciviews) en fonction de l'année. Chaque graphique a quatre composantes : une barre horizontale pour la période allant de 2000 à 2004 présentant la moyenne annuelle pour les 20 % des jours de visibilité les plus défavorables pour ces années, une deuxième barre horizontale pour la période allant de 2005 à 2009 présentant le progrès moyen mesuré par rapport aux 20 % des jours de visibilité les plus défavorables pour ces années, un point à l'année 2018 indiquant les prévisions concernant les 20 % des jours de visibilité les plus défavorables (selon les projections du modèle de la qualité de l'air), et un point pour l'objectif en matière de conditions naturelles pour 2064. Le taux de progrès linéaire consigné de 2004 à 2064 est présenté par une ligne reliant la moyenne mesurée de 2000 à 2004 à l'objectif en matière de conditions naturelles pour 2064.

Le diagramme A présente les données pour le parc national du Mont Rainier (zone de la classe 1 de Washington). La moyenne de référence de 2000 à 2004 est d'environ 18 deciviews. La moyenne de progrès de 2005 à 2009 est d'environ 16 deciviews et se situe sous la ligne reliant la moyenne mesurée de 2000 à 2004 à l'objectif en matière de conditions naturelles pour 2064. La valeur prévue en 2018 (PRP18b) est d'environ 17 deciviews et se situe sous la ligne reliant la moyenne mesurée de 2000 à 2004 à l'objectif en matière de conditions naturelles pour 2064. L'objectif en matière de conditions naturelles pour 2064 est de 8,5 deciviews.

Le diagramme B présente les données pour l'aire de nature sauvage Alpine Lakes (zone de la classe 1 de Washington). La moyenne de référence de 2000 à 2004 est d'environ 18 deciviews. La moyenne de progrès de 2005 à 2009 est d'environ 16 deciviews et se situe sous la ligne reliant la moyenne mesurée de 2000 à 2004 à l'objectif en matière de conditions naturelles pour 2064. La valeur prévue en 2018 (PRP18b) est d'environ 16 deciviews et se situe sous la ligne reliant la moyenne mesurée de 2000 à 2004 à l'objectif en matière de conditions naturelles pour 2064. L'objectif en matière de conditions naturelles pour 2064 est de 8,4 deciviews.

Le diagramme C présente les données pour le parc national Olympique (zone de la classe 1 de Washington). La moyenne de référence de 2000 à 2004 est d'environ 17 deciviews. La moyenne de progrès de 2005 à 2009 est d'environ 15 deciviews et se situe sous la ligne reliant la moyenne mesurée de 2000 à 2004 à l'objectif en matière de conditions naturelles pour 2064. La valeur prévue en 2018 (PRP18b) est d'environ 16 deciviews et se situe au-dessus de la ligne reliant la moyenne mesurée de 2000 à 2004 à l'objectif en matière de conditions naturelles pour 2064. L'objectif en matière de conditions naturelles pour 2064 est de 8,4 deciviews.

Le diagramme D présente les données pour le pic Glacier du parc national des North Cascades de Washington (zone de la classe 1 de Washington). La moyenne de référence de 2000 à 2004 est d'environ 16 deciviews. La moyenne de progrès de 2005 à 2009 est d'environ 13 deciviews et se situe sous la ligne reliant la moyenne mesurée de 2000 à 2004 à l'objectif en matière de conditions naturelles pour 2064. La valeur prévue en 2018 (PRP18b) est d'environ 17 deciviews et se situe au-dessus de la ligne reliant la moyenne mesurée de 2000 à 2004 à l'objectif en matière de conditions naturelles pour 2064. L'objectif en matière de conditions naturelles pour 2064 est de 8,4 deciviews.

 

9.6 Modélisation de la visibilité dans le bassin de Georgia et la région de Puget Sound

9.6.1 Modélisation photochimique à haute résolution

Les scénarios d’effets des réductions des émissions sur la visibilité ont été examinés par RWDI (2006) à l’aide du système de modélisation de MC2-SMOKE-CMAQà une résolution de 4 km. Dans le premier scénario, les effets d’une réduction de 60 % des émissions d’ammoniac ont été examinés par rapport au scénario de maintien du statu quo. La Figure 9.11 présente un exemple de résultats horaires du modèle pour ce scénario dans des conditions météorologiques stagnantes. En moyenne, on a enregistré une amélioration de la visibilité modélisée de 11 % sur l’ensemble de la vallée du bas Fraser dans les conditions estivales mixtes et stagnantes par rapport au scénario de référence (RWDI, 2006, Meyn et Vingarzan, 2008). On a prévu de petites améliorations (<5 %) dans les conditions hivernales.

 

Figure 9.11 Différences de visibilité modélisées du CMAQ (extinction de la lumière)
entre la réduction de 60 % des émissions d’ammoniac et le scénario de base de 2000
dans la vallée du bas Fraser. Source : RWDI, 2006.

Figure 9.11 Différences de visibilité modélisées du CMAQ (extinction de la lumière) entre la réduction de 60 % des émissions d’ammoniac et le scénario de base de 2000 dans la vallée du bas Fraser. Source : RWDI, 2006. (Voir la description ci-dessous)

Remarques : L’échelle est en unités de pourcentage d’amélioration de l’extinction de la lumière (Bext). Les valeurs inférieures à zéro indiquent des améliorations de la visibilité. L’image est une carte de dissimilarité montrant les changements relatifs à l’extinction de la lumière par rapport au scénario de base de 2000 et représente les résultats horaires du 13 août 2001.

Description de la figure 9.11

La figure 9.11 est une carte au trait du nord de Washington et du sud de la Colombie-Britannique dans laquelle des couleurs indiquent le pourcentage d'amélioration de l'extinction de la lumière (Bext). Les valeurs inférieures à zéro indiquent des améliorations de la visibilité. L'image est une carte de dissimilarité montrant les changements relatifs à l'extinction de la lumière par rapport au scénario de base de 2000 et représente les résultats horaires du 13 août 2001.

Il y a eu une amélioration de l'extinction de la lumière d'environ 10 % pour la plus grande partie de Puget Sound, l'est du détroit de Juan de Fuca, le sud du détroit de Georgie, la région du Grand Vancouver et la péninsule de Saanich. L'embouchure du détroit de Juan de Fuca a connu une amélioration d'environ 10 à 20 %. La région juste à l'est de la baie Boundary, qui s'étend des deux côtés de la frontière, a montré une amélioration d'environ 20 %. Le reste du bassin atmosphérique a connu des améliorations de 0 à 10 %.

 

Le deuxième scénario comprenait la modélisation du scénario de maintien du statu quo de 2015 dans le Grand Vancouver par rapport au scénario de référence de 2001. Pour ce scénario, on a noté une dégradation mineure de la visibilité qui s’élevait à 1,3 % dans la vallée du bas Fraser dans les conditions estivales stagnantes. Le troisième scénario comprenait la modélisation des réductions d’émissions associées à l’adoption du Plan de gestion de la qualité de l’air 2015 du Grand Vancouver (RWDI, 2006). Pour ce scénario, on a noté une amélioration de la visibilité de 2,6 % dans les conditions estivales stagnantes, de 4,6 % dans les conditions estivales mixtes et de 3,2 % dans les conditions hivernales (RWDI, 2006; Meyn et Vingarzan, 2008). Il convient de noter que, pour le scénario de maintien du statu quo de 2015 et le scénario relatif au Plan de gestion de la qualité de l’air du Grand Vancouver de 2015, on a prévu une moyenne spatiale des changements de la visibilité inférieure à 1 deciview; les changements ne devraient donc pas être perceptibles pour un observateur humain.

9.6.2 Modélisation AURAMS

Des simulations du modèle de qualité de l’air ont été utilisées pour estimer la visibilité future dans l’ensemble du Canada à l’aide du modèle de la qualité de l’air à l’échelle régionale AURAMS (voir le chapitre 10 sur la modélisation de la qualité de l’air à l’échelle régionale pour obtenir une description plus complète). Les effets de la mise en œuvre du Programme canadien de réglementation de la qualité de l’air, qui entraînera une réduction des émissions de NOx, de SO2, de COV et de MP2,5 primaires, ont été modélisés. La Figure 9.12illustre la différence de la visibilité moyenne annuelle entre le scénario de maintien du statu quo de 2015 et le scénario de prévision des émissions relatif au Programme de réglementation de la qualité de l’air de 2015. Le scénario de maintien du statu quo de 2015 intègre les prévisions relatives aux émissions qui se basent sur des prévisions officielles du Canada et des États-Unis et tient compte de la croissance et de la mise en œuvre de règlements qui ont été adoptés et seront en vigueur d’ici 2015, y compris le Clean Air Interstate Rule des États-Unis, mais pas le projet de Programme de réglementation de la qualité de l’air du Canada. Le scénario de 2015 relatif au Programme de réglementation de la qualité de l’air est identique, mais comprend les réductions des émissions relatives au projet de Programme de réglementation de la qualité de l’air. Il convient de noter que le Clean Air Interstate Rule ne s’applique qu’à certains États situés dans l’est des États-Unis et que les prévisions des émissions futures pour les États de l’Ouest qui sont basées sur ce règlement doivent être utilisées avec prudence. Néanmoins, on suppose que cela n’a pas d’incidence sur les différences entre le scénario de maintien du statu quode 2015 et les prévisions relatives au Programme de réglementation de la qualité de l’air de 2015, étant donné qu’il existe le même biais pour les deux scénarios.

 

Figure 9.12 Différences modélisées par AURAMS de la visibilité moyenne annuelle entre le scénario relatif au Programme de réglementation de la qualité de l’air de 2015 et le scénario de maintien du statu quo de 2015. Source : Environnement Canada, 2011.

Figure 9.12 Différences modélisées par AURAMS de la visibilité moyenne annuelle entre le scénario relatif au Programme de réglementation de la qualité de l’air de 2015 et le scénario de maintien du statu quo de 2015. Source : Environnement Canada, 2011. (Voir la description ci-dessous)

Description de la figure 9.12

La figure 9.12 est une carte au trait de l'Amérique du Nord, s'étendant environ de 40o N à 65o N. Des couleurs dans la carte servent à indiquer les différences modélisées de la visibilité moyenne annuelle entre le scénario relatif au Programme de réglementation de la qualité de l'air de 2015 et le scénario de maintien du statu quo de 2015. L'échelle de couleur va de -3,0 à 1,5 deciviews (dv). Les améliorations de la visibilité les plus importantes sont observées en Alberta, en Saskatchewan, au Manitoba, dans les régions au nord des États de Montana et de North Dakota, au sud de l'Ontario, le long du fleuve Saint-Laurent, et dans certaines régions des Maritimes. Dans ces régions, on prévoit des améliorations de -0,2 à 3,0 dv. Comme il est indiqué dans le texte, on s'attend à ce que la visibilité reste relativement similaire (une différence modélisée de -0,2 à 0,2 deciview) pour le bassin de Georgia et le bassin atmosphérique de Puget Sound, à l'exception de la région du Grand Vancouver, où la visibilité moyenne annuelle augmenterait de 0,2 à 0,5 deciview.

 

Les résultats du modèle indiquent une amélioration de la visibilité dans le centre et l’ouest du Canada dans le cadre du scénario relatif au Programme de réglementation de la qualité de l’air de 2015, par rapport au scénario de maintien du statu quo de 2015. Cette amélioration est en grande partie attribuable à des réductions des émissions des secteurs de la production d’électricité et de la fusion des métaux communs (Bouchet et Buset, 2012). Pour le bassin atmosphérique de Georgia Basin et de Puget Sound, on s’attend à ce que la visibilité reste relativement similaire (une différence modélisée de -0,2 à 0,2 deciview), à l’exception de la région du Grand Vancouver, où la visibilité moyenne annuelle augmenterait de 0,2 à 0,5 deciview.

9.7 Résumé du chapitre

La dégradation de la visibilité et la brume sèche régionale ont une incidence sur le tourisme et diminuent la qualité de vie des résidents. La visibilité est souvent exprimée en unités d’extinction de la lumière, en deciviews ou par la portée visuelle. La dégradation de la visibilité varie selon les saisons et les endroits et dépend des émissions et de la météorologie, les jours les plus défavorables étant enregistrés en été sur le site rural Mount Rainier ((WA DOE), 2002) et en automne et en hiver dans les sites urbains de la vallée du bas Fraser. Les tendances saisonnière et diurne de la visibilité sont fortement influencées par les conditions météorologiques telles que l'humidité relative et la hauteur de la couche limite. Après l'ajustement de ces deux facteurs, la tendance saisonnière de la visibilité dans la vallée du bas Fraser indique que les impacts attribuables aux polluants anthropiques sont plus élevés au cours de l'été et moins élevés au cours de l'hiver. Dans les zones de catégorie I des États-Unis (parcs nationaux et aires de nature sauvage d’une certaine taille), la visibilité est réglementée en vertu du Regional Haze Rule des États-Unis, qui exige l’amélioration continue des jours les plus défavorables et la protection des jours clairs, jusqu’à ce que la dégradation d’origine humaine soit éliminée, soit en 2064 ((WA DOE), 2003). Les niveaux de visibilité naturelle au site Mount Rainier sont estimés à 180 km les jours les plus défavorables et à plus de 300 km les jours les plus favorables ((WA DOE), 2002).

Dans le bassin de Georgia, la réglementation n’impose pas de contrôler la visibilité, même si un objectif de visibilité et un cadre de gestion sont en cours d’élaboration dans le cadre des efforts du Comité de coordination de la visibilité de la Colombie-Britannique. D’après le projet d’indice de la qualité visuelle de l’air de la vallée du bas Fraser, une analyse des données de visibilité de Chilliwack, dans l’est de la vallée du bas Fraser, a indiqué qu’en 2011, la visibilité a été classée dans la catégorie « bonne » environ la moitié du temps, et dans les catégories passable et excellente un quart du temps, respectivement.

Les tendances à long terme indiquent des améliorations statistiquement significatives de la visibilité dans le bassin de Georgia et la région de Puget Sound. À Mount Rainier, l’amélioration de la visibilité est associée à des diminutions statistiquement significatives des concentrations de sulfate d’ammonium et de carbone organique.

Les mesures de la visibilité ambiante pour les quatre zones de catégorie I de la région de Puget Sound indiquent une amélioration meilleure que prévu, d’après les prévisions des modèles effectuées pour l’année 2018 par le Western Region Air Partnership ((WRAP)). Pour le moment, on ne sait pas si les tendances mesurées relativement à la visibilité se poursuivront et seront meilleures que les taux de progrès linéaires ou si les prévisions modélisées de 2018 qui indiquent des améliorations à un taux inférieur au taux de progrès linéaire consigné sont plus précises.

La modélisation CMAQ présentant une réduction hypothétique de 60 % des émissions d’ammoniac a révélé une légère amélioration de la visibilité dans les conditions estivales stagnantes et mixtes (11 %), par rapport au scénario de référence (RWDI, 2006; Meyn et Vingarzan, 2008). Avec la mise en œuvre d’un certain nombre de réductions d’émissions en vertu du Plan de gestion de la qualité de l’air 2015 du Grand Vancouver, la visibilité devrait légèrement s’améliorer (< 5 % par rapport au scénario de référence) pour les conditions estivales et hivernales. Il convient toutefois de noter que la moyenne spatiale des changements de la visibilité résultant de la mise en œuvre du Plan de gestion de la qualité de l’air du Grand Vancouver devrait être inférieure à 1 deciview et que les changements ne seraient donc probablement pas perceptibles pour un observateur humain.

Le modèle AURAMS a été appliqué à l’échelle continentale pour estimer les effets du Programme canadien de réglementation de la qualité de l’air sur la visibilité future. Alors que les résultats du modèle révélaient des améliorations dans le centre et dans certaines parties de l’ouest du Canada, ils indiquaient également que les conditions de visibilité resteraient relativement constantes dans la majeure partie de la région de Georgia Basin et de Puget Sound, à l’exception de la région du Grand Vancouver, où la visibilité devrait légèrement s’améliorer. Le travail de modélisation en cours sera principalement intégré aux efforts de gestion de la visibilité dans la partie canadienne de la vallée du bas Fraser.

La nécessité d'améliorer davantage et de protéger la visibilité est reconnue par des organismes régionaux et fédéraux dans la région du bassin de Georgia et de Puget Sound. Dans l’État de Washington, des progrès sont réalisés en matière d’amélioration de la visibilité dans les zones protégées en vertu du Regional Haze Rule. En Colombie-Britannique, des organismes gouvernementaux mènent des études détaillées sur la visibilité pour faire progresser la science en matière de visibilité et déterminer la meilleure approche de gestion de la visibilité dans la région de la vallée du bas Fraser de la Colombie-Britannique.

9.8 Références

BCVCC. 2013. British Columbia Visibility Coordinating Committee.

Bouchet, V., Buset, K. 2012. Chapitre 6 : Model scenarios and applications. In: Canada. Environnement Canada, Santé Canada. Canadian Smog Science Assessment. Section applications en modélisation de la qualité de l’air, Division des opérations des prévisions nationales, Service météorologique du Canada. [disponible sur demande].

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10. Modélisation régionale de la qualité de l’air

Robert Kotchenruther (Environmental Protection Agency Region 10) et Bill Taylor (Environnement Canada)

Les chapitres précédents ont décrit les questions et les tendances en matière de qualité de l’air, y compris les sources de contaminants atmosphériques, en jetant les bases pour discuter des approches de gestion de la qualité de l’air. Les mesures prises par les organismes de réglementation sont souvent guidées par les simulations des modèles informatiques, qui aident à mieux comprendre les effets de la réduction des émissions sur la qualité de l’air ambiant. Le présent chapitre décrit les outils et les modèles utilisés pour évaluer les résultats sur la qualité de l’air des changements proposés concernant les émissions de contaminants et souligne certains des principaux efforts de modélisation de la qualité de l’air qui ont été appliqués au bassin atmosphérique de Georgia Basin/Puget Sound ces dernières années. Ces études abordent les enjeux en lien avec la gestion du bassin atmosphérique propres à la zone, tels que l’effet du contrôle de secteurs sources donnés, la mise en œuvre d’une série planifiée de mesures de gestion de la qualité de l’air, la production de prévisions plausibles concernant la qualité de l’air à l’avenir et l’exploration de la sensibilité de l’ozone et des matières particulaires à l’évolution des émissions de précurseurs.

10.1 Méthodologie d’évaluation des plans de gestion de la qualité de l’air et propositions de mesures de contrôle des émissions

Les mesures potentielles d’amélioration de la qualité de l’air peuvent être évaluées en appliquant les outils essentiels de la science de la qualité de l’air : la surveillance, les inventaires des émissions et les modèles informatiques. La méthodologie utilisée pour prédire les effets des scénarios de gestion de l’air comprend généralement les étapes suivantes : préparation des inventaires des émissions, notamment des prévisions ou des analyses rétrospectives pour les années cibles; sélection ou génération des données d’entrée météorologiques appropriées; modélisation de la qualité de l’air; évaluation du rendement du modèle; évaluation de l’incertitude ou analyse de sensibilité; et estimation des répercussions sur la santé, l’économie et l’environnement, d’après les résultats du modèle de la qualité de l’air.

L’objectif de cette méthode est d’associer le contrôle des émissions de polluants aux concentrations ambiantes et, en fin de compte, aux effets environnementaux et sociétaux. Les émissions de polluants sont estimées et prévues à l’aide des méthodes décrites au chapitre 5, « Émissions ». Les changements obtenus concernant les concentrations ambiantes sont ensuite calculés en utilisant des systèmes de modélisation de la qualité de l’air qui simulent le devenir et le transport atmosphérique des polluants induits par les émissions et les données d’entrée météorologiques. Les modèles de qualité de l’air sont principalement appliqués afin d’évaluer les effets relatifs des scénarios d’émissions ou de déterminer la sensibilité d’un bassin atmosphérique aux propriétés atmosphériques influencées par les activités humaines.

Les résultats du modèle fournissent les valeurs de concentration et de dépôt qui, à leur tour, sont utilisées pour estimer l’exposition des polluants aux récepteurs importants tels que les populations humaines, l’infrastructure et le milieu récepteur. Les dommages causés à ces récepteurs peuvent être évalués et transformés en indicateurs de la santé humaine, des effets économiques et des répercussions écologiques ou sur la faune; ces sujets seront abordés dans des chapitres suivants.

La complexité de ce processus engendre des incertitudes variées, qui sont amplifiées lorsque le scénario de politique est prévu. Le présent chapitre décrit les résultats d’études limitées dans leur portée et dans leur exactitude.

10.2 Application des modèles de transport chimique (adapté de Gong et al., 2011; Makar et al., 2010)

Les modèles de transport chimique (MTC) sont au cœur de la modélisation de la qualité de l’air effectuée à l’échelle régionale (par exemple à l’échelle du bassin atmosphérique de Georgia Basin/Puget Sound). Les modèles de transport chimique sont des modèles informatiques qui simulent les différents processus chimiques et physiques en jeu pour relier les émissions de précurseurs aux concentrations ambiantes et aux dépôts de polluants. Ces modèles appartiennent habituellement à un système de modélisation plus large qui comprend également un volet sur le traitement des émissions ainsi qu’un modèle météorologique.

Les modèles de transport chimique simulent l’atmosphère tridimensionnelle par la résolution d’équations différentielles à des points de grille régulièrement espacés. L’évolution temporelle des changements dans la masse d’espèces gazeuses et particulaires est calculée pour chaque point de grille à un pas de temps défini. La résolution spatiale de ces modèles est souvent variable, permettant une meilleure résolution pour des sous-régions plus petites, tout en conservant une résolution plus faible dans un domaine plus large. Les processus qui ne peuvent pas être résolus à l’échelle spatiale de la grille du modèle sont paramétrés dans le modèle.

Les données d’entrée météorologiques, telles que les champs de température et de vents tridimensionnels requis pour les modèles de transport chimique, sont générées par des modèles météorologiques, également connus sous le nom de modèles de prévision numérique du temps. Pour les études antérieures, le modèle CMAQ, un modèle de transport chimique mis au point par l’Environmental Protection Agency des États-Unis, a été influencé par le modèle global environnemental multi-échelle (GEM) d’Environnement Canada, par le modèle météorologique de méso-échelle compressible communautaire (MC2), ainsi que par la cinquième génération du modèle méso-échelle (MMR) de Penn State/NCAR. Plus récemment, le modèle MM5 a été remplacé par le modèle de recherche et de prévision météorologique ((WRF)). Les données sur les émissions, un paramètre essentiel des modèles de transport chimique, sont traitées à l’aide d’un système de traitement des émissions comme le système Sparse Matrix Operator Kernel Emissions (SMOKE). En général, le système SMOKE utilise les totaux annuels d’émissions de précurseurs provenant de sources ponctuelles, étendues et mobiles issus des inventaires des émissions et les distribue sur une grille spatiale à un pas de temps compatible avec les exigences du modèle de transport chimique, qui est habituellement d’une heure. Le système SMOKEpeut également intégrer les données concernant les émissions sur un ensemble de résolutions temporelles, en cas de disponibilité.

À partir de ces données d’entrée météorologiques et concernant les émissions, le modèle simule les processus physiques et chimiques pertinents au fil du temps, et génère des fichiers de sortie contenant des données spatiales à propos des concentrations de polluants sur une zone géographique déterminée. En règle générale, les résultats du modèle sont produits sous la forme d’animations informatiques de champs spatiaux qui indiquent les changements dans la répartition des concentrations de polluants au cours d’un épisode de mauvaise qualité de l’air. Ces animations peuvent être très utiles en indiquant les régions qui sont les plus touchées par les propositions de mesures de contrôle des émissions.

Les modèles de transport chimique communément appliqués aux États-Unis et au Canada à la modélisation de la qualité de l’air sont les suivants : CMAQ, CAMx, AURAMS et CHRONOS. Ces acronymes signifient, respectivement : modèle de qualité de l’air multi-échelle de la communauté (Community Multi-scale Air Quality model, CMAQ; Byun et Schere, 2006; Carlton et al., 2010), modèle exhaustif de qualité de l’air avec extensions (Comprehensive Air quality Model with extensions, CAMx), système régional unifié de modélisation de la qualité de l’air (A Unified Regional Air-quality Modelling System, AURAMS), et système canadien hémisphérique et régional de NOx et d’ozone (Canadian Hemispheric and Regional Ozone and NOx System, CHRONOS). Comme cela a été mentionné précédemment, le modèle CMAQ a été élaboré par l’Environmental Protection Agency (EPA) des États-Unis et le modèle CAMx a été élaboré par ENVIRON, Inc. Les modèles AURAMS et CHRONOS sont canadiens et ont été élaborés par Environnement Canada. Aux États-Unis, le système opérationnel de prévision de la qualité de l’air de la National Oceanic and Atmospheric Administration (NOAA) utilise le modèle météorologique (WRF) pour orienter le modèle CMAQ dans une approche hors ligne. Au nord-ouest, le système de prévision quotidien de la qualité de l’air AIRPACT (Air-quality forecasting for the Pacific Northwest) utilise les résultats du modèle (WRF) produits par la University of Washington (http://www.atmos.washington.edu/mm5rt/) pour orienter le CMAQ exploité par la Washington State University (http://lar.wsu.edu/airpact/). Divers groupes de recherche aux États-Unis et ailleurs utilisent le modèle (WRF)-CHEM conçu comme un système en ligne ou couplé de transport météorologique/chimique, et l’Environmental Protection Agency est également en train d’élaborer un système couplé (WRF)-CMAQ. Ces systèmes couplés sont conçus pour tenir compte de la rétroaction entre les effets des aérosols sur le rayonnement solaire, et les répercussions sur le transfert d’énergie de la couche limite. Au Canada, le modèle actuellement opérationnel de prévision de la qualité de l’air est le modèle GEM-MACH (modèle global environnemental multi-échelle – modélisation de la qualité de l’air et de la chimie); il s’agit également d’un modèle couplé en ligne. Gong et al. (2011) et Makar et al. (2010) décrivent également ces modèles de façon détaillée.

10.3 Études de cas pour le bassin atmosphérique de Georgia Basin/Puget Sound

Cette section examine certaines des principales études de modélisation de la qualité de l’air effectuées au cours des dernières années dans la région de Georgia Basin/Puget Sound. Parmi elles, cinq sont mises en évidence. La première examine les répercussions du projet de réduction des émissions associé à la mise en œuvre du Plan de gestion de la qualité de l’air 2015 du Grand Vancouver. La deuxième étude se concentre sur l’effet des stratégies d’atténuation proposées sur les concentrations d’ozone à Puget Sound d’ici 2015. La troisième étude se penche sur l’ammoniac agricole dans la vallée du bas Fraser et sur l’effet d’une réduction hypothétique des émissions d’ammoniac à grande échelle. La quatrième étude porte sur la modélisation dans le but de soutenir une demande conjointe de la part des États-Unis et du Canada auprès de l’Organisation maritime internationale pour la désignation d’une zone de contrôle des émissions afin de limiter les émissions provenant des navires commerciaux exploités dans les eaux côtières. Enfin, la cinquième étude examine l’amélioration de la qualité de l’air, source d’avantages potentiels pour la santé en lien avec la mise en œuvre des plans d’action de 2008 pour le climat et pour l’air de la Colombie-Britannique.

Dans trois de ces études, la modélisation a été effectuée au nom d’Environnement Canada par RWDI Inc. Le système de modélisation se compose du modèle CMAQ, versions 4.2 à 4.6, avec des données provenant de l’inventaire des émissions compilées et traitées par le système SMOKE, versions 2.1 à 2.3. Au départ, on a utilisé le modèle météorologique MC2; cependant, ce dernier a plus tard été remplacé par le modèle actuel de prévisions météorologiques d’Environnement Canada, GEM-LAM. La modélisation a été réalisée sur le domaine nord-ouest du Pacifique à une résolution horizontale de 4 km au-dessus du sous-domaine de Georgia Basin, au sein d’une grille extérieure de 12 km ou 36 km. Les émissions pour la vallée du bas Fraser, y compris celles du comté de Whatcom, ont été obtenues à partir de l’inventaire de 2000 des émissions des principaux contaminants atmosphériques (PCA) et de l’inventaire des émissions du district régional de Vancouver (qu’on appelle maintenant le Grand Vancouver) pour la même année. Pour le reste de la partie américaine du bassin, l’inventaire national des émissions (NEI) des États-Unis de 1999 ou 2001 a été utilisé.

Ces études de cas supposent généralement des scénarios de politique ou des scénarios de réduction des émissions en vertu desquels la qualité de l’air ambiant est simulée par rapport au scénario de référence après l’introduction de certaines mesures de réduction des émissions. À l’exception du travail de modélisation de l’ozone pour la région de Puget Sound, les scénarios de référence comprennent un scénario d’été pour 2001 (du 9 au 31 août) et un scénario d’hiver pour 2002 (du 1er au 13 décembre). Le scénario de référence de l’été 2001 s’est déroulé au cours de l’étude Pacifique 2001, une étude intensive sur le terrain portant sur la qualité de l’air couvrant une variété de conditions météorologiques estivales, y compris plusieurs jours d’air chaud et stagnant accompagné d’épisodes de mauvaise qualité de l’air. Le scénario d’hiver couvre également une période au cours de laquelle des conditions stagnantes propices à des concentrations élevées de MP2,5 ont été observées. Les résultats concernant l’ozone n’ont pas été présentés pour le scénario hivernal, car les basses températures et le rayonnement solaire atténuent la production photochimique. Les scénarios de référence sont identiques dans les trois études effectuées par RWDI. Les inventaires des émissions, qui comprennent les émissions biogéniques et anthropiques, ont fait l’objet de projections pour 2001-2002 afin de définir les émissions pour le scénario de référence. Si nécessaire, les émissions du scénario de référence sont utilisées pour des projections d’anticipation afin d’obtenir un scénario de maintien du statu quo (MSQ).

10.3.1 Répercussions du Plan de gestion de la qualité de l’air du Grand Vancouver sur les concentrations ambiantes d’ozone et de MP2,5

En 2005, le Grand Vancouver a adopté son deuxième Plan de gestion de la qualité de l’air, qui est décrit comme « une stratégie à long terme pour garantir de l’air pur aux générations futures » (Grand Vancouver, 2007a). Même si le Grand Vancouver connaît actuellement une bonne qualité de l’air au niveau régional par rapport à la plupart des autres villes d’Amérique du Nord, les émissions de certains contaminants atmosphériques tels que les matières particulaires et les gaz à effet de serre devraient augmenter en raison de la croissance prévue de la population, du commerce et des transports. Pour faire face à cette tendance prévue à la hausse, le Grand Vancouver a arrêté un certain nombre de mesures visant à réduire les émissions de matières particulaires (MP) et de précurseurs de l’ozone provenant des principales sources dans la région. Ces mesures ciblent un certain nombre de secteurs différents, notamment la marine, les transports, l’industrie, les zones résidentielles et l’agriculture.

Modélisation de l’ozone et des MP2,5 et scénarios d’émissions

La modélisation de la qualité de l’air dans cette étude a été réalisée par RWDI à l’aide du système de modélisation MC2/SMOKE/CMAQdécrit ci-dessus (RWDI, 2006). Chacun des scénarios de politique a été évalué par rapport au scénario de maintien du statu quo (MSQ) en 2015. Les émissions de la Colombie-Britannique pour le scénario de référence, le scénario de maintien du statu quo en 2015 et les différents scénarios de politique sont détaillées dans le Tableau 10.1 (RWDI, 2006).

Tableau 10.1 Émissions pour la Colombie-Britannique correspondant à chaque scénario du Plan de gestion de la qualité de l’air du Grand Vancouver dans le domaine de 4 km (tonnes/jour). (RWDI, 2006)
Scénario du Plan de gestion de la qualité de l’airCONOxCOVNH3SO2MP10MP2,5
Scénario de référence
1824
444
304
72
132
211
82
MSQ en 2015
1872
380
277
75
141
262
89
Mesures du Plan de gestion de la qualité de l’air
1754
363
262
73
130
259
87
Sources marines
1871
371
277
75
128
260
87
Sources non routières
1872
375
277
75
141
262
89
Sources ponctuelles
1872
374
277
75
139
262
89
Mesures supplémentaires du Plan de gestion de la qualité de l’air
1742
349
260
69
125
257
86
Description du tableau 10.1

Le tableau 10.1 présente les émissions pour la Colombie-Britannique correspondant à chaque scénario du Plan de gestion de la qualité de l'air du Grand Vancouver dans le domaine de 4 km (tonnes/jour).

La première rangée du tableau contient les en-têtes « Scénario du Plan de gestion de la qualité de l'air », « CO », « NOx », « COV », « NH3», « SO2 », « MP10 » et « MP2,5». La première colonne montre les différents scénarios de politique. Les voici :

  • Scénario de référence
  • MSQ en 2015
  • Mesures du Plan de gestion de la qualité de l'air
  • Milieu marin
  • Sources non routières
  • Sources ponctuelles
  • Mesures supplémentaires du Plan de gestion de la qualité de l'air

La deuxième à la huitième colonnes présentent les émissions en tonnes par jour pour chacun des polluants indiqués dans l'en-tête de la colonne.

 

Scénario de base. Les émissions des scénarios de base pour les mois d’août 2001 et de décembre 2002 ont été modifiées à partir de l’inventaire des émissions des principaux contaminants atmosphériques au Canada en 2000 et de l’inventaire national des émissions aux États-Unis en 2002.

MSQ en 2015.Un scénario de maintien du statu quo (MSQ) a été élaboré pour l’année 2015 sur la base des prévisions d’émissions pour l’année en question découlant des projections de croissance de la population et de l’économie et des règlements existants, mais excluant tout nouveau règlement. Le scénario de MSQ est une projection des scénarios de base d’été et d’hiver de 2001 et 2002, décrits plus tôt.

Le scénario de MSQen 2015 décrit une augmentation des concentrations estivales d’ozone par rapport au mois d’août 2001 dans la région du Grand Vancouver, le comté de Whatcom et certaines parties de l’île de Vancouver. Une diminution de l’ozone est observée dans le détroit de Georgia, le détroit de Juan de Fuca et Puget Sound. L’augmentation de l’ozone autour du Grand Vancouver est due aux effets plus faibles du titrage associés à une réduction du NOx d’ici 2015. À l’inverse, les émissions de NOx à Puget Sound et dans la région de Seattle devraient augmenter en 2015, entraînant une diminution de l’ozone par rapport à 2001 (RWDI, 2006).

On prévoit pour 2015 une augmentation des MP2,5 en été dans tout le domaine en raison de l’augmentation des MP2,5 primaires, du NOx et du SO2, sauf autour du Grand Vancouver, qui affiche une diminution en 2015 en raison d’une réduction prévue des émissions de NOx en été comme en hiver. L’augmentation des précurseurs hivernaux dans le reste du domaine entraîne une augmentation globale des niveaux de MP2,5 dans l’ensemble de la région (RWDI, 2006).

Mesures du Plan de gestion de la qualité de l’air. Le premier scénario de politique suppose la mise en œuvre de mesures du Plan de gestion de la qualité de l’air dans la partie du domaine de modélisation correspondant au Grand Vancouver en plus des changements déterminés dans le scénario de MSQ en 2015. Ces mesures comprennent des normes d’émissions pour les véhicules lourds, des normes d’efficacité du carburant, l’amélioration des pratiques agricoles, une meilleure efficacité du chauffage des locaux et des règlements concernant les appareils de chauffage au bois. Ce scénario entraîne une réduction des émissions de NOx de 4,5 % par rapport au scénario de MSQ en 2015.

De faibles augmentations (~1 %) de la concentration moyenne d’ozone troposphérique sur une période de 8 heures de la vallée du bas Fraser à Seattle et à la pointe sud de l’île de Vancouver devraient se produire en raison d’un titrage plus faible à proximité des principales sources d’émissions de NOx. En aval de ces régions, les concentrations d’ozone montrent une légère baisse. La moyenne des niveaux horaires de MP2,5 est réduite d’environ 2 à 6 % dans la vallée du bas Fraser en été comme en hiver, à la suite d’une diminution des émissions de MP2,5primaires, de NOx, de composés organiques volatils et de SO2 (RWDI, 2006).

Sources marines. Le scénario suivant évalue les répercussions de la réduction des émissions marines d’ici 2015 grâce à la mise en œuvre de carburant à faible teneur en soufre pour les navires de haute mer, à l’utilisation accrue de l’alimentation à quai pour les navires au port, aux changements apportés aux systèmes de refroidissement de BC Ferries, ainsi qu’à la modification des techniques de combustion et à la rénovation des navires de port.

De faibles augmentations de l’ozone dans les voies maritimes du détroit de Georgia, du détroit de Juan de Fuca et de Puget Sound sont associées à un titrage plus faible en raison de la réduction du NOxdans ces régions. En aval de ces voies maritimes, de petites diminutions de l’ozone sont observées. Les niveaux de MP2,5diminuent en réponse aux réductions des émissions marines de MP2,5primaires, de NOxet de SO2 (RWDI, 2006).

Sources non routières. Ce scénario comprend les réductions d’émissions d’ici 2015 provenant de moteurs non routiers grâce à la modification des techniques de combustion et aux catalyseurs d’oxydation diesel. Les réductions des émissions de NOxissues de sources non routières par rapport au scénario de MSQ en 2015 entraînent de légères augmentations des concentrations d’ozone en raison du titrage plus faible près des sources d’émissions entre la vallée du bas Fraser et Seattle, jusqu’à la pointe sud de l’île de Vancouver. Les réductions modestes du NOx et les MP2,5 primaires issus de sources non routières entraînent de légères diminutions des MP2,5ambiantes (RWDI, 2006).

Sources ponctuelles. Le scénario suivant prend en compte les répercussions de la réduction des émissions provenant de sources ponctuelles importantes dans la région du Grand Vancouver en 2015, y compris les usines de ciment et les raffineries. Plus précisément, le NOx a été réduit de 2 100 tonnes dans les deux usines de ciment et le SOx et les MP2,5 des raffineries ont été réduits de 850 tonnes et de 50 tonnes, respectivement. Ces réductions entraînaient des diminutions d’environ 2 %, 1 % et 0,1 % respectivement de toutes les émissions au sein du domaine de modélisation.

La réduction des émissions provenant de sources ponctuelles par rapport au scénario de MSQ en 2015 est susceptible d’avoir un très léger effet sur les concentrations d’ozone et de MP2,5dans la région du Grand Vancouver, car il y a relativement peu de centrales thermiques dans la région (RWDI, 2006).

Mesures supplémentaires du Plan de gestion de la qualité de l’air. Le dernier scénario comprend la somme de toutes les mesures de politique déterminées dans les scénarios précédents appliquées à la région du Grand Vancouver, ainsi qu’au district régional de la vallée du Fraser. Ces réductions entraînaient des baisses des émissions de NOx (8 %), des émissions de composés organiques volatils (6 %), des émissions de SO2 (11 %) et des émissions de MP2,5 (2 %) sur le domaine de modélisation (RWDI, 2006).

La combinaison des stratégies d’atténuation représentées dans ce scénario entraîne une augmentation modérée de l’ozone troposphérique des voies maritimes du détroit de Georgia, du détroit de Juan de Fuca et de Puget Sound jusqu’à la région du Grand Vancouver. La réduction des émissions de NOx dans ces régions affaiblit le titrage de l’ozone, ce qui entraîne des concentrations plus élevées d’ozone. De petites zones localisées de diminution de l’ozone se produisent juste en aval (RWDI, 2006).

Les niveaux de MP2,5 affichent une diminution sur l’ensemble de la zone d’étude en été comme en hiver à la suite de réductions des émissions de MP2,5 primaires, de composés organiques volatils, de NOx et de SO2 (RWDI, 2006).

10.3.2 Répercussions des mesures de contrôle des émissions sur les niveaux ambiants d’ozone dans la région de Puget Sound

Dans une étude distincte, Lamb et al. (2006) ont modélisé les concentrations d’ozone au-dessus de Puget Sound à l’aide du système de modélisation MM5-SMOKE-CMAQ. Un scénario de référence concernant l’ozone a été modélisé pour un épisode qui s’est produit du 22 au 28 juillet 1998. Les émissions ont été prévues jusqu’en 2015, avec un scénario supplémentaire pour évaluer les niveaux d’ozone potentiels dus aux prévisions de croissance future, en partant du principe que de l’essence à faible pression de vapeur Reid (PVR) sera utilisée. Une analyse de sensibilité a également été effectuée sur les niveaux d’ozone du scénario de base pour évaluer l’incidence des changements sur les émissions de précurseurs, à la fois pour l’ensemble et pour divers secteurs (Lamb et al., 2006). En raison des mesures de réduction des émissions de NOx et de composés organiques volatils prévues pour 2015 à Washington et dans l’Oregon, les résultats laissent penser que les concentrations quotidiennes maximales d’ozone sur huit heures à Puget Sound pourraient s’améliorer pendant les périodes de concentrations élevées d’ozone et que Puget Sound atteindra la norme NAAQSactuelle (en cours d’examen) de 75 ppb d’ozone sur huit heures en 2015. Les émissions de NOx et de composés organiques volatils devraient diminuer, même sans tenir compte de la nouvelle zone de contrôle des émissions des navires (OMI, 2009), qui devrait entraîner des réductions supplémentaires des émissions de NOx. L’analyse de sensibilité a laissé entendre que les zones urbaines denses et les bassins atmosphériques pollués connexes situés à l’ouest de la chaîne des Cascades connaissent des concentrations limitées de composés organiques volatils. En bref, on a estimé que la concentration maximale d’ozone sur huit heures devait connaître une légère amélioration pendant les épisodes estivaux d’ici 2015 en raison des réductions prévues des émissions; les modifications concernant la pression de vapeur Reid dans l’essence ne joueront qu’un rôle minime dans ce phénomène. Les résultats concernant la limitation des composés organiques volatils dans certaines parties de Puget Sound sont cohérents avec les résultats pour la vallée du bas Fraser (Vingarzan et Schwarzhoff, 2010), mais Puget Sound manque actuellement de données ambiantes pour vérifier le résultat de ce modèle (Lamb et al., 2006).

10.3.3 Répercussions des réductions des émissions d’ammoniac agricole au cours de l’abattage de volailles en 2004 dans la vallée du bas Fraser

La vallée du bas Fraser présente les concentrations les plus élevées d’ammoniac dans l’air ambiant au Canada, ce qui contribue de façon significative aux niveaux ambiants de MP2,5 dans la région. L’ion ammonium (NH4+), un produit de la réaction de l’ammoniac avec les acides de l’atmosphère, contribue environ au tiers de la masse totale de MP2,5 dans la vallée du bas Fraser, ce qui reflète la grande disponibilité de l’ammoniac. Les inventaires des émissions estiment que 12 000 tonnes métriques d’ammoniac ont été émises en 2005, 66 % d’entre elles étant attribuables à l’agriculture (Grand Vancouver, 2007b).

L’élevage du bétail et l’utilisation d’engrais synthétiques sont les principales sources d’ammoniac agricole dans la vallée du bas Fraser. La question du rôle de l’ammoniac dans la formation de particules fines a soulevé un grand intérêt dans la vallée du bas Fraser en raison de l’étendue de l’activité agricole déployée dans la géographie de la vallée. Les émissions d’ammoniac les plus élevées sont issues des régions centrales et orientales de la vallée du bas Fraser, en particulier dans les environs d’Abbotsford et de Chilliwack, où se concentre la production de volaille et de vaches laitières. L’industrie de la volaille émet la plus grande part des émissions agricoles d’ammoniac (55 %), suivie du bétail (22 %) et de l’épandage d’engrais (10 %) (Grand Vancouver, 2007b).

On constate de fortes concentrations ambiantes d’ammoniac dans les régions du centre et de l’est de la vallée du bas Fraser, en particulier autour d’Abbotsford, où les émissions attribuables à l’élevage de la volaille sont également élevées. À cet endroit-là, les concentrations annuelles moyennes varient entre 10 et 20 µg/m3 et les valeurs maximales horaires peuvent dépasser les 200 µg/m3. Les concentrations élevées d’ammoniac sont très localisées à proximité des sources agricoles dans la vallée du bas Fraser et chutent rapidement avec l’augmentation de la distance depuis les sources. Les concentrations ont tendance à être plus élevées en été et en automne, ainsi que pendant la nuit. Les particules d’ion ammonium sont plus dispersées sur l’ensemble du bassin atmosphérique, avec des zones de concentrations élevées tout au long de la vallée du bas Fraser et dans la région avoisinante (Vet et al., 2010).

Mesures de l’ammoniac au cours de l’abattage de volailles

Mi-février 2004, l’Agence canadienne d’inspection des aliments a annoncé une épidémie de grippe aviaire touchant la volaille de la vallée du Fraser. Des opérations d’abattage et d’autres mesures ont été menées à bien dans le but de contrôler la propagation du virus. L’abattage des volailles a constitué une occasion unique d’étudier les effets de l’arrêt de l’élevage de volailles sur les niveaux d’ammoniac et de matières particulaires, ainsi que sur la visibilité dans la vallée du bas Fraser.

Les données concernant l’ammoniac dans l’air ambiant ont été comparées pour les mois de juin à août pour l’année de l’abattage (2004) et l’année suivante (2005), respectivement, sur trois sites : Abbotsford, Chilliwack et Langley (Figure 10.1). Les effets de l’abattage ont été les plus importants sur le site d’Abbotsford avec des concentrations moyennes quotidiennes d’ammoniac au cours de l’été 2004 inférieures d’environ deux tiers (11 µg/m3) par rapport aux niveaux de l’année suivante (30 µg/m3), lorsque l’élevage de la volaille a repris au rythme habituel. À l’inverse, aucune différence n’a été observée sur les sites de Langley et de Chilliwack entre les deux années, ce qui révèle la nature localisée de la réduction de l’ammoniac. En outre, à Abbotsford, les effets sur les concentrations de particules d’ammonium n’ont pas été perceptibles et ceux sur les concentrations de MP2,5 (baisse de 9,5 %) ont été limités. Ces résultats laissent entendre que la formation des matières particulaires est limitée par des espèces de précurseurs autres que l’ammoniac dans cette partie de la vallée du bas Fraser (Vet et al., 2010).

 

Figure 10.1 Concentrations d’ammoniac provenant d’échantillonneurs en continu (Langley et Chilliwack) et de décomposeurs à cartouches filtrantes (Abbotsford) durant les étés de 2004 (abattage de volaille) et 2005 (adapté de Vet et al., 2010).

Figure 10.1 Concentrations d’ammoniac provenant d’échantillonneurs en continu (Langley et Chilliwack) et de décomposeurs à cartouches filtrantes (Abbotsford) durant les étés de 2004 (abattage de volaille) et 2005 (adapté de Vet et al., 2010). (Voir la description ci-dessous)

Remarque : Même si des échantillonneurs d’ammoniac en continu ont été utilisés sur les trois sites, des problèmes d’étalonnage en 2004 ont porté atteinte à la fiabilité des données à Abbotsford; par conséquent, les données provenant d’un décomposeur situé au même endroit ont été utilisées à la place. La comparaison des données du décomposeur et de l’échantillonneur en continu pendant une période à la suite du problème d’étalonnage (de janvier à juin 2005) a montré une bonne correspondance (pente = 0,89; R2 = 0,96).

Description de la figure 10.1

La figure 10.1 est un diagramme à barres qui présente la concentration d'ammoniac en µg/m3 pour les étés de 2004 et de 2005 à Abbotsford, à Langley, et à Chilliwack. Une note indique que même si des échantillonneurs d'ammoniac en continu ont été utilisés sur les trois sites, des problèmes d'étalonnage en 2004 ont porté atteinte à la fiabilité des données à Abbotsford; par conséquent, les données provenant d'un décomposeur situé au même endroit ont été utilisées à la place. La comparaison des données du décomposeur et de l'échantillonneur en continu pendant une période à la suite du problème d'étalonnage (de janvier à juin 2005) a montré une bonne correspondance (pente = 0,89; R2 = 0,96).

Pour Abbotsford (T34, données du décomposeur), la concentration de juin à août 2004 était de 10 µg/m3, et la concentration de juin à août 2005 était d'un peu moins de 30 µg/m3.

Pour Langley (T27, données continues), la concentration de juin à août 2004 et la concentration de juin à août 2005 étaient les deux d'environ 2 µg/m3.

Pour Chilliwack (T12, données continues), la concentration de juin à août 2004 et la concentration de juin à août 2005 étaient les deux d'environ 11 µg/m3.

 

Scénario de réduction des émissions d’ammoniac

Le système de modélisation MC2/SMOKE/CMAQa été utilisé dans le but de fournir un aperçu des pratiques de gestion agricole visant à contrôler l’ammoniac dans la vallée du bas Fraser (RWDI, 2006). Un certain nombre de scénarios de réduction des émissions ont été évalués, avec des réductions de l’ammoniac agricole allant de 20 à 80 % sur la partie canadienne de la vallée. L’effet de ces réductions sur les concentrations ambiantes de MP2,5 a été évaluée pour une zone de 36 km2 centrée sur le sud d’Abbotsford. Les modifications des concentrations de MP2,5 ont été évaluées en établissant une comparaison avec le scénario de base qui prend pour hypothèse l’absence de réduction des émissions d’ammoniac.

Selon le scénario de réduction de 60 % de l’ammoniac, choisi pour ressembler à la réduction au cours de la période d’abattage des volailles, la concentration moyenne modélisée de MP2,5 a été réduite par de 1,5 µg/m3 seulement, soit 9 %, par rapport à celle du scénario de référence. Cela est conforme à la diminution de 9,5 % des concentrations ambiantes de MP2,5mesurées par rapport aux niveaux de l’été 2005 sur le site d’Abbotsford. La réduction des concentrations de matières particulaires, comme l’indique le modèle, est très localisée sur la région d’Abbotsford, où l’exploitation avicole est plus concentrée. Pourtant, à certains moments au cours de la période de modélisation, les réductions des émissions d’ammoniac ont mené à des réductions généralisées des MP2,5, car les brises de mer et de terre et les écoulements de montagne et à travers les vallées ont transporté les effets des changements des émissions partout dans la zone d’étude. Dans l’ensemble, la faible réduction moyenne des concentrations de MP2,5 combinée à la nature très localisée de la réduction confirme que la formation des particules dans la vallée du bas Fraser n’est pas due seulement à l’ammoniac. En outre, les effets de la réduction des émissions d’ammoniac sur les concentrations d’ozone ont été négligeables. En résumé, les réductions des émissions d’ammoniac mesurées et simulées pendant l’abattage des volailles en 2004 indiquent un excès significatif d’ammoniac dans l’est de la vallée du bas Fraser. La faible sensibilité des MP2,5aux réductions d’ammoniac associée à l’effet très localisé laisse entendre que des stratégies de réduction des MP2,5 devront inclure plusieurs précurseurs des matières particulaires en plus de l’ammoniac (NH3).

10.3.4 Répercussions de la mise en œuvre de la zone de contrôle des émissions maritimes

Les moteurs de navires alimentés au diesel sont des émetteurs importants de sources mobiles de matières particulaires, de SOx et de NOx. La plupart ne sont pas assujettis aux règlements sur les émissions et fonctionnent avec du carburant dont la teneur en soufre est élevée. Par conséquent, ils ont une incidence significative sur la qualité de l’air dans des zones côtières et les zones intérieures à proximité (USEPA, 2010).

En mars 2010, l’Organisation maritime internationale a accepté une demande conjointe des États-Unis, du Canada et de la France pour une zone de contrôle des émissions au large de la côte nord-américaine. À l’origine, la demande a été présentée par les États-Unis et le Canada en mars 2009 et la France les a rejoints en juin 2009 au nom de ses territoires de Saint-Pierre et Miquelon, situés au large des côtes de Terre-Neuve (OMI, 2009).

À la suite de la désignation de l'Organisation maritime internationale, les grands navires en activité dans une zone nord-américaine de contrôle des émissions sont maintenant soumis à des normes strictes concernant les émissions de SOx et de NOx, ce qui entraînera d'importantes réductions des matières particulaires et de l'ozone. Depuis 2012, les navires doivent, pendant les opérations dans la zone de contrôle des émissions, rejeter au plus des émissions d'oxydes de soufre équivalentes à l'utilisation d'un carburant contenant moins de 1 % de souffre, et, à partir de 2015, ils devront réduire encore davantage le contenu en souffre, à 0,1 % (1 000 ppm), une réduction de 96 % par rapport aux émissions d'avant la mise en œuvre de la zone de contrôle des émissions. Les navires construits à partir de 2016 devront respecter une norme rigoureuse concernant le NOx dans la zone de contrôle des émissions, avec une réduction de 80 % par rapport aux normes actuelles. Ces nouvelles normes correspondent aux réductions d’émissions les plus strictes décrites dans le scénario de politique SCN1. Les émissions peuvent être réduites grâce à l’utilisation de carburants à plus faible teneur en soufre ou à l’utilisation de technologies post-traitement (épurateurs, réduction catalytique sélective). Aux États-Unis, au Canada et ailleurs, on trouve déjà du carburant à faible teneur en soufre, qui respecte la limite de 0,1 % de soufre dans le carburant (OMI, 2009).

Pour que la zone de contrôle des émissions soit définie, les promoteurs ont dû démontrer à l’Organisation maritime internationale que les navires en activité dans la zone contribuent aux concentrations dans l’air ambiant de polluants atmosphériques ou ont des impacts environnementaux défavorables (OMI, 2009). Cela a été obtenu par l’intermédiaire de la modélisation de la qualité de l’air dans diverses régions côtières des États-Unis et du Canada. Dans la région du nord-ouest du Pacifique, la modélisation de MTC à l’échelle régionale a été effectuée par RWDI (2009) au nom de la région du Pacifique et du Yukon d’Environnement Canada afin de simuler les répercussions des différentes stratégies de contrôle des émissions appliquées aux navires. Une modélisation à plus faible résolution à l’échelle continentale a également été effectuée en appliquant le modèle AURAMS au Canada et le modèle CMAQ aux États-Unis.

Modélisation AURAMS de l’ozone et des MP2,5

Le modèle canadien AURAMS a été exécuté sur le domaine national à une résolution de 42 km et une partie du domaine du modèle dans le sud-ouest de la Colombie-Britannique a été extrait, comme on peut le constater dans la Figure 10.2 et la Figure 10.3. La Figure 10.2 illustre les prévisions des réductions de la concentration estivale de l’ozone sur huit heures pour le Georgia Basin d’ici 2020, grâce à la mise en œuvre de la zone de contrôle des émissions. Des réductions estivales moyennes de 1 à 5 % sont prévues dans la plus grande partie de la région, avec des réductions de plus de 5 % prévues le long du détroit de Juan de Fuca (OMI, 2009). Le centre urbain de Vancouver constitue une exception, car le niveau réduit de titrage par le NO peut causer une augmentation de l’ozone dans l’air ambiant.

 

Figure 10.2 Réduction de la concentration moyenne quotidienne maximale d’ozone sur huit heures au-dessus de Georgia Basin d’ici 2020 à la suite de la mise en œuvre de la zone de contrôle des émissions (adapté de OMI, 2009).

Figure 10.2 Réduction de la concentration moyenne quotidienne maximale d’ozone sur huit heures au-dessus de Georgia Basin d’ici 2020 à la suite de la mise en œuvre de la zone de contrôle des émissions (adapté de OMI, 2009). (Voir la description ci-dessous)

Remarques : D’après les résultats du modèle AURAMS à une résolution de 42 km.

Description de la figure 10.2

La figure 10.2 montre une carte au trait du sud-ouest de la Colombie-Britannique qui présente au moyen de différentes couleurs les réductions de la concentration moyenne quotidienne maximale d'ozone sur huit heures d'ici 2020 à la suite de la mise en œuvre de la zone de contrôle des émissions. Les données sont fondées sur les résultats du modèle AURAMS à une résolution de 42 km; par conséquent, chaque « pixel » de couleur est une cellule de 42 km. Comme il est décrit dans le texte, des réductions moyennes de 1 à 5 % sont prévues dans la plus grande partie de la région à l'ouest de la chaîne Côtière, y compris l'île de Vancouver. Des réductions de plus de 5 % sont prévues le long du détroit de Juan de Fuca. Une augmentation de 0 à 5 % est prévue dans le centre urbain de Vancouver. Dans l'intérieur de la Colombie-Britannique, des réductions de 0,25 à 1 % sont prévues.

 

La réduction prévue de la concentration de MP2,5 en 2020 pour le Georgia Basin résultant de la zone de contrôle des émissions proposée est illustrée à la Figure 10.3 Les améliorations varient de 5 % à plus de 10 % de réduction des niveaux annuels moyens de MP2,5 dans l’air ambiant.

 

Figure 10.3 Réduction prévue des niveaux annuels moyens de MP2,5 dans l’air ambiant dans le Georgia Basin pour 2020 grâce à la mise en œuvre de la zone de contrôle des émissions par rapport au scénario de référence (adapté de OMI, 2009).

Figure 10.3 Réduction prévue des niveaux annuels moyens de MP2,5 dans l’air ambiant dans le Georgia Basin pour 2020 grâce à la mise en œuvre de la zone de contrôle des émissions par rapport au scénario de référence (adapté de OMI, 2009). (Voir la description ci-dessous)

Remarques : D’après les résultats du modèle AURAMS à une résolution de 42 km.

Description de la figure 10.3

La figure 10.3 montre une carte au trait du sud-ouest de la Colombie-Britannique qui présente au moyen de différentes couleurs les réductions en pourcentage des niveaux annuels moyens de MP2,5 dans l'air ambiant à la suite de la mise en œuvre de la zone de contrôle des émissions. Les données sont fondées sur les résultats du modèle AURAMS à une résolution de 42 km; par conséquent, chaque « pixel » de couleur est une cellule de 42 km. Des réductions de plus de 10 % sont prévues dans la région nord de Puget Sound et le long du détroit de Juan de Fuca. On prévoit également des réductions de plus de 10 % pour le nord et l'ouest de l'île de Vancouver, le détroit de Johnstone, l'île Saturna, l'Île Pender, l'île Galiano, et la région autour de la baie Boundary. Il devrait y avoir des réductions de 2 à 5 % pour le Grand Vancouver et l'est de la baie Howe, alors que le reste du bassin atmosphérique devrait connaître des réductions de 5 à 10 %. Dans l'intérieur de la Colombie-Britannique, des réductions de 0 à 5 % sont prévues.

 

La modélisation à l’échelle continentale à l’aide du modèle CMAQ (grille de 12 km intégrée dans une grille de 36 km) au-dessus des États-Unis a montré des réductions comparables durant l’été (de mai à septembre) de l’ozone et des MP2,5annuelles dans toutes les régions côtières pour 2020. Le secteur de Puget Sound devrait connaître une amélioration de 0,25 à 1 % de la concentration maximale d’ozone sur huit heures pour la saison estivale et de 5 à 15 % de la moyenne annuelle de MP2,5. Les avantages devraient s’étendre largement à l’intérieur des terres dans l’est de Washington et dans l’Oregon (OMI, 2009).

La mise en œuvre de la zone nord-américaine de contrôle des émissions sera également bénéfique pour les systèmes écologiques. Les résultats de la modélisation montrent que la mise en œuvre de la zone de contrôle des émissions permettra de réduire significativement les dépôts de soufre et d’azote aux États-Unis comme au Canada. Des études américaines ont montré que les réductions des dépôts de soufre seront comprises entre 4 et 25 % dans le nord-ouest du Pacifique en 2020, alors que les réductions des dépôts d’azote le long de la côte du Pacifique devraient être plus modestes (3 à 15 %), mais supérieures à 20 % dans certains cas. Les modèles canadiens ont montré que l’amélioration des émissions des navires entre leur rendement actuel et les normes de la zone des réductions des émissions entraîneront des baisses des dépôts de soufre total, qui pourraient atteindre jusqu’à 60 % dans la vallée du bas Fraser pour 2020 et jusqu’à 90 % sur l’île de Vancouver. Pour le total des dépôts d’azote, les réductions dans le sud-ouest de la Colombie-Britannique atteindront jusqu’à 15 % (OMI, 2009).

Les diminutions attendues des dépôts de soufre et d’azote entraîneront une réduction des dépassements des charges critiques pour les lacs et les zones forestières sèches. Dans le Georgia Basin, les émissions des navires dans le cadre d’un scénario de maintien du statu quo pourraient atteindre jusqu’à 100 % de la quantité excessive de dépôt dans certaines zones (OMI, 2009). L’excédent est défini comme la quantité de dépôt dépassant la charge critique. Par exemple, si la charge critique est de 1 000 kg/ha/an et que le dépôt est égal à 1 100 kg/ha/an, alors l’excédent est de 100 kg/ha/an. L’évolution de l’excédent est illustrée à la Figure 10.4.

Figure 10.4 Pourcentage de réduction de l’excès de soufre et d’azote dans le sud-ouest de la Colombie-Britannique pour la zone de contrôle des émissions proposée par rapport aux émissions actuelles des navires (Adapté de OMI, 2009).

Figure 10.4 Pourcentage de réduction de l’excès de soufre et d’azote dans le sud-ouest de la Colombie-Britannique pour la zone de contrôle des émissions proposée par rapport aux émissions actuelles des navires (Adapté de OMI, 2009). (Voir la description ci-dessous)

Remarques : L’excès de soufre et d’azote est défini comme la quantité de dépôt supérieure à la charge critique établie pour les lacs et les zones forestières sèches. D’après les résultats du modèle AURAMS à une résolution de 42 km.

Description de la figure 10.4

La figure 10.4 montre une carte au trait du sud-ouest de la Colombie-Britannique qui présente au moyen de différentes couleurs les réductions en pourcentage de l'excès de soufre et d'azote à la suite de la mise en œuvre de la zone de contrôle des émissions. L'excès de soufre et d'azote est défini comme la quantité de dépôt supérieure à la charge critique établie pour les lacs et les zones forestières sèches. Les données sont fondées sur les résultats du modèle AURAMS à une résolution de 42 km; par conséquent, chaque « pixel » de couleur est une cellule de 42 km. On prévoit des réductions de plus de 100 % dans la région autour de Victoria ainsi que dans l'extrémité nord-est du détroit de Juan de Fuca. Des réductions de 25 à 50 % sont prévues dans le sud du détroit de Georgie, le Grand Vancouver, la baie Howe et le sud de la côte Sunshine. Il devrait y avoir des réductions de 5 à 25 % dans la vallée du bas Fraser, à l'exception du nord du lac Harris, pour lequel il devrait y avoir des réductions de 50 à 100 %.

 

La mise en œuvre de la zone de contrôle des émissions devrait également avoir des répercussions positives sur la visibilité. En l’absence de zone de contrôle des émissions, on prévoit pour 2020 que près de 6 % de la dégradation de la visibilité (en deciviews) dans le parc national des North Cascades dans l’État de Washington seraient dus aux émissions causées par les navires. Outre les avantages écologiques et pour la visibilité, la nouvelle zone de contrôle des émissions devrait offrir d’importants avantages pour la santé grâce à l’amélioration de la qualité de l’air. Des réductions des taux de mortalité et de morbidité sont prévues aussi bien pour États-Unis que pour le Canada (OMI, 2009).

10.3.5 Avantages du Plan d’action sur les changements climatiques et du Air Action Plan de Colombie-Britannique de 2008

En 2009, le gouvernement provincial de la Colombie-Britannique a confié à ENVIRON la tâche de documenter les avantages pour la santé des Britanno-Colombiens attribuables au Plan d’action sur les changements climatiques et au Air Action Plan de 2008. La mise en œuvre de ces plans devrait réduire les émissions de polluants atmosphériques en Colombie-Britannique, entraînant des améliorations de la qualité de l’air ambiant et réduisant l’incidence des effets de la pollution atmosphérique sur la santé. Bien que le Plan d’action sur les changements climatiques vise à réduire les gaz à effet de serre, bon nombre des mesures qu’il contient entraîneront des réductions des principaux contaminants atmosphériques (ENVIRON, 2009).

Modélisation de l’ozone et des MP2,5 et scénarios d’émissions

La modélisation de la qualité de l’air a été effectuée à l’aide des modèles MM5/SMOKE/CMAQà 36 km au-dessus de l’ensemble de la province. Les données de l’inventaire des émissions ont d’abord été séparées selon les 19 secteurs sources visés par les mesures de contrôle du Plan d’action sur les changements climatiques et du Air Action Plan afin de représenter avec plus d’exactitude les répercussions de ces programmes de contrôle sur les niveaux des émissions sources. Chaque élément de l’inventaire des secteurs source a ensuite été affecté aux divisions de recensement par l’entremise d’une procédure d’attribution cellule de grille/division de recensement visant à établir un lien entre les avantages pour la santé et la population (ENVIRON, 2009).

Le Air Action Plan comprend 28 mesures concernant les transports (p. ex. contre la marche au ralenti, pour la modernisation des autobus scolaires et des autobus de transport), l’industrie (p. ex. élimination des brûleurs de résidus ligneux) et les collectivités (p. ex. réduction du nombre de poêles à bois). En outre, bon nombre des initiatives du Plan d’action sur les changements climatiques mettent l’accent sur l’efficacité énergétique et l’énergie renouvelable, car ces éléments auront en outre l’avantage de réduire les émissions de NOx et de SO2. Les émissions totales annuelles par secteur pour les scénarios de référence et les scénarios de politique ont été compilées tous les trois ans à partir d’un scénario de référence en 2005 et jusqu’en 2020 (ENVIRON, 2009).

À l’échelle de la province, le Air Action Plandevrait entraîner une réduction significative des MP2,5. Le Plan d’action sur les changements climatiques devrait entraîner des réductions considérables du NOx et du SO2. Les plans devraient entraîner des réductions importantes des composés organiques volatils. Le Tableau 10.2 illustre les prévisions des avantages combinés de ces propositions de réduction des émissions dans trois divisions de recensement de la province à la suite de la mise en œuvre du Air Action Plan et du Plan d’action sur les changements climatiques d’ici 2020 par rapport au scénario de maintien du statu quo en 2020.

 

Tableau 10.2 Réductions prévues des concentrations dans l’air ambiant grâce au Air Action Plan et au Plan d’action sur les changements climatiques dans trois divisions de recensement de la Colombie-Britannique pour 2020 par rapport au scénario de maintien du statu quo en 2020 (Adapté de ENVIRON, 2009).
 NO2SO2MP2,5O3
MesureMoyenne annuelle
sur 24 heures
Moyenne annuelle
sur 24 heures
Moyenne annuelle
sur 24 heures
Moyenne quotidienne max.
sur 1 heure de mai à septembre
Vallée du Fraser
-15,6 %
-12,2 %
-2,4 %
-16,4 %
Grand Vancouver
-41,8 %
-24,8 %
-3,7 %
-29,3 %
Région de la capitale
-36,1 %
-13,3 %
-3,2 %
-13,5 %
Description du tableau 10.2

Le tableau 10.2 présente les réductions prévues des concentrations dans l'air ambiant de quatre différents polluants grâce au Air Action Plan et au Plan d'action sur les changements climatiques pour 2020 (par rapport au scénario de maintien du statu quo pour 2020) dans trois divisions de recensement de la Colombie-Britannique.

La première rangée du tableau contient un en-tête vide pour la première colonne, et ensuite les en-têtes « NO2 », « SO2 », « MP2,5 » et « O3 » pour la deuxième à la cinquième colonnes. La deuxième rangée donne les mesures pour évaluer les réductions de chaque polluant. Pour le NO2, le SO2 et les MP2,5, il s'agit d'une moyenne annuelle sur 24 heures. Pour le O3, il s'agit d'une moyenne quotidienne maximale sur une heure, de mai à septembre.

La troisième à la cinquième rangées indiquent les réductions de chaque polluant (en pourcentage) pour chacune des trois divisions de recensement à l'étude. La troisième rangée donne l'information pour la vallée du Fraser, la quatrième rangée donne l'information pour le grand Vancouver, et la cinquième rangée donne l'information pour la région de la capitale nationale.

 

L’étude est arrivée à la conclusion que la mise en œuvre du Air Action Plan et du Plan d’action sur les changements climatiques réduirait la mortalité prématurée de 366 décès par an et l’asthme, de 30 000 cas par an à l’échelle de la province en 2020. Les améliorations de la qualité de l’air et, par conséquent, les avantages pour la santé, ont tendance à être concentrés dans les régions les plus peuplées de la province, c’est-à-dire le Grand Vancouver et la région de la capitale (Victoria). Ensemble, ces programmes devraient entraîner des réductions importantes du fardeau porté par le système de soins de santé de la Colombie-Britannique à cause de la pollution atmosphérique (ENVIRON, 2009).

10.4 Résumé du chapitre

Les systèmes régionaux de modélisation de la qualité de l’air sont un outil essentiel pour évaluer les effets des mesures de gestion et de contrôle des émissions proposées sur la qualité de l’air ambiant. Les études de modélisation de scénarios examinées dans ce chapitre ont été effectuées à l’aide des modèles de transport chimique CMAQ ou AURAMS, en association avec les modèles météorologiques MM5, MC2ou GEM-LAM, les données provenant de l’inventaire des émissions étant traitées par le modèle SMOKE. Une modélisation à l’aide du modèle CMAQ a été réalisée sur le domaine nord-ouest du Pacifique à une résolution spatiale de 36 km ou 12 km, avec une modélisation détaillée sur un sous-domaine au-dessus du bassin atmosphérique de Georgia Basin/Puget Sound de 4 km. La modélisation à l’aide du modèle AURAMS a été effectuée à une résolution de 42 km.

Une étude portant sur l'effet des diverses réductions d'émissions cernées dans le Plan de gestion de la qualité de l'air du Grand Vancouver de 2005, qui comprenait des réductions dans la zone de contrôle des émissions marines, la réglementation de l'équipement hors route et des réductions des sources importantes de pollution ponctuelle dans la vallée du bas Fraser, a montré que ces mesures combinées entraîneront des diminutions modestes des émissions de NOx, de composés organiques volatils (COV), de SO2 et de matières particulaires (MP2,5). Toutefois, l'étude a également indiqué qu'il pourrait y avoir une augmentation modérée de l'ozone troposphérique à proximité des voies navigables du détroit de Georgia, du détroit de Juan de Fuca et de Puget Sound. Des réductions des émissions de NOx ont été associées à des concentrations plus élevées d'ozone dans ces régions.

Une étude des propositions de mesures de contrôle des émissions sur les concentrations d’ozone à Puget Sound a montré des améliorations marginales de la mesure maximale de l’ozone sur huit heures en été d’ici 2015. L'utilisation de l'essence à faible volatilité a joué un rôle minimal dans les résultats obtenus. Une analyse de sensibilité porte aussi à croire que la formation d'ozone dans les zones urbaines denses et les bassins atmosphériques pollués à l'ouest des Cascades est limitée par la disponibilité des composés organiques volatils.

La modélisation de l’ammoniac agricole dans la vallée du bas Fraser a montré que la sensibilité des concentrations ambiantes de MP2,5aux réductions des émissions d’ammoniac est faible, de sorte que même si le niveau d’ammoniac baisse de deux tiers par rapport à la normale, comme cela a été le cas au cours de l’abattage de volailles en 2004, les diminutions de MP2,5 restent relativement faibles (< 10 %) par rapport aux niveaux des années sans abattage. Les résultats de la modélisation étaient conformes aux résultats mesurés sur le site d’Abbotsford. La faible sensibilité des MP2,5 aux réductions du NH3, associée à l’effet observé, très localisé, laisse entendre que les stratégies de réduction de l’ammoniac, si elles sont appliquées de façon isolée, auraient un effet limité sur la réduction des niveaux ambiants de MP2,5 dans la vallée du bas Fraser.

Les travaux de modélisation effectués à l’appui de la désignation par l’Organisation maritime internationale de la zone de contrôle des émissions pour les navires a révélé des prévisions d’amélioration des concentrations d’ozone et de MP2,5au-dessus du bassin atmosphérique de Georgia Basin et de certaines parties de Puget Sound. En outre, les dépôts d’azote et de soufre devraient diminuer et la visibilité devrait augmenter en raison de la mise en œuvre de la zone de contrôle des émissions en 2012.

L’exercice final de modélisation de la qualité de l’air s’est penché sur les avantages potentiels découlant de la mise en œuvre du Plan d’action sur les changements climatiques et du Air Action Plan de 2008 de la Colombie-Britannique dans l’ensemble de la province. D’après les résultats du modèle, le Air Action Plan devrait réduire les MP2,5 de façon importante, alors que le Plan d’action sur les changements climatiques entraînera des réductions considérables du NOx et du SO2. Ces deux plans entraîneront une réduction importante des composés organiques volatils. Les améliorations de la qualité de l’air et, par conséquent, les avantages pour la santé, devraient être concentrés dans les régions les plus peuplées de la province, c’est-à-dire le Grand Vancouver et la région de la capitale.

10.5 Références

[OMI] Organisation maritime internationale. 2009. Proposal to Designate an Emission Control Area for Nitrogen Oxides, Sulphur Oxides and Particulate Matter. Soumis par les États-Unis et le Canada. Comité de la protection du milieu marin, 59e session, point à l’ordre du jour 6. MEPC 59/6/5. [consulté en mars 2011].

[USEPA] Environmental Protection Agency des États-Unis. 2010. Designation of North American Emission Control Area to Reduce Emissions from Ships. Office of Transportation and Air Quality. EPA-420-F-10-015. Mars 2010.

ENVIRON. 2009. The Health Benefits of the Climate Action Plan and the Air Action Plan. Préparé pour la BC Ministry of Environment et la BC Ministry of Healthy Living and Sport, juillet 2009. [consulté le 28 janvier 2011].

Gong, S.L., Farrell, W.C., Makar, P.A., Ménard, R., Moran, M.D., Morneau, G., Stroud, C. 2011. Chapitre 5 : Chemical Transport Models: Model Description and Evaluation. In: Canadian Smog Science Assessment. Volume 1. Atmospheric Science and Environmental Effects. Environnement Canada, Santé Canada.[résumé]. Environnement Canada, Direction générale de la science et de la technologie, 4905, rue Dufferin, Downsview (Ont.), M3H 5T4. [rapport complet disponible sur demande].

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Makar, P.A., Moran, M., Zheng, Q., Cousineau, S., Sassi, M., Duhamel, A., Besner, M., Crevier, L.-P., di Cenzo, C., Vingarzan, R., et al. 2010. Chapitre 8 : Modelling the Effects of Ammonia on Regional Air Quality. In: Évaluation canadienne 2008 de l’ammoniac atmosphérique d’origine agricole. Gatineau (Qc), Canada : Environnement Canada.

Metro Vancouver. 2007a. 2005 Air Quality Management Plan. [consulté le 28 janvier 2011].

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RWDI. 2006. Pacific Northwest Air Quality Scenarios Modelling Project. Préparé pour Environnement Canada, région du Pacifique et du Yukon, Vancouver (C.-B.), 13 juin 2006.

RWDI. 2009. Air Quality Modelling of Emission Controls on Ocean-going Vessels in the Pacific Northwest, Rapport final. Project # W07-5136A. Soumis à Environnement Canada, 401, rue Burrard, Vancouver (C.-B.)

Vet, R., Li, S.-M., Beaney, G., Friesen, K., Vingarzan, R., Jones, K., Belzer, W., Chan, E., Dann, T., Hayden, K., et al. 2010. Chapitre 6 : Characterization of Ambient Ammonia, PM and Regional Deposition Across Canada. In: Évaluation canadienne 2008 de l’ammoniac atmosphérique d’origine agricole. Gatineau (Qc), Canada : Environnement Canada.

Vingarzan, R., Schwarzhoff, P. 2010. Ozone Trends and Reactivity in the Lower Fraser Valley. Service météorologique du Canada, Environnement Canada, 401, rue Burrard, bureau 201, Vancouver (C.-B.) V7R 2S5.

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11. Transport Transfrontalier

Roxanne Vingarzan, Bill Taylor, Sarah Hanna (Environnement Canada)

Les chapitres précédents précisaient dans quelle mesure la qualité de l’air ambiant à un emplacement donné est largement déterminée par les émissions atmosphériques provenant de sources locales et par celles des zones en amont du site. En général, les sources d’émission sont situées à l’échelle locale et régionale, mais à l’occasion, les polluants sont transportés sur des distances plus longues. Par exemple, on sait que la fumée issue des incendies de forêt en Caroline du Nord a eu une incidence sur la qualité de l’air dans le sud de la Colombie-Britannique. Il est également prouvé que les polluants provenant d’Asie sont transportés à travers l’océan Pacifique par les vents forts de l’ouest. Dans le présent chapitre, la qualité de l’air dans le bassin atmosphérique de Georgia Basin et de Puget Sound est étudiée dans le contexte des écoulements transfrontaliers. Une attention particulière est accordée au transport des polluants entre la région de Georgia Basin et de Puget Sound, ainsi qu’au transport sur des distances moyennes en Amérique du Nord et au transport transpacifique sur de longues distances.

11.1 Transport transfrontalier à l’échelle locale

Les régimes climatiques à l’échelle synoptique et les influences à échelle moyenne jouent un rôle important dans le transport de polluants sur des distances relativement petites et dans les limites du bassin atmosphérique de Georgia Basin et de Puget Sound. Les trois méthodes utilisées pour déterminer les régions sources potentielles de polluants observés à un endroit donné sont décrites ci-dessous. L’une s’appuie sur les données d’observation des vents, tandis que les deux autres sont obtenues par le biais d’une modélisation du transport météorologique et chimique.

Pour les sites de surveillance de la qualité de l’air équipés d’un anémomètre, les données d’observation du vent sont analysées pour déterminer les fréquences des vents qui soufflent à partir des divers points cardinaux. Les configurations des vents dominants et saisonniers deviennent évidentes, ce qui indique des voies probables pour les polluants en amont. Les données sur les vents sont ensuite utilisées conjointement avec les concentrations de contaminants mesurées au site pour déduire la région source la plus probable d’émissions.

La deuxième méthode d’analyse implique une modélisation météorologique à échelle moyenne, par l’intermédiaire de laquelle les trajectoires des vents sont utilisées pour retracer le mouvement de l’air à travers l’atmosphère en trois dimensions. Les relations sources-récepteurs peuvent être établies en retraçant les rétrotrajectoires des parcelles d’air d’un récepteur particulier jusqu’à leur origine. Grâce à une technique appelée analyse typologique, un groupe de rétrotrajectoires prises au cours d’une période révèle les régimes climatiques typiques autour du site récepteur et peut fournir des données précieuses sur les voies de transport courantes et les régions sources possibles qui perturbent la qualité de l’air à un endroit donné.

La troisième méthode implique la modélisation photochimique de la qualité de l’air, selon laquelle les répercussions de l’introduction de contrôles des émissions sur la qualité de l’air ambiant dans la région sont reproduites par l’entremise de scénarios de politique; cette méthode est décrite en détail au chapitre 10. Ici, la simulation de la qualité de l’air comprend l’arrêt total (« annulation ») des émissions anthropiques du côté de la frontière internationale pour étudier les effets sur le bassin atmosphérique récepteur.

11.1.1 Étude du transport transfrontalier à Christopher Point

Vingarzan et al. (2007) ont examiné le transport transfrontalier des polluants à Christopher Point sur l’île de Vancouver, l’un des trois sites d’étude sélectionnés dans le cadre de la Stratégie sur la qualité de l’air transfrontalier. Christopher Point est situé sur la pointe la plus au sud du côté canadien du détroit de Juan de Fuca, qui est divisé par la frontière canado-américaine. Le détroit est une voie de transport maritime essentielle et occupée de l’océan Pacifique aux principales installations portuaires internationales à Vancouver, Seattle et dans les zones avoisinantes de la région de Georgia Basin et de Puget Sound.

Les sources d’émission qui peuvent contribuer à la dégradation de la qualité de l’air à Christopher Point sont nombreuses et variées et comprennent : le trafic habitation-travail et commercial et les activités industrielles dans la capitale provinciale avoisinante de Victoria; les sources de combustion du bois dispersées dans toute la région; un chantier naval à Esquimalt et un champ de tir naval situé immédiatement à l’ouest du site d’étude; un trafic maritime important à l’échelle du détroit de Juan Fuca; une usine de pâte et un port à Port Angeles et trois grandes raffineries dans la région nord de Puget Sound de l’État de Washington. De plus, le site est exposé à d’importantes sources mélangées, mais plus distantes, provenant de la vallée du bas Fraser de la Colombie Britannique et de la région de Seattle-Tacoma de l’État de Washington.

Pendant l’été, une concentration élevée d’ozone se produit pendant les périodes de stagnation; toutefois, pendant l’hiver, l’ozone est associé aux vents d’ouest et à une subsidence post-frontale, ce qui indique un apport d’ozone de fond en haute altitude. Des concentrations élevées de MP2,5 à Christopher Point ont lieu pendant des conditions météorologiques stagnantes tout au long de l’année. Malgré des épisodes occasionnels de mauvaise qualité de l’air, Christopher Point n’a pas dépassé les normes et les objectifs sur la qualité de l’air pendant la période d’étude.

La circulation de l’air au-dessus de la zone, et, par conséquent, le transport des polluants éoliens, est perturbée par les régimes climatiques synoptiques à grande échelle, les cycles de brise de terre et de mer et les effets de canalisation des détroits. Les données météorologiques acquises de la station météorologique d’Environnement Canada à Race Rocks (à environ 2,5 km au sud de Christopher Point) indiquent que les vents dominants viennent de l’ouest, avec des vents canalisés à travers le détroit de Juan des Fuca. Les vents secondaires soufflent du nord-est et du sud-ouest. En hiver, les vents viennent principalement du nord-est et en été, ils viennent presque exclusivement de l’ouest.

On a obtenu des mesures de concentrations ambiantes sur une année complète (septembre 2005-2006) pour l’oxyde nitrique (NO), le dioxyde d’azote (NO2), le dioxyde de soufre (SO2), l’ozone troposphérique (basse atmosphère) (O3), le carbone noir (CN) et les aérosols à fine fraction (MP2,5).

La principale composante et l’analyse du secteur éolien ont été utilisées pour déterminer les sources de polluants probables et les directions du transport. Quatre grands profils généraux de niveaux élevés de polluants atmosphériques ont été déterminés.

  • Le premier a été associé aux niveaux élevés de NOx, de O3 et de SO2 et aux vents correspondant aux zones sources au nord-ouest de l’État de Washington, dans la région de Puget Sound, dans le détroit de Juan de Fuca et à Port Angeles. Une combinaison des sources liées au trafic industriel, urbain et maritime a probablement influé sur ce profil.
  • Le deuxième a été associé aux niveaux élevés de O3 et aux vents plus forts provenant des régions plus dégagées telles que l’océan Pacifique, la péninsule olympique, le détroit de Juan de Fuca et l’ouest de l’île de Vancouver. Ce profil met en avant les contributions provenant de sources de fond.
  • Le troisième profil a été associé aux concentrations élevées de NO2, de CN et de MP2,5 et aux directions du vent correspondant aux zones sources canadiennes, comme la ville de Victoria, le sud-est de l’île de Vancouver, Vancouver et la vallée du bas Fraser.
  • Le quatrième profil a eu lieu dans des conditions calmes, qui étaient fortement associées au NO2 et aux MP2,5, mais également aux niveaux élevés de NO, de CNet de SO2. Ce profil est probablement le résultat de la combustion du bois local, de la circulation dans la ville de Victoria et de la circulation maritime à proximité du site de l’étude.

À l’aide d’une approche sectorielle géographique, l’analyse globale du secteur éolien a été utilisée pour quantifier la contribution de chaque polluant mesuré dans les secteurs sources définis de matière générale pour déterminer le transport des polluants à travers la frontière canado-américaine. Quatre secteurs sources ont été définis en lien avec Christopher Point : Canada, États-Unis, océan Pacifique/Juan de Fuca et local (figure 11.1).

 

Figure 11.1 Secteurs sources utilisés dans l’analyse globale du secteur éolien pour les mesures effectuées à Christopher Point (Vingarzan et al., 2007).

Figure 11.1 Secteurs sources utilisés dans l’analyse globale du secteur éolien pour les mesures effectuées à Christopher Point (Vingarzan et al., 2007). (Voir la description ci-dessous)

Description de la figure 11.1

La figure 11.1 est une carte de relief du sud-ouest de la Colombie-Britannique et du nord-ouest de l'État de Washington. L'emplacement de Christopher Point dans la pointe sud de l'île de Vancouver est indiqué par une croix. Trois lignes partent de Christopher Point et délimitent les trois secteurs sources utilisés dans l'analyse globale du secteur éolien pour les mesures effectuées à Christopher Point. Le secteur du Pacifique/Juan de Fuca est séparé du secteur canadien par une ligne qui s'étend vers le nord-ouest à partir de Christopher Point, le long de la rive nord du détroit de Juan de Fuca et à l'extérieur vers l'océan Pacifique à la baie Barkley. Le secteur canadien est séparé du secteur des États-Unis par une ligne qui s'étend vers le nord-est à partir de Christopher Point, qui traverse l'extrémité nord de l'île Orcas et passe dans l'extrémité sud du lac Harrison. Le secteur des États-Unis est séparé du secteur du Pacifique/Juan de Fuca par une ligne qui s'étend vers l'ouest à partir du sud-ouest de Christopher Point, jusqu'à l'extrémité nord de la péninsule olympique et passant juste au sud du lac Ozette.

 

Comme l’indique la figure 11.2, sur une base annuelle, les concentrations de carbone noir (58 %) étaient plus importantes dans les secteurs canadiens (Canada + local), tandis que les concentrations de SO2 (58 %) et de O3 (49 %) étaient plus importantes dans le secteur source américain. Les contributions des secteurs canadiens et américains étaient relativement semblables pour les MP2,5, le NO et le NO2. Les contributions locales représentaient 10 à 16 % de la concentration totale de chaque polluant. Le secteur du Pacifique/Juan de Fuca est celui dont la contribution a été la moins importante, avec 13 % de la concentration, la contribution la plus élevée étant pour l’ozone. Les contributions de chaque secteur variaient selon les saisons; le secteur source américain dominait au printemps et les secteurs sources canadiens dominaient pendant l’hiver (Vingarzan et al., 2007).

 

Figure 11.2 Analyse du secteur éolien indiquant les contributions en pourcentage de chaque secteur aux polluants mesurés à Christoper Point pendant l’année entière. Les contributions canadiennes sont indiquées en tant que locales (vert) et transportées (violet). (Adapté de Vingarzan et al., 2007)

Figure 11.2 Analyse du secteur éolien indiquant les contributions en pourcentage de chaque secteur aux polluants mesurés à Christoper Point pendant l’année entière. Les contributions canadiennes sont indiquées en tant que locales (vert) et transportées (violet). (Adapté de Vingarzan et al., 2007) (Voir la description ci-dessous)

Description de la figure 11.2

La figure 11.2 est un diagramme à barres empilées avec des barres pour l'ozone, les MP2,5, le NO, le NO2, le SO2 et le carbone noir réparties selon les contributions en pourcentage du secteur du Pacifique/Juan de Fuca, du secteur des États-Unis, du secteur local, et du secteur canadien.

Pour l'ozone, la contribution en pourcentage du secteur du Pacifique/Juan de Fuca était d'environ 12 %, la contribution en pourcentage du secteur des États-Unis était d'environ 50 %, la contribution en pourcentage du secteur local était d'environ 10 %, et la contribution en pourcentage du secteur canadien était d'environ 28 %.

Pour les MP2,5, la contribution en pourcentage du secteur du Pacifique/Juan de Fuca était d'environ 10 %, la contribution en pourcentage du secteur des États-Unis était d'environ 42 %, la contribution en pourcentage du secteur local était d'environ 13 %, et la contribution en pourcentage du secteur canadien était d'environ 35 %.

Pour le NO, la contribution en pourcentage du secteur du Pacifique/Juan de Fuca était d'environ 5 %, la contribution en pourcentage du secteur des États-Unis était d'environ 50 %, la contribution en pourcentage du secteur local était d'environ 15 %, et la contribution en pourcentage du secteur canadien était d'environ 30 %.

Pour le NO2, la contribution en pourcentage du secteur du Pacifique/Juan de Fuca était d'environ 5 %, la contribution en pourcentage du secteur des États-Unis était d'environ 47 %, la contribution en pourcentage du secteur local était d'environ 16 %, et la contribution en pourcentage du secteur canadien était d'environ 32 %.

Pour le SO2, la contribution en pourcentage du secteur du Pacifique/Juan de Fuca était d'environ 5 %, la contribution en pourcentage du secteur des États-Unis était d'environ 57 %, la contribution en pourcentage du secteur local était d'environ 17 %, et la contribution en pourcentage du secteur canadien était d'environ 21 %.

Pour le carbone noir, la contribution en pourcentage du secteur du Pacifique/Juan de Fuca était d'environ 4 %, la contribution en pourcentage du secteur des États-Unis était d'environ 37 %, la contribution en pourcentage du secteur local était d'environ 16 %, et la contribution en pourcentage du secteur canadien était d'environ 43 %.

 

Les résultats de cette étude indiquent que la pollution atmosphérique traverse la frontière internationale et qu’elle est étroitement liée aux régimes météorologiques et à la période de l’année. Globalement, l’incidence transfrontalière semble être relativement égale, car le Canada et les États-Unis contribuent tous deux aux polluants qui traversent la frontière internationale.

11.1.2 Analyse des rétrotrajectoires à l’île Saturna et dans la vallée du bas Fraser

En raison de la topographie variée de la côte ouest, les simulations du modèle météorologique à haute résolution (4 km) effectuées par Environnement Canada ont été utilisées pour calculer des rétrotrajectoires détaillées pour l’île Saturna, Abbotsford et Chilliwack en vue de déterminer la nature et l’ampleur du transport transfrontalier de l’ozone. Une analyse typologique a été effectuée pour déterminer les voies de transport privilégiées (Brook et al., 2011).

La figure 11.3 indique des types de rétrotrajectoires à méso-échelle sur une journée pour l’ozone au site du Réseau canadien d’échantillonnage des précipitations et de l’air (RCEPA) de l’île Saturna.

 

Figure 11.3 Rétrotrajectoires à méso-échelle en une journée regroupées pour l’O3au site RCEPA sur l’île Saturna (décembre 2003 à mars 2005). (Brook et al., 2011)

Figure 11.3 Rétrotrajectoires à méso-échelle en une journée regroupées pour l’O&lt;sub&gt;3&lt;/sub&gt; au site RCEPA sur l’île Saturna (décembre 2003 à mars 2005). (Brook et al., 2011) (Voir la description ci-dessous)

Remarques : La trajectoire moyenne (C1 – rouge, C2 – vert et C3 – bleu) pour trois types distincts de rétrotrajectoires à méso-échelle est illustrée ici. La hauteur d’arrivée de la masse d’air a été établie à 50 m. Les dimensions verticales ne sont pas présentées ici.

Description de la figure 11.3

La figure 11.3 est une carte au trait du sud-ouest de la Colombie-Britannique, de l'ouest de Washington et du nord-ouest de l'Oregon. Elle s'étend de l'emplacement de l'île Denny au nord, à peu près, jusqu'à l'emplacement de Salem en Oregon au sud, à peu près, et aussi loin à l'est que Walla Walla, au Washington. La trajectoire moyenne (C1 – rouge, C2 – vert et C3 – bleu) pour trois types distincts de rétrotrajectoires à méso-échelle pour l'île Saturna est illustrée. La hauteur d'arrivée de la masse d'air a été établie à 50 m. Les dimensions verticales ne sont pas présentées.

La trajectoire C1 arrive du sud-est, comme son origine est l'extrémité sud de la baie Willapa. De la baie Willapa, la trajectoire s'étend sur une douce courbe à l'est et au nord du parc Olympique et continue en direction un peu à l'est et au nord jusqu'à l'île Whidbey. Elle prend ensuite un virage nord-ouest et passe sur le côté sud-ouest de l'île Orcas avant d'atteindre l'île Saturna.

La trajectoire C2 arrive du nord-ouest, à partir de son point d'origine à l'extrémité nord de l'île de Vancouver, un peu sous l'île Hope. À partir de cet endroit, elle passe d'abord au sud de la péninsule de Brooks avant de tourner en direction sud-est le long de la côte ouest de l'île de Vancouver jusqu'au détroit Nootka. La trajectoire continue dans la même direction sud-est d'un bout à l'autre de l'île de Vancouver et traverse la côte à Duncan avant d'arriver à Saturna.

La trajectoire C3 arrive du nord, à partir de son point d'origine sur la côte est de l'île de Vancouver, un peu au sud de Nanaimo. De Nanaimo, elle traverse le détroit de Georgie jusqu'à la baie Boundary, et tourne ensuite au sud pour arriver à Saturna.

 

Les concentrations maximales d’ozone pendant l’été (moyennes sur six heures proches de 60 ppb) sont associées à un écoulement stagnant, à un déplacement lent, dans le sens horaire (C3), généralement associé à des conditions anticycloniques et à une stagnation régionale estivale. Par contre, les niveaux d’ozone élevés en automne, en hiver et au début du printemps (concentrations moyennes sur six heures dans la fourchette de 40 ppb) sont associés à un écoulement à déplacement rapide et à plus grande distance en direction du nord-ouest (Vingarzan et al., 2007). Les concentrations d’ozone au printemps à l’île Saturna ont été associées à des directions d’écoulement variables, à savoir des flux en direction du nord-ouest, au début du printemps, qui cèdent la place à des flux en direction du sud (C1) au-dessus de Puget Sound, dans l’État de Washington, et des flux stagnants locaux à l’approche de l’été. On a découvert un régime d’écoulement semblable pour Abbotsford (non illustré) (Brook et al., 2011).

Plus à l’est dans la vallée du bas Fraser, à Chilliwack (figure 11.4), deux directions d’écoulement ont été associées à une concentration d’ozone élevée en été (valeurs maximales moyennes sur six heures comprises entre 60 et 70 ppb) : un débit sortant vers le nord-est (C3) et un écoulement plus léger en direction du sud-ouest, approximativement (C1), qui traversent la région du comté de Whatcom, dans l’État de Washington, jusqu’en Colombie-Britannique (Brook et al., 2011).

 

Figure 11.4 Rétrotrajectoires à més-oéchelle en une journée regroupées pour l’O3à l’aéroport de Chilliwack (décembre 2003 à mars 2005). (Brook et al., 2011)

Figure 11.4 Rétrotrajectoires à més-oéchelle en une journée regroupées pour l’O&lt;sub&gt;3&lt;/sub&gt; à l’aéroport de Chilliwack (décembre 2003 à mars 2005). (Brook et al., 2011) (Voir la description ci-dessous)

Remarques : La trajectoire moyenne (C1 – rouge, C2 – vert et C3 – bleu) pour trois types distincts de rétrotrajectoires à méso-échelle est illustrée ici. La hauteur d’arrivée de la masse d’air a été établie à 50 m. Les dimensions verticales ne sont pas présentées ici.

Description de la figure 11.4

La figure 11.4 est une carte au trait du sud-ouest de la Colombie-Britannique, de l'ouest de Washington et du nord-ouest de l'Oregon. Elle s'étend d'environ l'emplacement de Bella Coola au nord jusqu'à environ l'emplacement de Portland en Oregon au sud. Elle s'étend aussi loin à l'est que la frontière entre Washington et Idaho, et aussi loin à l'ouest que Port Hardy. La trajectoire moyenne (C1 – rouge, C2 – vert et C3 – bleu) pour trois types distincts de rétrotrajectoires à méso-échelle pour l'aéroport de Chilliwack est illustrée. La hauteur d'arrivée de la masse d'air a été établie à 50 m. Les dimensions verticales ne sont pas présentées.

La trajectoire C1 arrive du sud-ouest, de son point d'origine dans le détroit de Juan de Fuca un peu au sud de Victoria, en Colombie-Britannique, avant de se déplacer sur une ligne presque droite jusqu'à l'aéroport de Chilliwack.

La trajectoire C2 arrive du sud, de son point d'origine à Longview, dans l'État de Washington. De Longview, la trajectoire se déplace vers le nord-est jusqu'à la région de Snoqualmie et ensuite vers le nord jusqu'à l'aéroport de Chilliwack.

La trajectoire C3 arrive du nord-est, de son point d'origine dans l'intérieur de la Colombie-Britannique (à un endroit près de Salmon Arm). La trajectoire se déplace brièvement vers le sud-ouest, et ensuite vers le sud, avant de faire un long déplacement vers le sud-ouest jusqu'à l'aéroport de Chilliwack.

 

On a comparé les types de trajectoires à méso-échelle de Saturna et Chilliwack pour l’ozone à des types obtenus à partir des trajectoires à plus faible résolution du Centre météorologique canadien (CMC) (non illustré), qui couvre des périodes plus longues. Dans les deux cas, les trajectoires du Centre météorologique canadien et les trajectoires à méso-échelles ont pu déterminer les mêmes régimes d’écoulement généraux dominants qui influencent les concentrations maximales d’ozone en été, même si les trajectoires à méso-échelle décrivaient de manière plus précise les écoulements autour des éléments géographiques (Brook et al., 2011).

Les trajectoires du Centre météorologique canadien à plus faible résolution ont été utilisées pour évaluer le transport des MP2,5vers Chilliwack (figure 11.5). Ces dernières indiquaient que dans le cas de Chilliwack, les concentrations plus élevées de MP2,5 au printemps, en été et en automne étaient liées à deux types de transport associés à des écoulements plus légers et plus stagnants. L’une de ces trajectoires venait de l’est sud-est (ESE), tandis que l’autre était un léger écoulement provenant de la direction ouest-nord-ouest (N-N-O : L) et passant au-dessus de la zone métropolitaine de Vancouver. Les niveaux plus faibles de MP2,5étaient associés à des écoulements S-S-O et O-S-O (Brook et al., 2011).

 

Figure 11.5 (a) Vecteurs moyens des types de trajectoires du Centre météorologique canadien des données disponibles sur les MP2,5 à Chilliwack obtenus pendant la période 1995 à 2005 et (b) diagramme de quartiles des MP2,5 saisonnières par types de trajectoires à Chilliwack (Brook et al., 2011).

Figure 11.5 (a) Vecteurs moyens des types de trajectoires du Centre météorologique canadien des données disponibles sur les MP2,5 à Chilliwack obtenus pendant la période 1995 à 2005 et (b) diagramme de quartiles des MP2,5 saisonnières par types de trajectoires à Chilliwack (Brook et al., 2011).

Remarques : Le « L » accolé aux flux directionnels dans la figure (a) fait référence à des vents légers. Les répartitions saisonnières dans la figure (b) sont : mars-avril-mai (MAM), juin-juillet-août (JJA), septembre-octobre-novembre (SON) et décembre-janvier-février (DJF). Basé sur des données horaires.

Description de la figure 11.5

La figure 11.5 est composée de deux diagrammes. Le diagramme A à la gauche montre une carte au trait de l'Amérique du Nord, qui s'étend de l'extrémité de la péninsule de la Basse-Californie à l'océan Arctique, et à l'est, jusqu'au lac Michigan. Cinq vecteurs moyens des types de trajectoires du Centre météorologique canadien pour les données sur les MP2,5 à Chilliwack sont montrés. Ils ont été obtenus pendant la période 1995 à 2005. Le type de trajectoire ONO arrive de l'ouest par le nord-ouest, ayant comme point d'origine le golfe d'Alaska un peu au sud de la péninsule de l'Alaska. Le type de trajectoire ONO:L (le « L » désigne un vent léger) arrive également de l'ouest par le nord-ouest, mais il a un élément du nord légèrement accru. Le type de trajectoire ONO:L a comme point d'origine la côte ouest de Haida Gwaii. Le type de trajectoire OSO arrive d'un peu au sud-ouest, ayant comme point d'origine les eaux extracôtières à l'ouest de l'île de Vancouver. Le type de trajectoire SSO arrive du sud par le sud-ouest, ayant comme point d'origine la zone extracôtière du nord de la Californie. Le type de trajectoire SSO:L arrive également du sud par le sud-ouest, ayant comme point d'origine le large des côtes de l'Oregon. Le type de trajectoire ESE arrive de l'est par le sud-est, son point d'origine étant au peu au sud-est de Chilliwack à la frontière canado-américaine.

Le diagramme B est un tracé en rectangle et moustaches qui montre la concentration de MP2,5 (en µg/m3), répartie en fonction des quatre saisons (mars – avril – mai, juin – juillet – août, septembre – octobre – novembre, et décembre – janvier – février); de plus, chacune des quatre saisons est répartie selon les types de trajectoire présentés dans le diagramme A. Le graphique est basé sur les données horaires.

Voici les données pour mars, avril et mai :

  • Le type de trajectoire ESE avait une médiane d'environ 7 µg/m3, une moyenne d'environ 8 µg/m3, un écart interquartile d'environ 5 à 10 µg/m3, et une fourchette complète d'environ 2,5 à 18 µg/m3.
  • Le type de trajectoire SSO avait une médiane d'environ 5 µg/m3, une moyenne d'environ 5 µg/m3, un écart interquartile d'environ 3 à 5 µg/m3, et une fourchette complète d'environ 2 à 7,5 µg/m3.
  • Le type de trajectoire SSO:L avait une médiane d'environ 5 µg/m3, une moyenne d'environ 5,5 µg/m3, un écart interquartile d'environ 3 à 7 µg/m3, et une fourchette complète d'environ 2 à 12 µg/m3.
  • Le type de trajectoire ONO avait une médiane d'environ 6 µg/m3, une moyenne d'environ 6 µg/m3, un écart interquartile d'environ 4 à 7 µg/m3, et une fourchette complète d'environ 2,5 à 11 µg/m3.
  • Le type de trajectoire ONO:L avait une médiane d'environ 7 µg/m3, une moyenne d'environ 7 µg/m3, un écart interquartile d'environ 5 à 8 µg/m3, et une fourchette complète d'environ 2,5 à 14 µg/m3.
  • Le type de trajectoire OSO avait une médiane d'environ 5 µg/m3, une moyenne d'environ 5 µg/m3, un écart interquartile d'environ 4 à 6 µg/m3, et une fourchette complète d'environ 2 à 8 µg/m3.

Voici les données pour juin, juillet et août :

  • Le type de trajectoire ESE avait une médiane d'environ 10 µg/m3, une moyenne d'environ 10 µg/m3, un écart interquartile d'environ 7 à 14 µg/m3, et une fourchette complète d'environ 3 à 19 µg/m3.
  • Le type de trajectoire SSO avait une médiane d'environ 5 µg/m3, une moyenne d'environ 5 µg/m3, un écart interquartile d'environ 4 à 5,5 µg/m3, et une fourchette complète d'environ 2,5 à 7,5 µg/m3.
  • Le type de trajectoire SSO:L avait une médiane d'environ 5,5 µg/m3, une moyenne d'environ 6 µg/m3, un écart interquartile d'environ 4 à 7 µg/m3, et une fourchette complète d'environ 2,5 à 14 µg/m3.
  • Le type de trajectoire ONO avait une médiane d'environ 6 µg/m3, une moyenne d'environ 7 µg/m3, un écart interquartile d'environ 5 à 8 µg/m3, et une fourchette complète d'environ 2,5 à 15 µg/m3.
  • Le type de trajectoire ONO:L avait une médiane d'environ 8 µg/m3, une moyenne d'environ 8,5 µg/m3, un écart interquartile d'environ 6 à 11 µg/m3, et une fourchette complète d'environ 3 à 15 µg/m3.
  • Le type de trajectoire OSO avait une médiane d'environ 5 µg/m3, une moyenne d'environ 5,5 µg/m3, un écart interquartile d'environ 3 à 6 µg/m3, et une fourchette complète d'environ 2 à 12,5 µg/m3.

Voici les données pour septembre, octobre et novembre :

  • Le type de trajectoire ESE avait une médiane d'environ 9 µg/m3, une moyenne d'environ 10 µg/m3, un écart interquartile d'environ 5,5 à 12,5 µg/m3, et une fourchette complète d'environ 3 à 18,5 µg/m3.
  • Le type de trajectoire SSO avait une médiane d'environ 5 µg/m3, une moyenne d'environ 5,5 µg/m3, un écart interquartile d'environ 4 à 6 µg/m3, et une fourchette complète d'environ 2,5 à 10 µg/m3.
  • Le type de trajectoire SSO:L avait une médiane d'environ 6,5 µg/m3, une moyenne d'environ 7 µg/m3, un écart interquartile d'environ 4,5 à 8 µg/m3, et une fourchette complète d'environ 2,5 à 14 µg/m3.
  • Le type de trajectoire ONO avait une médiane d'environ 6,5 µg/m3, une moyenne d'environ 6,5 µg/m3, un écart interquartile d'environ 5 à 7,5 µg/m3, et une fourchette complète d'environ 3 à 12 µg/m3.
  • Le type de trajectoire ONO:L avait une médiane d'environ 7 µg/m3, une moyenne d'environ 8 µg/m3, un écart interquartile d'environ 5 à 11 µg/m3, et une fourchette complète d'environ 3 à 18,5 µg/m3.
  • Le type de trajectoire OSO avait une médiane d'environ 5,5 µg/m3, une moyenne d'environ 6 µg/m3, un écart interquartile d'environ 4 à 5,5 µg/m3, et une fourchette complète d'environ 2,5 à 12 µg/m3.

Voici les données pour décembre, janvier et février :

  • Le type de trajectoire ESE avait une médiane d'environ 5 µg/m3, une moyenne d'environ 5,5 µg/m3, un écart interquartile d'environ 2,5 à 7,5 µg/m3, et une fourchette complète d'environ 1,5 à 12,5 µg/m3.
  • Le type de trajectoire SSO avait une médiane d'environ 5 µg/m3, une moyenne d'environ 5 µg/m3, un écart interquartile d'environ 3 à 7 µg/m3, et une fourchette complète d'environ 2,5 à 10 µg/m3.
  • Le type de trajectoire SSO:L avait une médiane d'environ 5 µg/m3, une moyenne d'environ 5 µg/m3, un écart interquartile d'environ 3 à 7 µg/m3, et une fourchette complète d'environ 2 à 10,5 µg/m3.
  • Le type de trajectoire ONO avait une médiane d'environ 5,5 µg/m3, une moyenne d'environ 5,5 µg/m3, un écart interquartile d'environ 3,5 à 7,5 µg/m3, et une fourchette complète d'environ 2,5 à 10 µg/m3.
  • Le type de trajectoire ONO:L avait une médiane d'environ 5 µg/m3, une moyenne d'environ 5 µg/m3, un écart interquartile d'environ 3 à 7 µg/m3, et une fourchette complète d'environ 2 à 12 µg/m3.
  • Le type de trajectoire OSO avait une médiane d'environ 5 µg/m3, une moyenne d'environ 5 µg/m3, un écart interquartile d'environ 3,5 à 7,5 µg/m3, et une fourchette complète d'environ 2 à 9,5 µg/m3.

 

Le Centre météorologique canadien a aussi réalisé des analyses typologiques pour plusieurs sites du réseau IMPROVEaux États-Unis, situés au sud de la frontière avec la Colombie-Britannique, dans l’État de Washington. Les résultats (non illustrés) indiquent que les sites des parcs nationaux avaient tendance à avoir les concentrations de MP2,5 les plus élevées pendant la période estivale, tandis que les sites plus influencés par le milieu urbain, dans la région de Puget Sound, avaient des concentrations maximales de MP2,5 pendant l’hiver. Ces dernières sont en accord avec la combustion du bois et les hauteurs de couche limite faibles pendant la saison froide. Dans certains cas, la direction de l’écoulement, associée à des concentrations maximales de MP2,5, coïncidait avec un écoulement vers l’ouest dans la vallée du bas Fraser (parc national des North Cascades), alors que dans d’autres cas, elle coïncidait avec le transport de Puget Sound (parc national Olympique). Il convient toutefois de souligner que ces sites étaient limités à deux ou trois ans de données, et qu’à ce titre, le niveau d’incertitude est supérieur par rapport aux sites canadiens.

11.1.3 Analyse des rétrotrajectoires à Snoqualmie Pass

Le Département de l’Écologie de l’État de Washington a mené une analyse des rétrotrajectoires sur environ cinq ans sur des champs éoliens deux fois par jour à l’aide du modèle météorologique de cinquième génération (MM5) de Penn State/NCAR à une résolution de 12 km. Cette analyse a été effectuée à l’appui du Washington State Visibility Protection State Implementation Plan (SIP) (plan de mise en œuvre d’État dans le cadre de la protection et de la visibilité de l’État de Washington). Une analyse des trajectoires a été appliquée pour déterminer les zones de contribution sources probables pour deux sites de surveillance à long terme utilisés pour l’examen du Visibility SIP. On a examiné des trajectoires sur 12 heures se terminant à Snoqualmie Pass et à Mont Rainier concernant en particulier les meilleurs jours de visibilité, et les pires, de 1997, 1998 et 1999. L’étude a également examiné la répartition saisonnière des zones concernant lesquelles les émissions devraient contribuer à la qualité de l’air à ces deux sites (Van Haren, 2002).

Les rétrotrajectoires de Snoqualmie fournissent un bon exemple de transport transfrontalier. La figure 11.6 indique clairement les trajectoires qui entrent dans le bassin atmosphérique de Puget Sound à partir d’un certain nombre de régions sources, notamment le bassin canadien de Georgia Basin. L’analyse indique que les trajectoires transfrontalières en provenance de Georgia Basin sont plus fréquentes au printemps et à l’automne.

 

Figure 11.6 Répartition des trajectoires de 12 heures de l’automne à Snoqualmie Pass, Washington (Van Haren, 2002).

Figure 11.6 Répartition des trajectoires de 12 heures de l’automne à Snoqualmie Pass, Washington (Van Haren, 2002). (Voir la description ci-dessous)

Remarques : Chaque trajectoire a une durée de 12 heures et se termine à environ 150 mètres au-dessus du site de surveillance. Les segments de trajectoires supérieurs à 500 m au-dessus de la surface sont ignorés.

Description de la figure 11.6

La figure 11.6 est une capture d'écran des résultats du modèle météorologique de cinquième génération (MM5) de Penn State/NCAR à une résolution de 12 km pour les trajectoires de 12 heures à Snoqualmie Pass. L'image sous-jacente est une carte au trait du sud de la Colombie-Britannique, de l'Alberta et de la Saskatchewan, ainsi que de la totalité des États de Washington, de l'Oregon, et de l'Idaho. Le tiers nord des États de Californie, de Nevada et d'Utah est également inclus, ainsi que l'ouest des États de Wyoming et de Montana. Un diagramme de la densité des trajectoires est superposé sur la carte. Une note indique que chaque trajectoire a une durée de 12 heures et se termine à environ 150 mètres au-dessus du site de surveillance. Les segments de trajectoires supérieurs à 500 m au-dessus de la surface sont ignorés. Le nombre le plus élevé de trajectoires trouvent leur origine dans l'État de Washington; toutefois, il y a une densité importante qui prend naissance dans la partie sud de l'île de Vancouver et l'est du détroit de Juan de Fuca. Une densité importante trouve également son origine dans le nord-ouest de l'Oregon. Les trajectoires arrivent d'aussi loin que le coin sud-est de l'Alberta, le nord de l'Idaho, et le nord-ouest de la Californie.

 

Les trajectoires en été (non illustrées) sont plus courtes par rapport aux autres saisons, ce qui sous-entend des contributions moins importantes des sources transfrontalières. Ce n’est pas le cas pour les trajectoires en automne indiquées dans la figure 11.6, qui sont plus longues; on constate également une augmentation marquée du nombre de parcelles d’air qui pénètrent dans le bassin atmosphérique par le portail du détroit de Haro.

Une analyse des trajectoires associées aux 20 % des cas où la visibilité était la plus défavorable à Snoqualmie est indiquée dans la figure 11.7. Les trajectoires pendant les jours les plus défavorables ont passé une bonne partie du temps sur les zones peuplées de Puget Sound (Van Haren, 2002).

 

Figure 11.7 Trajectoires de 12 heures associées aux 20 % des cas où la visibilité était la plus défavorable à Snoqualmie Pass, Washington (Van Haren, 2002).

Figure 11.7 Trajectoires de 12 heures associées aux 20 % des cas où la visibilité était la plus défavorable à Snoqualmie Pass, Washington (Van Haren, 2002). (Voir la description ci-dessous)

Remarques : Chaque trajectoire a une durée de 12 heures et se termine à environ 150 mètres au-dessus du site de surveillance. Les segments de trajectoires supérieurs à 500 m au-dessus de la surface sont ignorés.

Description de la figure 11.7

La figure 11.7 est une capture d'écran des résultats du modèle météorologique de cinquième génération (MM5) de Penn State/NCAR à une résolution de 12 km pour les trajectoires de 12 heures associées aux 20 % des cas où la visibilité était la plus défavorable à Snoqualmie Pass. L'image sous-jacente est la même que dans la figure 11.6, c'est-à-dire une carte au trait du sud de la Colombie-Britannique, de l'Alberta et de la Saskatchewan, ainsi que de la totalité des États de Washington, de l'Oregon, et d'Idaho. Le tiers nord des États de Californie, de Nevada et d'Utah est également inclus, ainsi que l'ouest des États de Wyoming et de Montana. Un diagramme de la densité des trajectoires est superposé sur la carte. Une note indique que chaque trajectoire a une durée de 12 heures et se termine à environ 150 mètres au-dessus du site de surveillance. Les segments de trajectoires supérieurs à 500 m au-dessus de la surface sont ignorés. La plupart des trajectoires dans la figure 11.7 passent une période de temps importante dans la partie sud de Puget Sound. Les trajectoires sont beaucoup plus courtes que dans la figure 11.6; les trajectoires les plus longues proviennent du sud de l'île de Vancouver, du sud et du centre de l'État de Washington, et de la zone côtière juste au nord d'Astoria.

 

Les trajectoires de 12 heures pendant les jours les plus défavorables sont remarquablement plus courtes que toute autre trajectoire saisonnière ou pendant les journées les plus favorables. Les journées les plus favorables (non illustrées) sont caractérisées par des vitesses de vent plus élevées qui viennent de l’ouest ou du sud ouest. Dans le cas de Snoqualmine, l’analyse des trajectoires laisse entendre que les sources locales dominent, même s’il existe aussi une série de trajectoires associées à la faible visibilité qui descendent à partir du détroit de Haro (Van Haren, 2002).

11.1.4 Études de modélisation des émissions – « Annulation »

L’une des manières d’estimer le transport transfrontalier des polluants est d’effectuer des simulations d’« annulation », grâce auxquelles les émissions d’une région source sont remises à zéro; les résultats sont ensuite comparés à une simulation non perturbée. Il convient de noter que dans le cas des polluants qui subissent des transformations chimiques, les simulations d’annulation n’indiquent pas une détermination réaliste de la source en raison de la nature dynamique des transformations chimiques atmosphériques; néanmoins la différence entre les deux simulations fournit une estimation des effets des émissions provenant de la région source sur le bassin atmosphérique récepteur. Le système de modélisation CMAQ a été appliqué à une résolution de 12 km pour une simulation d’annulation dans la région de Georgia Basin et de Puget Sound, où les émissions anthropiques canadiennes et américaines ont été, chacune leur tour, remises à zéro pour déterminer les effets des écoulements transfrontaliers d’ozone et de MP2,5sur l’autre pays (RWDI, 2003). Les scénarios de base utilisés dans cette étude sont les mêmes que ceux décrits dans le chapitre précédent, à savoir le chapitre 10 : Modélisation de la qualité de l’air à l’échelle régionale, incluant un scénario en été (du 9 au 31 août 2001) et un scénario en hiver (du 1er au 13 décembre 2002). Le scénario de référence de l’été 2001 se compose d’une variété de conditions météorologiques estivales, y compris plusieurs jours d’air chaud et stagnant accompagné d’épisodes de mauvaise qualité de l’air. Le scénario d’hiver couvre également une période au cours de laquelle des conditions stagnantes propices à des concentrations élevées de MP2,5 ont été observées. Il convient de noter que les résultats concernant l’ozone n’ont pas été présentés pour le scénario hivernal, car les basses températures et le rayonnement solaire atténuent la production photochimique.

Émissions américaines – « Annulation » (adapté de RWDI, 2003)

Pour le scénario de référence en été, les concentrations d’ozone ont fortement augmenté dans la région de Seattle et de Puget Sound en raison de l’affaiblissement du titrage de l’ozone (O3) par l’azote (NO) pendant les conditions météorologiques stagnantes. En aval de ces zones urbaines et industrialisées, les concentrations d’ozone étaient beaucoup plus faibles en raison de l’absence d’émissions de NOx précurseurs; toutefois, une certaine production d’ozone (O3) et de MP2,5s’est poursuivie en raison des sources biosynthétiques de NOx, de composés organiques volatils (COV) et d’ammoniac (NH3) sur la partie américaine du domaine. Les concentrations maximales d’ozone dans la vallée du bas Fraser étaient inférieures d’environ 10 ppbv par rapport aux émissions américaines qui subsistent, tandis que les concentrations maximales de MP2,5 dans la région du Grand Vancouver étaient inférieures d’environ 14 µg/m3. En raison des écoulements au large en direction de l’ouest, les panaches d’ozone (O3) et de MP2,5 qui se sont formés sur la vallée du bas Fraser et le détroit de Georgia se sont généralement déplacés vers l’est parallèlement à la frontière canado-américaine plutôt que d’aller et venir d’un côté à l’autre de la frontière. Ces résultats laissent entendre que dans des conditions météorologiques stagnantes, les émissions américaines contribuent aux précurseurs canadiens d’ozone et de matières particulaires. En général, les répercussions du transport transfrontalier des polluants et des précurseurs sont cependant de courte distance et sont limitées à des dizaines de kilomètres de chaque côté de la frontière. Lorsque le vent souffle en provenance du sud-ouest, on n’observe aucun transport important de l’ozone du Canada vers les États-Unis (RWDI, 2003).

Pour la simulation de l’hiver 2002, les concentrations de MP2,5étaient très faibles pendant la phase stagnante dans les environs de Seattle, de Tacoma et de Puget Sound. Lorsque les vents d’est se sont transformés en vents du nord pendant une certaine période, le panache de MP2,5 s’est déplacé de la vallée du bas Fraser et du détroit de Georgia vers la pointe nord de la péninsule olympique et Seattle. D’autres intrusions mineures aux États-Unis se sont produites le long des vallées qui bordent la frontière canado-américaine pendant ces périodes. En revanche, les niveaux de MP2,5 sur l’île de Vancouver étaient plus faibles par rapport au scénario de référence, ce qui indique que les niveaux élevés de MP2,5provenant des États-Unis se déplaçaient généralement vers le nord sur l’île de Vancouver. Pendant les autres jours lors de cet épisode, on a constaté peu de répercussions transfrontalières, voire aucune, du Canada vers les États-Unis en raison des écoulements de vents qui se font principalement de l’est au sud (RWDI, 2003).

Émissions canadiennes – « Annulation » (adapté de RWDI, 2003)

Avec les émissions canadiennes établies à zéro, on a observé une augmentation de l’ozone pendant la période de référence estivale dans la région du Grand Vancouver et dans les voies de circulation maritime en raison des effets de l’affaiblissement du titrage de l’azote. Des diminutions de l’ozone se sont produites en aval de ces régions. Des réductions à grande échelle des MP2,5 ont été constatées aux alentours de la région du Grand Vancouver et sur la côte est de l’île de Vancouver. Une certaine formation d’ozone et de MP2,5 s’est produite dans toute la partie canadienne du domaine en raison des émissions biosynthétiques de composés organiques volatils (COV) et de NOx. En raison des écoulements au large en direction de l’ouest qui dominaient les régions côtières aux États-Unis et au Canada pendant cet épisode, les panaches d’ozone et de MP2,5 qui se sont formés sur les régions urbaines de Seattle et de Portland se sont généralement déplacés sur l’est, parallèlement à la frontière canado-américaine, ce qui entraîne un transport transfrontalier relativement négligeable dans la vallée du bas Fraser et la partie sud du détroit de Georgia. Parfois, les niveaux de MP2,5 dans le centre-nord de Washington étaient inférieurs de 15 à 20 µg/m3 par rapport aux résultats du scénario de référence. Cela laisse entendre qu’une masse d’air pollué en provenance du côté canadien de la frontière, probablement associée aux émissions marines, s’est déplacée vers le sud et est entrée aux États-Unis. On a constaté un transport relativement faible et de courte distance de l’ozone et de ses précurseurs depuis les États-Unis vers la vallée du bas Fraser et les parties sud du détroit de Georgia du 11 au 15 avril. (RWDI, 2003). Par la suite, lorsque des écoulements de vents importants provenaient du sud-ouest, les répercussions transfrontalières sur les niveaux d’ozone étaient plutôt faibles en raison des vitesses du vent assez élevées et de la ventilation subséquente (RWDI, 2003).

Comme pour l’épisode estival, on a observé une forte réduction des MP2,5 aux alentours du Grand Vancouver et de l’est de l’île de Vancouver pendant la phase stagnante. Lorsque les écoulements vers l’est dominent l’ensemble du domaine, les panaches de MP2,5 qui se sont formés sur les régions de Seattle et de Portland se déplacent au large vers l’ouest sur l’océan Pacifique, ce qui n’entraîne aucune répercussion transfrontalière importante des États-Unis sur le Canada. Du 6 au 10 décembre, les régimes d’écoulement de vent bifurquent vers le sud-est, ce qui entraîne le déplacement du panache de MP2,5 de la région de Seattle en direction du nord-est à travers les détroits de Georgia et de Juan de Fuca et sur la côte sud de l’île de Vancouver. Par rapport au scénario de référence hivernal, les concentrations de MP2,5 issues des simulations canadiennes d’« annulation » dans ces régions sont plutôt élevées avec des pics situés à 24 µg/m3, ce qui signifie qu’environ 50 à 60 % des niveaux des scénarios de référence peuvent être attribués au transport depuis les États-Unis (RWDI, 2003).

Conclusions des simulations d’« annulation » du modèle CMAQ

Les scénarios d’annulation ont indiqué des répercussions transfrontalières limitées sur les concentrations d’ozone et de MP2,5pendant l’épisode estival de 2001. L’une des raisons est que la majorité des écoulements de vent de faible niveau pendant cet épisode sont de nature est-ouest, de telle manière que les polluants atmosphériques sont transportés plus ou moins parallèlement à la frontière canado-américaine plutôt que d’aller et venir d’un côté à l’autre de la frontière. En outre, les brises de mer et de terre et les écoulements de montagne et à travers les vallées peuvent provoquer des répercussions transfrontalières locales, mais empêchent généralement le transport à longue distance de la pollution pendant cet épisode.

Le scénario d’hiver indique davantage un problème de transport à longue distance. Par exemple, lorsque le régime d’écoulement de vent venait du sud-est, la masse d’air s’est déplacée sur des distances plus grandes vers le nord, de la région de Seattle vers l’île du Vancouver, le détroit de Georgia et le sud de l’île de Vancouver (RWDI, 2003).

Les résultats de ces simulations d’annulation ont déterminé différents régimes de transport transfrontalier des polluants dans la région et ont indiqué que ces derniers sont régis par la géographie et des conditions météorologiques précises. Tandis qu’on observe un transport à longue distance, ce phénomène se produit vraisemblablement moins souvent que les effets transfrontaliers observés à une échelle plus locale qui se produisent le long de la frontière de la Colombie-Britannique et de Washington et en particulier près de la vallée du bas Fraser et du sud de l’île de Vancouver (RWDI, 2003).

Autres simulations de modélisation des « annulations »

Deux autres études de modélisation des annulations utilisant les modèles CHRONOS et AURAMS à plus faible résolution ont simulé le transport transfrontalier de MP2,5 pendant les mois d’été. Le modèle CHRONOS (pas de grille de 21 km) a été appliqué à l’échelle nationale pour examiner les répercussions des émissions américaines de MP2,5 sur le Canada, et vice versa, pendant les étés 2003 et 2004. La figure 11.8 indique que l’influence maximale des émissions canadiennes sur le niveau des MP2,5dans la région de Puget Sound est comprise entre 0,2 et 1,0 μg/m3. De même, l’influence des émissions américaines sur les niveaux ambiants canadiens de MP2,5 était comprise entre 0,2 et 1,0 μg/m3, avec un pic allant de 1,0 à 2,5 μg/m3 à la frontière entre le bassin atmosphérique de Georgia Basin et de Puget Sound en Colombie-Britannique (Bouchet et al., 2011).

 

Figure 11.8 Carte du modèle CHRONOS représentant (a) l’influence maximale des émissions canadiennes sur les niveaux ambiants de MP2,5 aux États-Unis et (b) l’influence maximale des émissions américaines sur les niveaux ambiants de MP2,5 au Canada pour l’été 2004 (exprimée en tant que sensibilité relative des niveaux de MP2,5 en μg/m3) (adapté de Bouchet et al., 2011).

Figure 11.8 Carte du modèle CHRONOS représentant (a) l’influence maximale des émissions canadiennes sur les niveaux ambiants de MP2,5 aux États-Unis et (b) l’influence maximale des émissions américaines sur les niveaux ambiants de MP2,5 au Canada pour l’été 2004 (exprimée en tant que sensibilité relative des niveaux de MP2,5 en μg/m3) (adapté de Bouchet et al., 2011). (Voir la description ci-dessous)

Remarques : Ces cartes permettent de déterminer les régions américaines sensibles aux changements dans les émissions canadiennes (et vice versa) et fournissent une première estimation de leur niveau de sensibilité.

Description de la figure 11.8

La figure 11.8 est composée de deux diagrammes. Ce sont des cartes au trait englobant la Colombie-Britannique et l'État de Washington, ainsi que les zones adjacentes immédiates du Yukon, des Territoires du Nord-Ouest, de l'Alberta, et des États de Montana, de l'Idaho et de l'Oregon. Les deux diagrammes présentent les résultats des études de modélisation des annulations CHRONOS. Dans les deux cas, des couleurs sont utilisées dans les cartes pour indiquer la sensibilité relative des niveaux de MP2,5 en μg/m3, selon une échelle qui va de -0,1 à plus de 25,0 (par incréments de -0,1; 0,0; 0,1; 0,2; 0,5; 1,0; 2,5; 5,0; 10,0; et 25,0).

Le diagramme de gauche indique l'influence maximale des émissions canadiennes sur les niveaux ambiants de MP2,5 aux États-Unis. Dans le nord-est de Puget Sound, l'influence des émissions canadiennes est de l'ordre de 1 à 2,5 μg/m3. Le long des rives sud et ouest de Puget Sound, et le long de la rive sud du détroit de Juan de Fuca, l'influence des émissions canadiennes est de l'ordre de 0,5 à 1 μg/m3. Dans les régions les plus au sud et à l'ouest du bassin atmosphérique, l'influence des émissions canadiennes est de l'ordre de 0,2 à 0,5 μg/m3.

Le diagramme de droite indique l'influence maximale des émissions américaines sur les niveaux ambiants de MP2,5 au Canada. Dans le côté ouest de la vallée du bas Fraser, immédiatement adjacent à la frontière des États-Unis, l'influence des émissions américaines est de l'ordre de 2,5 à 5 μg/m3. Pour la plus grande partie du reste de la vallée du bas Fraser et la région du Grand Vancouver, l'influence des émissions américaines est de l'ordre de 1 à 2,5 μg/m3. Le long des limites nord et est de la vallée du bas Fraser, l'influence des émissions américaines est de l'ordre de 0,2 à 1 μg/m3. Le long des limites sud et est de l'île de Vancouver, l'influence des émissions américaines est de l'ordre de 0,2 à 0,5 μg/m3.

Une note de la figure indique que ces cartes permettent de déterminer les régions américaines sensibles aux changements dans les émissions canadiennes (et vice versa) et fournissent une première estimation de leur niveau de sensibilité.

 

Le modèle AURAMS (42 km) (non indiqué) a également indiqué que les répercussions prévues des émissions canadiennes sur les niveaux ambiants américains de MP2,5 et les répercussions prévues des émissions américaines sur les niveaux ambiants canadiens de MP2,5 pour 2015 n’étaient pas tellement différents du scénario de référence de 2004, bien que cette étude particulière n’ait pas tenu compte des règlements proposés en cours d’évaluation dans le cadre du Cadre réglementaire sur les émissions atmosphériques au Canada (Bouchet et al., 2011).

Les résultats de ces études transfrontalières indiquent que le transport de l’ozone et des MP2,5 se produit entre les deux bassins atmosphériques tout au long de l’année, selon les régimes météorologiques dominants. Un transport de polluants atmosphériques considérable semblait avoir lieu dans les parties canadiennes et américaines de la vallée du bas Fraser, dans une bande de 100 km de large le long de la frontière, et se déplacer occasionnellement vers l’ouest, vers l’île de Vancouver.

11.2 Transport transfrontalier sur des distances moyennes

Les études décrites dans la section précédente ont indiqué dans quelle mesure les conditions météorologiques peuvent influer sur le transport des polluants au sein des bassins atmosphériques de Georgia Basin et de Puget Sound, et entre ces derniers. Toutefois, des preuves démontrent que les polluants peuvent se déplacer depuis des lieux éloignés de cette région et avoir un effet sur la qualité de l’air local. La prochaine étude documente le transport sur des distances moyennes de la fumée issue des incendies de forêt en Californie.

11.2.1 Panaches des incendies de forêt californiens sur le sud-ouest de la Colombie Britannique

Une saison des feux particulièrement sévère en Caroline du Nord au cours de l’été de 2008 a entraîné deux cas documentés de fumée transportée vers l’Oregon, Washington et le sud-ouest de la Colombie-Britannique. McKendry et al.(2011) ont utilisé une technologie LIDAR au sol et par satellite, l’héliophotométrie et des observations de la chimie en haute altitude à Whistler, en Colombie-Britannique et au mont Bachelor, en Oregon, pour caractériser les propriétés optiques, physiques et chimiques des panaches de fumée issus des incendies de forêt en Caroline du Nord. Les vents du sud ont transporté des fumées denses en direction du nord au début du mois de juillet, puis au début du mois d’août. Les mesures par satellite ont révélé une fumée brumeuse dense s’étendant au sud de la Colombie-Britannique du 30 juin au 3 juillet et du 4 au 7 août. Les conditions météorologiques à cette période étaient constituées d’une couche stable dans la troposphère basse à moyenne en raison d’une inversion de température qui a agi en tant que barrière verticale sur les panaches de fumée tout en remontant vers le nord.

Pendant ces deux événements, les concentrations au sol de MP2,5 à l’aéroport international de Vancouver ont atteint environ 15 μg/m3, soit environ trois fois les concentrations de fond. Les concentrations les plus élevées de MP2,5 ont été enregistrées à Hope le 2 juillet 2008 (environ 40 μg/m3). Toutefois, les 6 et 7 août, les concentrations de MP2,5 à travers la vallée du bas Fraser n’ont pas dépassé 15 μg/m3 (McKendry et al., 2011).

Cette étude met en évidence le fait que la mauvaise qualité de l’air dans la région de Georgia Basin et de Puget Sound peut être touchée par des événements qui se déroulent dans des régions éloignées bien au-delà du contrôle des autorités locales. L’étude précise également l’importance du transport sur des distances moyennes de la fumée dans la région à la lumière des augmentations prévues concernant la fréquence et la gravité des incendies de forêt dans l’ouest de l’Amérique du Nord dans le cadre des scénarios futurs liés aux changements climatiques.

11.3 Transport transfrontalier à longue distance

Les sources locales et régionales ont, de loin, les répercussions les plus importantes sur les concentrations de polluants atmosphériques dans toute région. Toutefois, les contaminants provenant d’une région du globe peuvent être balayés à des altitudes plus élevées et transportés à travers les océans et les continents par des vents forts en altitude. Les masses d’air transportées au-dessus de la Colombie-Britannique proviennent généralement de l’océan Pacifique et sont habituellement relativement propres, en manifestant les caractéristiques des concentrations naturelles de l’hémisphère Nord. Les événements de polluants transportés à grande échelle sont épisodiques par nature et ont tendance à être relativement peu fréquents.

Le transport de la poussière et des polluants en provenant d’Asie de l’Est et de Sibérie a été bien documenté au cours des dernières années. Le transport de polluants de l’Asie vers l’ouest de l’Amérique du Nord prend environ 5 à 6 jours (Jaffe et al., 1999; McKendry et al., 2001) et se produit principalement dans la troposphère libre avec une subsidence faisant redescendre l’air près de l’Amérique du Nord. Bien que la variation soit importante d’une année à l’autre, en moyenne, la contribution continue des matières particulaires en Asie aux niveaux de MP2,5 sur 24 heures dans l’ouest de l’Amérique du Nord est de l’ordre de 0,2 à 1,0 µg/m3, avec la plus grande influence se produisant à des altitudes supérieures à 500 m (Van Curen et Cahill, 2002). Une étude de l’Environmental Protection Agency sur le transport transpacifique effectuée à l’aide de la modélisation avec le modèle CMAQ a donné des résultats semblables, ce qui signifie que l’Asie contribue avec 0,6 à 1,6 μg/m3 aux niveaux moyens mensuels de MP2,5 dans l’ouest des États-Unis (Keating et al., 2005).

Bien que les matières particulaires asiatiques aient des répercussions sur l’Amérique du Nord tout au long de l’année, le transport est généralement élevé au printemps lorsque les conditions météorologiques sont propices à la formation de panaches turgescents au-dessus de la couche limite en Asie et au transport subséquent à travers le Pacifique (Fischer et al., 2009). Les mesures effectuées au mont Whistler dans le bassin atmosphérique de Georgia Basin ont indiqué que les contributions au niveau moyen de sulfate au printemps à ce site élevé étaient de l’ordre de 0,31 μg/m3, avec des niveaux allant jusqu’à 1,5 μg/m3 pendant des épisodes de transport importants (van Donkelaar et al., 2008). D’autres mesures réalisées au mont Whistler par Leaitch et al. (2009) ont associé le sulfate, le nitrate et les matières organiques aux grosses particules de poussière d’origine asiatique.

Les événements de poussière très importants en Asie sont moins fréquents et ne se produisent que tous les trois à cinq ans (Keating et al., 2005). En 1998, d’importantes tempêtes de poussière dans le désert de Gobi ont contribué à 50 % de la charge totale de MP2,5 mesurée dans la vallée du bas Fraser, une charge qui a atteint une valeur maximale de 44 μg/m3 (McKendry, 2006). En 2001, un autre événement important de poussière a provoqué l’augmentation de la concentration moyenne de MP10 à 110 sites du réseau IMPROVEà l’échelle du continent américain de 9 μg/m3 en moyenne (Jaffe et al., 2003).

Bien qu’ils soient rares, la formation de panaches de poussière sur l’Amérique du Nord a été observée dans des régions aussi éloignées que le désert du Sahara. Par l’intermédiaire des extrants du modèle, de l’imagerie satellitaire, des observations de surveillance de surface et des données de l’héliophotomètre, McKendry et al. (2007) ont confirmé que la poussière véhiculée par la tempête de poussière du désert du Sahara en mars 2005 a traversé l’Asie et le Pacifique, puis a progressivement perdu en intensité le long de la côte ouest de l’Amérique du Nord environ 14 jours après. Bien que l’événement n’ait eu qu’un effet mineur sur les concentrations ambiantes de matières particulaires en Colombie-Britannique, c’était la première fois qu’une voie intercontinentale de transport à longue distance (environ 19 000 km) de polluants depuis le Sahara a été documentée.

Outre les matières particulaires et leurs précurseurs, d’autres polluants atmosphériques sont transportés à travers le Pacifique lorsque les conditions météorologiques sont favorables. Des études sur l’ozone de fond dans le nord-ouest du Pacifique indiquent une contribution mesurable des sources asiatiques. La contribution maximale à l’ozone de surface a lieu au printemps et elle est de l’ordre de 3 à 10 ppb (Vingarzan, 2004; Weiss-Penzias, 2004). Une étude portant sur la pollution de l’ozone transpacifique effectuée à l’aide du modèle GEOS-Chem (modèle de transport chimique en trois dimensions à l’échelle mondiale) a donné des résultats semblables, ce qui indique une contribution de l’Asie de 5 à 7 ppbv à la surface au printemps sur l’ouest de l’Amérique du Nord (Zhang et al., 2008). La hausse des émissions anthropiques en Asie entre 2000 et 2006 ont augmenté cette influence de 1 à 2 ppbv. Bien que cette contribution générale soit relativement petite, des épisodes individuels peuvent fortement renforcer les niveaux d’ozone de fond et contribuer aux dépassements des normes régionales et nationales. Les grands incendies de forêt en Sibérie au cours de l’été 2003 semblent avoir eu un impact important sur les niveaux d’ozone en Colombie-Britannique et dans l’État de Washington. À Enumclaw, des concentrations d’ozone moyennes sur huit heures ont atteint 96 ppb le 6 juin 2003, dont 15 ppb étaient attribués au panache des incendies sibériens. Dans la vallée du bas Fraser, les concentrations ambiantes d’ozone ont atteint 80 ppb au cours du même événement et ont été probablement renforcées selon une ampleur semblable par les panaches des incendies canadiens (Jaffe et al., 2004).

Les simulations de sensibilité basées sur les scénarios de changement dans les émissions pour les précurseurs d’ozone indiquent qu’une augmentation de 10 % en Asie provoquerait une hausse de l’ozone de surface dans la région américaine de 0,1 à 0,2 ppbv à la surface et de 0,2 à 0,4 ppbv à 650 et 200 hPa (Wild et Akimoto, 2001). Des contributions plus importantes ont été constatées pendant le printemps et l’automne. Les résultats du modèle GEM-AQ/EC ont indiqué que même si le renforcement de l’ozone (O3) par les émissions d’Asie pouvait aller jusqu’à 10 ppbv de manière épisodique, une diminution de 20 % dans les précurseurs de l’ozone entraînerait uniquement une réduction de 0,3 à 0,5 ppbv de l’ozone dans la partie ouest du Canada.

En termes de moyenne maximale quotidienne d’ozone sur huit heures conforme aux politiques, les simulations de sensibilité (Reidmiller et al., 2009), dans lesquelles les émissions de précurseurs de l’ozone anthropiques ont diminué de 20 % dans quatre régions sources (Asie de l’Est, Asie du Sud, Europe et Amérique du Nord), indiquent que la réponse la plus importante de la moyenne maximale quotidienne d’ozone sur huit heures aux réductions des émissions étrangères additionnées a lieu au printemps dans l’ouest à 0,9 ppbv. L’Asie de l’Est s’est avérée être le contributeur le plus important à la moyenne maximale quotidienne d’ozone sur huit heures dans toutes les fourchettes de répartition de l’ozone pour la plupart des régions (environ 0,45 ppbv de manière générale), suivie de près par l’Europe. Même si les répercussions des émissions étrangères sur l’ozone de surface aux États-Unis ne sont pas négligeables et qu’elles sont de plus en plus préoccupantes, les réductions des émissions nationales de précurseurs de l’ozone restent un bien meilleur moyen de réduire la moyenne maximale quotidienne d’ozone sur huit heures par un facteur de 2 à 10 environ par rapport aux réductions des émissions étrangères.

Les tendances liées au transport de MP2,5 en provenance de l’Asie ne sont pas claires. Un certain nombre d’études n’ont indiqué aucune tendance claire (CNRC, 2009; McKendry, 2006); toutefois, il semble raisonnable de penser qu’une croissance économique rapide et des augmentations des émissions en Asie mèneront à une hausse des concentrations de polluants dans les masses d’air transportées à travers le Pacifique (Keating et al., 2005). De même, une augmentation continue des émissions anthropiques provenant d’Asie devrait accroître le niveau de fond de l’ozone (Vingarzan, 2004; Zhang et al., 2008). Certaines indications précisent que les niveaux d’ozone de fond au-dessus des latitudes moyennes de l’hémisphère Nord ont continué d’augmenter de 0,5 à 2 % par ans au cours des trois dernières décennies (Vingarzan, 2004). Une meilleure compréhension de ces processus mènera, on l’espère, à une image plus complète du transport à longue distance à l’avenir. Toutefois, à l’heure actuelle, il est difficile de caractériser avec précision la manière dont la pollution transportée en altitude altère, au final, la qualité de l’air ou les écosystèmes au niveau du sol, ainsi que de répartir la pollution observée dans les composants nationaux et étrangers (CNRC, 2009).

11.4 Résumé du chapitre

Plusieurs études basées sur les observations du vent et sur la modélisation des rétrotrajectoires indiquent que les polluants traversent la frontière internationale du bassin atmosphérique de Georgia Basin et de Puget Sound et que cela peut se produire à n’importe quel moment de l’année. L’étude sur Christopher Point a lié des niveaux élevés de contaminants à leurs régions sources probables par le biais d’une analyse des vents de surface révélant une forte dépendance saisonnière sur les régimes météorologiques. L’analyse des rétrotrajectoires à trois endroits dans le bassin atmosphérique de Georgia Basin a précisé que les concentrations élevées de l’ozone sont associées à des conditions météorologiques stagnantes pendant l’été. Pendant les autres saisons, la concentration élevée d’ozone peut être le résultat d’un mélange vertical descendant et du transport depuis la troposphère supérieure résultant du passage des fronts météorologiques à l’échelle synoptique. Les concentrations élevées de MP2,5 peuvent se produire à tout moment de l’année dans des conditions stagnantes et les matières particulaires fines peuvent être transportées dans des conditions de vents légers.

La modélisation des résultats a indiqué un transport transfrontalier régulier, mais très localisé, en particulier à travers la frontière internationale dans la vallée de bas Fraser même dans des conditions stagnantes. D’autres régimes d’écoulement en automne, en hiver et au printemps et pendant des périodes instables de l’été, peuvent transporter des polluants et des précurseurs à travers la frontière internationale de façon plus épisodique.

Un scénario de modélisation d’« annulation » des émissions dans lequel les émissions d’un pays sont coupées, suivi par celles de l’autre pays, a été dirigé pour estimer les effets sur la qualité de l’air ambiant dans le bassin atmosphérique. Pendant l’été, les simulations d’annulation indiquent que, dans le cas de régimes météorologiques et synoptiques précis pendant le scénario de référence sélectionné, les répercussions sur la qualité de l’air à l’échelle locale et urbaine liées au transport transfrontalier se produisent le long de la frontière (dans un rayon d’environ 50 km) avec une certaine fréquence. Toutefois, l’incidence du transport à longue distance et régional (sur plus de 100 km) était faible. Les simulations en hiver indiquent un problème plus important de transport à longue distance. Par exemple, avec une configuration des vents venant du sud-est, on a observé le déplacement des panaches de la région de Seattle vers l’île de Vancouver. En général, les régions canadiennes et américaines du bassin atmosphérique présentent un degré d’influence semblable les unes sur les autres en termes de transport de polluants.

La qualité de l’air dans la région de Georgia Basin et de Puget Sound peut également être influencée par un transport des polluants sur des distances moyennes qui proviennent de l’extérieur du bassin atmosphérique. Lors des incendies de forêt dévastateurs en Caroline du Nord pendant l’été 2008, le déplacement de panaches de fumée piégés sous une inversion de température dans la troposphère inférieure à moyenne a été observé sous l’influence des vents en direction du sud dans la région sud-ouest de la Colombie-Britannique, entraînant ainsi des niveaux élevés de MP2,5 dans la vallée du bas Fraser.

Le transport à longue distance des polluants à travers le Pacifique contribue aux niveaux de fond de l’ozone et des MP2,5 dans la région de Georgia Basin et de Puget Sound. De façon périodique, les événements de poussière en Asie et les grands incendies de forêt peuvent avoir des effets locaux à court terme sur la qualité de l’air ambiant.

11.5 Références

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