La qualité de l'air au Québec : évolution spatio-temporelle de l'ozone troposphérique et des matières particulaires

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La qualité de l’air au Québec :

Évolution spatio-temporelle de l’ozone troposphérique et des

matières particulaires

Mémoire

Jean-Philippe Gilbert

Maîtrise en sciences géographiques

Maître en sciences géographiques (M. Sc. géogr.)

Québec, Canada

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La qualité de l’air au Québec :

Évolution spatio-temporelle de l’ozone troposphérique et des

matières particulaires

Mémoire

Jean-Philippe Gilbert

Sous la direction de :

Nathalie Barrette, directrice de recherche

Richard Leduc, codirecteur de recherche

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Résumé du mémoire

La pollution de l’air au Québec fait l’objet d’un bon suivi quotidien pour répondre aux enjeux de la santé publique. Cependant, il y a peu d’analyse concernant les tendances à long terme des polluants et ces analyses ne traitent que des polluants qui ont un impact connu sur la santé humaine. L’un des deux objectifs de ce projet vise donc à faire l’analyse des tendances de dix polluants entre 1974 et 2015 sur le territoire du Québec. Le second est de déterminer les sources de la pollution transfrontalière.

Les polluants à l’étude sont l’ozone troposphérique (O3) et les matières particulaires de

toutes les tailles (<2,5 µm, <10 µm et >10 µm), ainsi que leurs concentrations en nitrates et sulfates. Le déplacement sur de grandes distances de l’O3 et des PM2.5 est aussi analysé,

grâce à la méthodologie des rétrotrajectoires. Des tendances totales, annuelles, mensuelles, hebdomadaires et journalières ont été faites pour comprendre les divers patrons de concentrations des polluants. Puis, lorsque les normes de dépassements étaient disponibles, une analyse temporelle et spatiale de ces dépassements a été faite.

De manière générale, la qualité de l’air au Québec s’est améliorée pour sept des dix polluants à l’étude. L’O3 ainsi que les nitrates qui composent les PM10 (NPM10) sont les

seuls polluants à montrer une augmentation au cours de la période à l’étude. Les PM2.5,

pour leurs parts demeurent stables sur la période d’étude. Spatialement, les concentrations dépendent des polluants ainsi que de leurs sources d’émissions. Pour le transport longue distance de l’O3, les sources associées aux hautes concentrations proviennent du nord du

Québec et du secteur des Grands Lacs canadiens. Le transport longue distance des PM2.5

provient essentiellement du secteur des Grands Lacs.

Mots-clés : Pollution atmosphérique, qualité de l’air, rétrotrajectoires, ozone troposphérique, PM2.5, tendance temporelle, géographie

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Table des matières

Résumé du mémoire ...iii

Liste des figures ... vii

Listes des tableaux ... xiii

Liste des acronymes... xvi

Remerciements ... xvii

Introduction ... 1

Objet d’étude ... 3

Chapitre 1 : Revue de littérature ... 6

1.1 L’ozone troposphérique ... 6

1.2 Les matières particulaires (TSP, PM10 et PM2.5) ... 9

1.2.1 Les sulfates ... 14

1.2.2 Les nitrates ... 15

1.3 Les rétrotrajectoires ... 18

1.4 Résumé de la revue littéraire ... 19

1.5 Problématique de recherche ... 20

1.6 Objectif général et objectifs spécifiques ... 21

1.7 Hypothèses ... 22

Chapitre 2 : Méthodologie ... 25

2.1 Description générale des données ... 25

2.1.1 Données sur les polluants ... 25

2.1.2 Les rétrotrajectoires ... 25

2.2 Méthodes d’échantillonnage ... 26

2.3 Les normes des polluants atmosphériques... 30

2.4 Organisation des fichiers de données ... 32

2.5 Traitement des données ... 37

2.5.1 Prétraitement ... 37

2.6 Analyse des données ... 43

2.6.1 Méthodes pour déterminer les tendances ... 43

2.6.2 Méthodes pour les dépassements de normes ... 43

2.6.3 Méthode pour les rétrotrajectoires ... 44

Chapitre 3 : Résultats ... 47

3.1 Ozone troposphérique ... 47

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3.1.2 Tendances horaires ... 48

3.1.3 Dépassement de normes ... 49

3.1.4 Évolution temporelle selon la catégorisation de l’environnement avoisinant . 56 3.1.5 Rétrotrajectoires ... 61

3.2 Particule totale en suspension (TSP) ... 73

3.2.1 Évolution temporelle ... 73

3.2.3 Évolution temporelle selon la catégorisation de l’environnement avoisinant . 73 3.2.4 Ratio entre les nitrates et les sulfates ... 79

3.3 Nitrates dans les particules totales en suspension (NTSP) ... 79

3.3.2 Évolution temporelle selon la catégorisation de l’environnement avoisinant . 80 3.4 Sulfates dans les particules totales en suspension (STSP) ... 85

3.4.2 Évolution temporelle selon la catégorisation de l’environnement avoisinant . 86 3.5 Particules grossières (PM10) ... 91

3.5.3 Évolution temporelle selon la catégorisation de l’environnement avoisinant . 94 3.5.4 Ratio entre les nitrates et les sulfates ... 99

3.6 Nitrates dans les particules grossières (NPM10) ... 100

3.6.2 Évolution temporelle selon la catégorisation de l’environnement avoisinant101 3.7 Sulfates dans les particules grossières (SPM10) ... 106

3.7.2 Évolution temporelle selon la catégorisation de l’environnement avoisinant107 3.8 Particules fines (PM2.5) ... 111

3.8.2 Tendances horaires ... 112

3.8.4 Évolution temporelle selon la catégorisation de l’environnement avoisinant121 3.8.5 Ratio entre les nitrates et les sulfates ... 126

3.8.6 Rétrotrajectoires des particules fines (PM2.5) ... 127

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vi

3.9.2 Évolution temporelle selon la catégorisation de l’environnement avoisinant140 3.10 Sulfates dans les particules fines (SPM2.5) ... 144

3.10.2 Évolution temporelle selon la catégorisation de l’environnement avoisinant ... 144

Chapitre 4 : Discussion ... 149

4.1 Ozone troposphérique ... 149

4.1.1 Tendances annuelles, horaires, saisonnières et mensuelles ... 149

4.1.2 Rétrotrajectoires ... 154

4.2 Particules totales en suspension (TSP) ... 156

4.2.1 Tendances annuelles, saisonnières et mensuelles ... 156

4.3 Nitrates dans les particules totales en suspension (NTSP) ... 158

4.4 Sulfates dans les particules totales en suspension (STSP) ... 161

4.5 Particules grossières (PM10) ... 162

4.6 Nitrates dans les particules grossières (NPM10) ... 165

4.7 Sulfates dans les particules grossières (SPM10) ... 166

4.8 Particules fines (PM2.5) ... 168

4.8.1 Tendances annuelles, horaires, saisonnières et mensuelles ... 168

4.8.2 Rétrotrajectoires ... 172

4.9 Nitrates dans les particules fines (NPM2.5) ... 174

4.10 Sulfates dans les particules fines (SPM2.5) ... 175

4.11 Récapitulatif ... 177

4.12 Pollution atmosphérique et changements climatiques ... 179

5. Conclusion ... 181

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vii

Liste des figures

Figure 1.2.1 : Efficacité du dépôt des particules en fonction de leurs diamètres, pour les

parties du système respiratoire (Fontan, 2003)………...12

Figure 1.4.1 : Schéma des interrelations entre les polluants à l’étude………20

Figure 2.2.1 : Schéma d’un échantillonneur d’ozone (Earth Observing Laboratory, 2017)………..27

Figure 2.2.2 : Échantillonneur BAM (Met One Instruments, 2010)………..28

Figure 2.2.3 : Schéma d’un échantillonneur TEOM (Queensland Government, 2017)….29 Figure 2.4.1 : Nombre de stations en activité selon les années et les polluants…………...34

Figure 2.4.2 : Carte de la localisation des stations (MDDELCC, 2016)……….35

Figure 2.4.3 : Schéma d’une rétrotrajectoire………..37

Figure 2.5.1.1 : Répartition des divers classements des stations sur le territoire à l’étude..42

Figure 2.6.3.1 : Répartition des stations d’échantillonnage utilisé pour les rétrotrajectoires………..46

Figure 3.1.1.1 : Moyennes annuelles des stations selon l’année, O3………..47

Figure 3.1.2.1 : Cycle journalier de l’O3………48

Figure 3.1.2.2 : Cycle journalier de l’O3 selon les jours de la semaine………...49

Figure 3.1.3.1 : Fréquence de dépassements aux huit heures selon la norme du Québec et selon les années, O3 a) Rural et b) Urbain………...50

Figure 3.1.3.2 : Fréquence de dépassements aux huit heures selon la ligne directrice de l’OMS et selon les années, O3 a) Rural et b) Urbain……….………...51

Figure 3.1.3.3 : Fréquence de dépassements horaires selon la norme du Québec et selon les années, O3 a) Rural et b) Urbain………..……..52

Figure 3.1.3.4 : Proportion des dépassements aux huit heures selon la ligne de l’OMS, O3………..….54

Figure 3.1.3.5 : Proportion des dépassements aux huit heures selon la norme du Québec, O3………...55

(8)

viii

Figure 3.1.4.1 : Évolution des concentrations d’O3 selon les saisons………..……..58

Figure 3.1.4.2 : Cycle annuel de l’O3 selon les régions administratives……….59

Figure 3.1.4.3 : Cycle annuel des O3 selon la catégorisation de l’environnement

avoisinant………...61 Figure 3.1.5.1 : Source des rétrotrajectoires entre 2006-2015 de 36h selon la concentration, station Auclair (1810), Bas-Saint-Laurent, O3………...………..…...63

Figure 3.1.5.2 : Source des rétrotrajectoires entre 2006-2015 de 36h selon la concentration, station Pemonca (2610), Saguenay-Lac-Saint-Jean, O3……….………64

Figure 3.1.5.3 : Source des rétrotrajectoires entre 2006-2015 de 36h selon la concentration, station Primevères (3021), Capitale-Nationale, O3……….66

Figure 3.1.5.4 : Source des rétrotrajectoires entre 2006-2015 de 36h selon la concentration, station Deschambault (3200), Capitale-Nationale, O3………67

Figure 3.1.5.5 : Source des rétrotrajectoires entre 2006-2015 de 36h selon la concentration, station Stukeley (5800), Estrie, O3……….68

Figure 3.1.5.6 : Source des rétrotrajectoires entre 2006-2015 de 36h selon la concentration, station Sainte-Anne-de-Bellevue (6099), Montréal, O3………..70

Figure 3.1.5.7 : Source des rétrotrajectoires entre 2006-2015 de 36h selon la concentration, station La Pêche (7400), Outaouais, O3………..…71

Figure 3.1.6.8 : Source des rétrotrajectoires entre 2006-2015 de 36h selon la concentration, station Bell (8450), Abitibi-Témiscamingue, O3………72

Figure 3.2.1.1 : Moyennes annuelles des stations selon les années, TSP………...73 Figure 3.2.3.1 : Évolution des concentrations selon les saisons et selon les polluants, TSP……….75 Figure 3.2.3.2 : Cycle annuel des TSP selon les régions administratives………...76 Figure 3.2.3.3: Cycle annuel des TSP selon la catégorisation de l’environnement avoisinant………...78 Figure 3.2.4.1 : Moyenne des ratios des nitrates/sulfates dans les TSP, selon les saisons et les années………...79 Figure 3.3.3.1 : Moyennes annuelles des stations selon les années, NTSP………80

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ix

Figure 3.3.2.1: Évolution des concentrations selon les saisons et selon les polluants, NTSP………..81 Figure 3.3.2.2 : Cycle annuel des NTSP selon les régions administratives………83 Figure 3.3.2.4 : Cycle annuel des NTSP selon la catégorisation de l’environnement avoisinant………...85 Figure 3.4.1.1 : Moyennes annuelles des stations selon les années, STSP……….86 Figure 3.4.2.1 : Évolution des concentrations selon les saisons et selon les polluants, STPS………..87 Figure 3.4.2.2 : Cycle annuel des STSP selon les régions administratives……….89 Figure 3.4.2.3 : Cycle annuel des STSP selon la catégorisation de l’environnement avoisinant………...91 Figure 3.5.1.1: Moyennes annuelles des stations selon les années, PM10………...92

Figure 3.5.2.1 Fréquence de dépassements annuelles de la ligne directrice de l’OMS, PM10

Urbain...……….93 Figure 3.5.2.2 : Proportion des dépassements annuels selon la ligne directrice de l’OMS,

PM10………..……… ....94

Figure 3.5.3.1 : Évolution des concentrations selon les saisons et selon les polluants,

PM10………...95

Figure 3.5.3.2: Cycle annuel des PM10 selon les régions administratives………..…97

Figure 3.5.3.3 : Cycle annuel des PM10 selon la catégorisation de l’environnement

avoisinant………...99 Figure 3.5.4.1 : Moyenne des ratios des nitrates/sulfates dans les PM10, selon les saisons

et les années………..100 Figure 3.6.1.1 : Moyennes annuelles des stations selon les années, NPM10…………...101

NPM10……….……….102

Figure 3.6.2.2 : Cycle annuel des NPM10 selon les régions administratives………104

Figure 3.6.3.3 : Cycle annuel des NPM10 selon la catégorisation de l’environnement

(10)

x

Figure 3.7.1.1 : Moyennes annuelles des stations selon les années, SPM10……….…….107

Figure 3.7.2.1 : Évolution des concentrations selon les saisons et selon les polluants, SPM10………..…….108

Figure 3.7.2.2 : Cycle annuel des SPM10 selon les régions administratives……….109

Figure 3.7.2.3 : Cycle annuel des SPM10 selon la catégorisation de l’environnement avoisinant……….111

Figure 3.8.1.1 : Moyennes annuelles des stations selon les années, PM2.5………...112

Figure 3.8.2.1 : Moyenne du cycle journalier, PM2.5………...113

Figure 3.8.2.2 : Cycle journalier des PM2.5 selon les jours de la semaine……….114

Figure 3.8.3.1 : Nombre de dépassements journaliers selon la ligne directrice de l’OMS et selon les années, PM2.5 a) Rural et b) Urbain………...……….115

Figure 3.8.3.2 : Nombre de dépassements journaliers selon les normes du Québec et selon les années, PM2.5 a) Rural et b) Urbain……….116

Figure 3.8.3.3 : Nombre de dépassements annuels selon les normes de l’OMS et selon les années, PM2.5 a) Rural et b) Urbain………...117

Figure 3.8.3.4 : Proportion des dépassements annuels selon la ligne directrice de l’OMS, PM2.5………119

Figure 3.8.3.5 : Proportion des dépassements journaliers selon la ligne directrice de l’OMS, PM2.5………120

Figure 3.8.3.6 : Proportion des dépassements journaliers selon la norme du Québec, PM2.5………121

Figure 3.8.4.1 : Évolution des concentrations selon les saisons et selon les polluants, PM2.5………123

Figure 3.8.4.2 : Cycle annuel des PM2.5 selon les régions administratives………...124

Figure 3.8.4.3 : Cycle annuel des PM2.5 selon l’environnement et l’occupation du sol avoisinant……….126

Figure 3.8.5.1 : Moyenne des ratios des nitrates/sulfates dans les PM2.5, selon les saisons et les années………..127

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xi

Figure 3.8.6.1 : Source des rétrotrajectoires entre 2006-2015 de 36h selon la concentration, station Auclair (1810), Bas-Saint-Laurent PM2.5………..………129

Figure 3.8.6.2 : Source des rétrotrajectoires entre 2006-2015 de 36h selon la concentration, station Pemonca (2610), Saguenay-Lac-Saint-Jean, PM2.5………...130

Figure 3.8.6.3 : Source des rétrotrajectoires entre 2006-2015 de 36h selon la concentration, station Primevères (3021), Capitale-Nationale, PM2.5………..131

Figure 3.8.6.4 : Source des rétrotrajectoires entre 2006-2015 de 36h selon la concentration, station Deschambault (3200), Capitale-Nationale, PM2.5……….133

Figure 3.8.6.5 : Source des rétrotrajectoires entre 2006-2015 de 36h selon la concentration, station Stukeley (5800), Estrie, PM2.5……….………..134

Figure 3.8.6.6 : Source des rétrotrajectoires entre 2006-2015 de 36h selon la concentration, station Sainte-Anne-de-Bellevue (6099), Montréal, PM2.5………...135

Figure 3.8.6.7 : Source des rétrotrajectoires entre 2006-2015 de 36h selon la concentration, station La Pêche (7400), Outaouais PM2.5………...……….137

Figure 3.8.6.8 : Source des rétrotrajectoires entre 2006-2015 de 36h selon la concentration, station Bell (8450), Abitibi-Témiscamingue, PM2.5………...138

Figure 3.9.1.1 : Moyennes annuelles des stations selon les années, NPM2.5………139

NPM2.5……….141

Figure 3.9.2.2 : Cycle annuel des NPM2.5 selon les régions administratives………142

Figure 3.9.2.3 : Cycle annuel des NPM2.5 selon la catégorisation de l’environnement

avoisinant……….143 Figure 3.10.1.1 : Moyennes annuelles des stations selon les années, SPM2.5…………...144

SPM2.5………..145

Figure 3.10.2.2 : Cycle annuel des SPM2.5 selon les régions administratives…….…….147

Figure 3.10.2.3 : Cycle annuel des SPM2.5 selon le classement régional………..148

Figure 4.1.1.1 : Évolution (a) des concentrations annuelles moyennes d’oxydes d’azote, Québec, 1975-2009 (Lebel et al., 2012), auquel est superposé la moyenne de l’O3……..149

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xii

Figure 4.1.1.2 : Schématisation de la circulation Brewer-Dobson (Proedrou et al., 2016)………152 Figure 4.1.2.1 : Résumé des sources des rétrotrajectoires entre 2006 et 2015 de 36h, selon la concentration, O3……….155 Figure 4.8.8.1 : Concentrations annuelles moyennes des PM2.5 (en bleu et vert)(Lebel et

al., 2012) et résultats de cette étude (en rouge)……….…169

Figure 4.8.2.1 : Résumé des sources des rétrotrajectoires entre 2006 et 2015 de 36h, selon

la concentration, PM2.5………...………..173

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xiii

Listes des tableaux

Tableau 2.3.1 : Les diverses normes du Québec et de l’OMS, selon les polluants……….31 Tableau 2.4.1: Échantillon de la base de données originale fournie par le MDDELCC, pour les particules………...32 Tableau 2.4.2 : Échantillon de la base de données originale récupérée via le site d’EC….33 Tableau 2.4.3 : Nombre de stations et intervalles de temps pour chacun des polluants….33 Tableau 2.4.4 : Échantillon de la base de données des rétrotrajectoires………...……...36 Tableau 2.5.1.1 : Les diverses catégories et sous-catégories des stations selon l’environnement et l’occupation du sol avoisinant……….39 Tableau 3.1.3.1 : Nombre de dépassement des diverses normes et lignes directrices, selon

les mois, O3………...…..53

Tableau 3.1.4.1 : Les diverses catégories et sous-catégories des stations selon l’environnement et l’occupation du sol avoisinant ainsi que les tendances à long terme……….……….57 Tableau 3.1.4.1: Mois maximaux et minimaux du cycle annuel de l’O3 selon les régions

administratives………...60 Tableau 3.2.3.1 : Les diverses catégories et sous-catégories des stations selon l’environnement et l’occupation du sol avoisinant ainsi que les tendances à long terme ………...……….74 Tableau 3.2.3.2 : Mois maximaux et minimaux du cycle annuel des TSP selon les régions administratives………...77 Tableau 3.3.2.1 : Les diverses catégories et sous-catégories des stations selon l’environnement et l’occupation du sol avoisinant ainsi que les tendances à long terme ………...………….81 Tableau 3.3.2.2 : Mois maximaux et minimaux du cycle annuel des NTSP selon les régions administratives………...84 Tableau 3.4.2.1 : Les diverses catégories et sous-catégories des stations selon l’environnement et l’occupation du sol avoisinant ainsi que les tendances à long terme ………...……….87 Tableau 3.4.2.2 : Mois maximaux et minimaux du cycle annuel des STSP selon les régions administratives………...90

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xiv

Tableau 3.5.3.1 : Les diverses catégories et sous-catégories des stations selon l’environnement et l’occupation du sol avoisinant ainsi que les tendances à long terme ………...……….94 Tableau 3.5.3.2 : Mois maximaux et minimaux du cycle annuel des PM10 selon les régions

administratives………...98 Tableau 3.6.2.1 : Les diverses catégories et sous-catégories des stations selon l’environnement et l’occupation du sol avoisinant ainsi que les tendances à long terme ………...………...102 Tableau 3.6.3.2 : Mois maximaux et minimaux du cycle annuel des NPM10 selon les

régions administratives……….105 Tableau 3.7.2.1 : Les diverses catégories et sous-catégories des stations selon l’environnement et l’occupation du sol avoisinant ainsi que les tendances à long terme ………...………...107 Tableau 3.7.2.2 : Mois maximaux et minimaux du cycle annuel des SPM10 selon les

régions administratives……….110 Tableau 3.8.3.1 : Nombre de dépassement des diverses normes, selon les mois, PM2.5...118

Tableau 3.8.4.1 : Les diverses catégories et sous-catégories des stations selon l’environnement et l’occupation du sol avoisinant ainsi que les tendances à long terme ………...………...122 Tableau 3.8.4.2 : Mois maximaux et minimaux du cycle annuel des PM2.5 selon les régions

administratives……….125 Tableau 3.9.2.1 : Les diverses catégories et sous-catégories des stations selon l’environnement et l’occupation du sol avoisinant ainsi que les tendances à long terme ………...………...140 Tableau 3.9.2.2 : Mois maximaux et minimaux du cycle annuel des NPM2.5 selon les

régions administratives……….143 Tableau 3.10.2.1 : Les diverses catégories et sous-catégories des stations selon l’environnement et l’occupation du sol avoisinant ainsi que les tendances à long terme ………...………...145 Tableau 3.10.2.2 : Mois maximaux et minimaux du cycle annuel des SPM2.5 selon les

régions administratives……….148 Tableau 4.3.1.1 : Tableau récapitulatif de la consommation de gaz naturel et de gaz naturel liquéfié entre 2013 et 2015………...159

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xv

Tableau 4.5.1.1 : Récapitulatif des feux de forêt entre 2013 et 2015 (MFFP, 2014; 2016; 2017)………....163 Tableau 4.11.1 : Récapitulatif des diverses tendances pour les polluants………178

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Liste des acronymes

BAM : Beta Attenuation montioring

BCOV : Composé organique volatil d’origine biologique CH4 : Méthane

CO : Monoxyde de carbone

COV : Composé organique volatil DDT : Dichlorodiphényltrichloroéthane

EPA : Environmental Protection Agency, États-Unis HAP : Hydrocarbure aromatique polycyclique HNO3 : Acide nitrique

MDDELCC : Ministère du Développement Durable, de l’Environnement et de la Lutte contre les Changements Climatiques, Québec

MIT : Massachusetts Institute of Technology N2 : Diazote NO : Monoxyde d’azote NO2 : Dioxyde d’azote NO3- : Nitrate NOx : Oxyde nitreux O : Oxygène O2 : Dioxygène O3 : Ozone OH : ion hydroxyde

OMS : Organisation mondiale de la Santé PM2.5 : Particules fines

PM10 : Particules grossières

ppbv : Partie par milliard volume SAS : Statistical Analysis System SO2 : Dioxyde de soufre

SO42- : Sulfate

TEOM : Tapered element oscillating microbalance TSP : Particules totales en suspension

µg/m3 : Microgramme par mètre cube µm : Micromètre

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Remerciements

D’abord, je désire remercier Nathalie et Richard pour leur soutien et leur accessibilité. Ce projet aurait pris beaucoup plus de temps, voire n’aurait jamais abouti sans leur implication tout au long du processus. Je désire remercier mes parents pour leur soutien émotif et parfois gastronomique! Ils m’ont permis de décrocher de temps en temps de mon projet, afin de revenir avec plus d’énergie. Je remercie aussi mes colocataires, Agathe et Laurent, avec qui nous avons discuté de mille et une choses. Ils ont été les premiers à voir mes bons coups et les mauvais coups aussi. Un merci spécial à mes amis, même s’ils sont aux quatre coins du Québec, me permet aussi de décrocher du travail.

Je désire remercier le Ministère du Développement durable, Environnement et Lutte contre les Changements Climatiques, et particulièrement Jany McKinnon, qui m’a fourni les données nécessaires pour ce projet et qui a répondu à mes nombreuses questions en début de projet. Je remercie aussi mes collègues du projet d’Atlas qui m’ont supporté tous les jours alors que j’utilisais les locaux pour travailler aussi sur mon mémoire.

Finalement, un merci spécial à Alexandra, qui m’a toujours poussé à faire des études graduées, puisque tu voyais que j’étais passionné par ce que je voyais durant mon baccalauréat. Malheureusement, tu es partie au début de ma maîtrise et tu ne verras jamais que tes encouragements ont porté fruit.

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1

Introduction

Les composantes de l’atmosphère ont toujours varié selon les époques géologiques de la Terre. En effet, lors des différentes étapes de vie de la Terre, les concentrations des divers polluants ont varié, notamment par l’activité volcanique ainsi que l’activité biologique. Cette variation est essentielle à la formation de la Terre et de la vie telle que nous la connaissons. Puis, avec l’apparition de l’être humain et l’évolution de celui-ci, les composantes atmosphériques ont, une fois de plus, été modifiées. La variation des composantes s’est transformée pour devenir la pollution atmosphérique. La pollution, dans son sens général, se définit par l’ONU comme une « substance qui n’est pas naturellement présente dans l’environnement (ou qui l’est, mais non dans les mêmes proportions) et qui a, sur les organismes vivants, des effets délétères » (Guérin-Henni, 1980).

La prise de conscience des impacts réels de la pollution atmosphérique a eu lieu tardivement dans l’histoire de l’humanité. John Evelyn (1620-1706), dans son ouvrage Fumifugium paru en 1661, mettait en garde le roi d’Angleterre des effets néfastes que pouvaient avoir les nuages de pollution au-dessus de Londres. Suite au Grand incendie de Londres de 1666, Evelyn élabora, quelques jours à peine après l’incendie, un plan d’aménagement qui permettra de remplacer les bâtiments détruits par l’incendie par de la végétation, pour réduire la pollution atmosphérique ambiante (Evelyn, 1976). Malheureusement, d’autres intérêts ont convaincu le roi de reconstruire des bâtiments plutôt que de planter des arbres et autres végétaux (Evelyn, 1976). Malgré des préoccupations ponctuelles concernant la pollution naturelle causée par les volcans ou encore des préoccupations concernant la pollution odorante causée par des systèmes sanitaires inexistants ou inadéquats, ce n’est qu’à partir de la moitié du XIXe siècle que la prise de conscience a véritablement lieu (Elichegaray, 2008). D’abord, avec les soudières à Londres qui, en 1791, qui émettaient des gaz chlorhydriques odorants (Aftalion, 1995). Cette problématique n’est que partiellement résolue en 1863 avec la publication de l’Alkali Act (Aftalion, 1995). En dépit de la législation, ce sont les améliorations techniques des procédés qui ont réglé la problématique des soudières. Les épisodes répétés de pollution de Londres ont permis aux autorités ainsi qu’aux scientifiques de s’intéresser à la question

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de la pollution atmosphérique (Elichegaray, 2008). De l’autre côté de l’Atlantique, les préoccupations environnementales surviennent beaucoup plus tard. En effet, aux États-Unis, les préoccupations se manifestent lorsqu’il y a une multiplication des essais nucléaires, dont les retombées des nuages peuvent s’étendre sur de grandes distances dans les années 50 (Aftalion, 1995). Par la suite, la conscience écologique de l’Amérique s’est de nouveau réveillée avec l’utilisation des DDT comme pesticides dans les champs agricoles (Andrews et al., 1972; Aftalion, 1995). Puis, suite à un rapport du professeur Jay Forrester du MIT, ce qui amena la conférence de Stockholm en 1972, les causes environnementales s’installent dans les diverses sphères sociales, puis s’implantent définitivement avec la conférence de Rio en 1992 (Aftalion, 1995; Bernhardt et al., 2002). Les scientifiques s’intéressaient autant aux causes qu’aux conséquences de cette problématique. Depuis, de nombreuses recherches ont eu lieu afin d’approfondir les connaissances des polluants atmosphériques. Encore de nos jours, la pollution atmosphérique fait partie d’une surveillance continue tout autour du globe, en plus de contribuer à une littérature scientifique abondante. Même que les aérosols, qui sont un type de polluant atmosphérique, partagent un chapitre entier avec les nuages dans le rapport scientifique du Groupe d’experts intergouvernemental sur l’évolution du climat (GIEC) (Boucher et al., 2013).

Pour ce qui est des normes sur le contrôle de la qualité de l’air, la première norme recensée et connue fut décrétée par le roi Edouard 1er_{d’Angleterre en 1273 et elle concernant}

l’utilisation du feu (Andrews et al., 1972). Puis, de manière plus localisée, d’autres normes antipollution ont été adoptées. En 1948, la ville de Los Angeles, connu pour avoir de nombreux problèmes avec la qualité de l’air, instaure des limitations quant à la quantité de poussières et de fumées que les industries peuvent émettre. Peu de temps après, le département de la santé publique de la Californie adopte des normes d’émissions auxquelles les concentrations ne doivent pas dépasser (Andrews et al., 1972). Emboîtant le bas, l’OMS publie en 1987 ses propres normes concernant la qualité de l’air, qui ont été mises à jour une première fois en 1997, puis une deuxième fois en 2005 (OMS, 2005). À chaque fois, ces normes sont développées selon les données scientifiques disponibles à ce moment. À partir de 1971 au Québec, il commence à y avoir un contrôle des émissions des

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CO provenant du secteur automobile. Puis en 1972, la Loi sur la qualité de l’environnement entre en vigueur. En complément de la Loi sur la qualité de l’environnement, est adopté en 1979 le Règlement sur la qualité de l’atmosphère. Ce règlement veut réduire la quantité de divers polluant au Québec. Puis, en 2004, en partenariat avec le ministère de la Santé et des Services sociaux (MSSS), Environnement Canada (EC) et la Ville de Montréal, le Ministère du Développement Durable, Environnement et Lutte contre les Changements Climatiques (MDDELCC) lance son indice de la qualité de l’air. Cet indice repose sur des normes auxquelles l’air est comparé. Si la quantité de polluant dans l’air est supérieure à la norme, elle est considérée comme mauvaise, et dépendamment de la valeur de la qualité de l’air, l’air est considéré de bonne ou acceptable (MDDELCC, 2017).

Les divers constituants de la pollution atmosphérique ont plusieurs effets sur les différentes composantes de la Terre, tant sur la santé humaine que sur les écosystèmes ou sur les propriétés physicochimiques de l’atmosphère. En effet, plusieurs polluants ont été identifiés comme dangereux pour la santé humaine. Depuis, des campagnes de réductions de ces contaminants sont entrées en vigueur et continuent de nos jours. Le Québec ne fait pas exception. En effet, le Québec dispose d’un vaste réseau de stations d’échantillonnage qui mesure les concentrations de divers polluants atmosphériques, dans la partie méridionale de son territoire. Or, certaines composantes de la pollution atmosphérique sont ignorées lors des bilans et des analyses de la qualité de l’air, puisque leurs effets sur la santé humaine ne sont pas établis clairement. Les principales études sur le territoire québécois font des bilans de l’évolution que sur les polluants ayant un impact connu sur la santé humaine, et les territoires d’études sont relativement restreints. Ces composantes ont, néanmoins, d’autres impacts importants sur d’autres sphères terrestres, telles la biosphère et l’atmosphère. Il devient alors intéressant d’y consacrer une attention particulière.

Objet d’étude

Le sujet de ce mémoire est de faire un état des lieux en ce qui concerne l’ozone troposphérique, des nitrates et des sulfates ainsi que les matières particulaires sur le territoire du Québec. Plus particulièrement, il s’agit d’établir un bilan temporel et spatial pour chacun de ces polluants et pour chacune des stations d’échantillonnages du

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MDDELCC. Cela permettra de documenter le bilan de la qualité de l’air au Québec, car les TSP, les PM101, les sulfates et les nitrates ne sont pas consignés dans les plus récents

rapports sur la qualité de l’air au Québec (Lebel et al., 2012). Puisque les études ministérielles s’orientent davantage vers la pollution atmosphérique en relation avec la santé humaine, il devient alors intéressant d’étudier d’autres éléments de la pollution atmosphérique, qui s’orientent plus vers la protection de l’environnement et les impacts potentiels sur le climat. En plus, la dernière étude qui combine la pollution atmosphérique et les rétrotrajectoires2_{remonte à 2005 (Leduc et al., 2005). Sachant que l’atmosphère est}

un milieu dynamique, il est important d’intégrer ces éléments pour un bilan plus complet ainsi qu’une meilleure compréhension de ces phénomènes.

Le territoire à l’étude est le Québec méridional. Les stations d’échantillonnage se retrouvent toutes dans la portion sud du Québec. La station la plus nordique se retrouve en dans la réserve faunique d’Ashuapmushuan, au nord du Lac-Saint-Jean et la station la plus au sud se retrouve à 6 km au nord de Saint-Clotilde. Pour ce qui est du territoire intégrant les rétrotrajectoires, celui-ci occupe une plus grande superficie, soit du nord de la Floride à l’extrême nord du Québec (dans l’axe nord-sud) et du centre de l’Ontario à l’est de Terre-Neuve (dans l’axe ouest-est). Lors des épisodes des pluies acides au Québec, l’étude des rétrotrajectoires a permis de faire des liens entre la pollution atmosphérique dans le nord-est des États-Unis et les problématiques des pluies acides au Québec (Commision mixte internationale, 2013). Dans ce cadre, il devient alors important de considérer ces territoires comme des sources d’émissions potentielles des contaminants de cette étude, ce qui peut avoir des impacts sur le bilan total de ces polluants.

En ce qui concerne la dimension temporelle de l’étude, les données permettent de retourner jusqu’en 1974 pour les plus vieilles stations, et ce, pour chacun des polluants. Les données les plus récentes disponibles sont celles de 2015. Ce sera donc cet intervalle de temps qui

1_{L’explication des divers acronymes est faite dans la section 1.2.} 2_{La description d’une rétrotrajectoire est faite dans la section 1.3.}

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sera utilisé pour ce projet. L’intervalle 1974-2015 est suffisamment long pour pouvoir obtenir des conclusions intéressantes sur l’évolution des polluants à l’étude.

Dans le cadre de ce projet d’étude, dix polluants atmosphériques seront étudiés sur le territoire du Québec, soit l’ozone troposphérique (O3), les particules totales en suspension

(TSP), les particules en suspension dont le diamètre est inférieur à 10 μm (PM10) ainsi que

celles dont le diamètre est inférieur à 2,5 μm (PM2.5). Des particules atmosphériques, deux

composantes seront étudiées, soit les nitrates (NO3) et les sulfates (SO4). Les polluants O3

et PM2.5 seront jumelés aux rétrotrajectoires, afin de déterminer statistiquement la

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Chapitre 1 : Revue de littérature

La revue de littérature sera séparée en cinq sections distinctes. D’abord, l’ozone troposphérique, puis les matières particulaires, les sulfates, les nitrates en sous-section des matières particulaires et, finalement, les rétrotrajectoires. Dans chacune des sections, une description des polluants, leurs origines et leurs divers impacts seront abordés.

1.1 L’ozone troposphérique

L’ozone troposphérique est une molécule composée de trois atomes d’oxygène (Masclet, 2005). Elle se forme à l’aide d’une molécule d’hydrocarbure tels le méthane (CH4) ou le

monoxyde de carbone (CO), d’un composé organique volatil (COV), d’un composé organique volatil biologique (BCOV) et en présence d’oxydes d’azote (NOx) (Masclet,

2005; Berner et al., 2012). Ces composés sont d’origines anthropiques ou naturelles. Puisque l’ozone troposphérique n’est pas directement émis dans l’atmosphère, il se définit donc comme un polluant secondaire, issu de la transformation de polluants primaires (Laj et al., 2003; Masclet, 2005; Berner et al., 2012). Pour se former, le NO2 réagit avec le

rayonnement solaire d’une longueur d’onde de 420 nanomètres, ce qui permet la dissociation d’une molécule NO2 en une molécule de NO et en atome d’O (Fontan, 2003).

Puis, l’atome d’O réagit avec la molécule d’O2 et une molécule M pour produire une

molécule d’O3 et une molécule M3 (Ehhalt, 2001; Fontan, 2003). Pour avoir lieu, ce

processus nécessite un rayonnement ultraviolet (Fontan, 2003; Berner et al., 2012). C’est pourquoi les pics annuels d’ozone ont lieu en été et que les pics journaliers ont lieu durant le jour (Masclet, 2005). En plus, la production d’ozone est inversement proportionnelle au monoxyde d’azote (NO) (Liao et al., 2008; Lebel et al., 2012), puisque le NO réagit avec l’O3 pour produire une molécule de NO2 et une molécule d’O2 (Fontan, 2003). C’est

pourquoi, en milieu moins pollué, le niveau ambiant d’ozone est plus élevé qu’en milieu pollué (Pryor et al., 1996; Lebel et al., 2012). Les facteurs météorologiques ont aussi une influence sur la formation de l’ozone (Masclet, 2005). En effet, un temps sans vent, chaud,

3_{La molécule M est présente pour des fins de conservation de l’énergie et la quantité de}

mouvement soit équivalent de chaque côté de la réaction Fontan, Jean-Marc (2003). Les pollutions de l'air : les connaître pour les combattre. Paris, Vuibert: viii, 198 p.

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sec et un système d’inversion de subsidence vont favoriser une concentration accrue de polluant à un endroit donné. L’O3 est aussi un gaz à effet de serre (GES) puissant, le

troisième en importance (Arsić et al., 2011; Berner et al., 2012). De plus, il possède un temps de résidence dans l’atmosphère d’une vingtaine de jours (Berner et al., 2012). Il fût découvert dans les années 1830 par un chimiste allemand dénommé Christian Friedrich Schönbein (Fontan, 2003). Oublié un moment, l’ozone troposphérique refait surface dans les années 1950 lorsque les concentrations d’O3 dans les épisodes de smog se révèlent

élevées (Fontan, 2003).

L’ozone troposphérique va varier avec les effets des changements climatiques. Les normes antipollution sévères dans le monde ont permis de diminuer la concentration des précurseurs de l’ozone, ce qui pourrait diminuer sa concentration mondiale (Masclet, 2005; Kawase et al., 2011; Lebel et al., 2012). Néanmoins, selon Kawase et al. (2011), en se basant sur les scénarios d’émissions publiés lors du cinquième rapport du groupe d’experts intergouvernemental sur l’évolution du climat (GIEC), seul le scénario d’émission RPC (Representative Concentration Pathway) 2,6 permet d’avoir une diminution notable des concentrations d’ozone troposphérique globales en 2100. Les scénarios RCPs 4,5 et 6,0 montrent une stagnation de la concentration de l’ozone tandis que le scénario RCP 8,5 montre une augmentation de la concentration d’ozone de 19 % (Kawase et al., 2011). Cela s’explique par le fait que, paradoxalement, moins il y a de NO, plus la formation d’ozone augmente (Lebel et al., 2012). De plus, avec les changements climatiques, il y a une possibilité d’avoir une accélération de la circulation Brewer-Dobson (Zeng et al., 2010). Cette circulation se traduit par une élévation des parcelles d’air de la troposphère jusqu’à la stratosphère au niveau de l’équateur (Andrews, 2010). Puis elles voyagent vers l’un des pôles (soit le pôle Nord, soit le pôle Sud). La masse d’air redescend par la suite dans la troposphère au-dessus des moyennes/hautes latitudes (cette circulation est plus détaillée dans la section 4.1.1) (Andrews, 2010). Le résultat de cette circulation atmosphérique est une augmentation du flux de l’ozone stratosphérique vers la troposphère (Zeng et al., 2010). Malgré le fait que, dans les climats futurs, l’humidité risque d’être plus élevée, ce qui a un effet destructeur sur les molécules d’ozones, le surplus d’O3 risque d’être

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nord, l’augmentation pourrait être entre 1 et 2 ppbv, lorsque la circulation Brewer-Dobson est à son maximum, soit entre janvier et avril (Zeng et al., 2010).

L’ozone troposphérique est catégorisé comme un polluant, puisqu’il a des effets importants sur la santé ainsi que sur les écosystèmes. Il s’agit d’un gaz très agressif dans l’appareil pulmonaire et qui va altérer les capacités respiratoires (Lebel et al., 2012). Concrètement, lorsque les concentrations sont élevées, il peut causer de l’irritation oculaire et de la gorge, de la toux et des crises d’asthme (Lebel et al., 2012). Les personnes les plus à risques sont les personnes âgées, les jeunes enfants ainsi que les personnes souffrant de maladies pulmonaires (Lebel et al., 2012). À long terme, l’exposition chronique à l’ozone peut causer une diminution permanente de la capacité pulmonaire ainsi que des décès prématurés causés par des maladies pulmonaires (Lebel et al., 2012).

D’un point de vue écologique, l’ozone troposphérique a aussi un effet notable. Il s’introduit à l’intérieur des plantes par les stomates (Anav et al., 2011). Il agit ainsi sur les cellules de la feuille avec diverses conséquences, dont la fermeture prématurée des stomates (Anav et al., 2011), l’autodestruction de la cellule (Anav et al., 2011), une diminution de la productivité (Landry et al., 2013), une diminution de la croissance (Landry et al., 2013), une prédisposition aux attaques d’insectes (Landry et al., 2013), ou encore, la création d’un débalancement dans la distribution des nutriments à l’intérieur de la plante, causant une croissance accrue des feuilles au détriment du système racinaire, ce qui va engendrer une rétroaction positive quant à l’absorption d’O3 par la plante (Agathokleous et al., 2015). Les

jeunes peuplements d’arbres sont plus susceptibles aux effets de l’ozone que les peuplements plus matures (Landry et al., 2013). Entre les années 1980 et 1990, l’ozone troposphérique a fait diminuer la productivité primaire des plantes aux États-Unis de 2,6 à 6,8 %, ce qui a diminué la capacité des forêts à être des puits de carbone (Anav et al., 2011). Au Canada, à grande échelle, l’ozone n’a pas un grand impact sur la quantité totale de biomasses (Landry et al., 2013). Cela s’explique par plusieurs facteurs. D’abord, les forêts canadiennes sont soumises à un niveau d’ozone plus faible que le seuil de tolérance des arbres, qui se situe entre 70 et 80 ppbv (Landry et al., 2013). De plus, les forêts

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canadiennes sont soumises à d’autres types de stress qui ont des impacts plus grands que celui de l’ozone, tels que les perturbations naturelles (feux et insectes) ainsi que les coupes forestières (Landry et al., 2013). Les effets sont mieux définis à l’échelle du peuplement (Landry et al., 2013). L’impact de l’ozone troposphérique dépend beaucoup des espèces. Paradoxalement, cette capacité des arbres à absorber l’ozone permet de réduire la concentration d’ozone dans les villes, bien que les arbres soient des producteurs de BCOV (Manes et al., 2012). En effet, il est possible de considérer que les arbres en milieux urbains rendent un service écosystémique important aux habitants urbains. Ces puits d’ozone ont des impacts qui se calculent économiquement. En effet, selon l’étude de Manes et al. (2012), dans la seule ville de Rome, les écosystèmes urbains auraient d’économiser quelques millions de dollars US par année en retirant l’ozone troposphérique de l’air urbain.

1.2 Les matières particulaires (TSP, PM10 et PM2.5)

Les matières particulaires sont, dépendamment de la littérature, aussi appelées des aérosols. Il existe néanmoins une distinction entre ces deux termes d’un point de vue des sciences de l’atmosphère. En effet, une particule est de la matière qui est sous forme solide, tandis qu’un aérosol est un mélange de matière sous forme solide et/ou liquide (Laj et al., 2003; Masclet, 2005). Il existe essentiellement trois types importants de particules. Elles sont différenciées par leur diamètre. Il y a les PM10 (Particulate Matter), dont le diamètre est

égal ou inférieur à 10 μm, les PM2.5, dont le diamètre est égal ou inférieur à 2,5 μm

(Masclet, 2005) et les PM0.1 dont le diamètre est en dessous 0,1 μm (Shriver-Mazzuoli,

2009). Pour distinguer chacune des particules, la terminologie des PM10 sera « particule

grossière ». Pour les PM2.5, elle sera « particule fine » et pour les particules dont le diamètre

est inférieur à 0,1 μm, elle sera « particule ultrafine » (Fontan, 2003; Just et al., 2006; Shriver-Mazzuoli, 2009). Une dernière catégorie permet de rassembler tous les types de particules d’un diamètre de 150 μm et moins (McKinnon, 2016), soit les particules totales en suspension (TSP [pour Total Suspended Particules]) (Huang et al., 2014). Lorsqu’il sera question de l’ensemble des particules dans l’air, le terme « particule » ou « matière particulaire » sera employé. Étant donné que les TSP regroupent l’ensemble des particules, leurs impacts sur les différentes sphères terrestres ne seront pas décrits. La composition des

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particules varie selon les lieux d’émissions, mais il existe des constituants de base qui sont généralement toujours présents, comme les métaux lourds, les nitrates, les sulfates, l’ammonium, des acides, et du carbone organique/inorganique (Masclet, 2005; Berner et al., 2012; Boucher et al., 2013; Huang et al., 2014; Zhang et al., 2014). Les PM10 vont

contenir davantage de métaux lourds et d’éléments basiques alors que les PM2.5 vont

contenir davantage des éléments tels que le sulfate ou le nitrate (Grantz et al., 2003). Leur origine peut être naturelle (par les feux de forêt, les éruptions volcaniques, l’érosion éolienne, le sel de mer ou le pollen) ou anthropique (par la combustion automobile, les activités industrielles et les centrales électriques au charbon) (Pryor et al., 1996; Beckett et al., 1998; Berner et al., 2012; Watkins et al., 2013). Le ratio entre divers constituants des particules peut servir d’indicateur sur la provenance des particules (Kong et al., 2010). En effet, selon Kong et al. (2010), lorsque le ratio entre les nitrates et les sulfates est bas, la source des particules tend à être d’origine stationnaire, alors que lorsque le ratio est haut, la source des particules tend à être d’origine mobile. Par exemple, un ratio de 13 : 1 indiquerait que les particules sont originaires de la combustion de l’essence, alors qu’un ratio de 8 : 1 indiquerait que les particules sont originaires de la combustion du diesel (Kong et al., 2010). De plus, les particules peuvent être soit des polluants primaires (soit par émission directe dans l’atmosphère) tels les PM10, soit des polluants secondaires (issue

de la transformation des polluants tels le SO2 ou les NOx de la phase gazeuse à la phase

solide) tels les PM2.5 (Pryor et al., 1996; Grantz et al., 2003). La durée de vie des particules

varie énormément, de par la taille des particules (Pryor et al., 1996; Fontan, 2003). Cela varie entre une journée et deux semaines environ dans la troposphère, et jusqu’à un an lorsqu’elles atteignent la stratosphère (Boucher et al., 2013). La météorologie va jouer un rôle important sur la concentration des particules à un endroit donné (Tai et al., 2010; Boucher et al., 2013), particulièrement pour les TSP et les PM10 (Pateraki et al., 2012).

D’abord, le facteur ayant le plus d’influence sur les concentrations est la pluie (Tai et al., 2010; Pateraki et al., 2012). Les matières particulaires vont être rabattues, puis se déposer au sol avec la pluie (il s’agit du phénomène de déposition humide). Puis, les températures plus élevées ainsi qu’un système de haute pression vont avoir une influence positive sur les concentrations des particules (Tai et al., 2010; Pateraki et al., 2012). Effectivement, ces phénomènes sont souvent associés à de faibles vents ainsi qu’une inversion de subsidence,

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permettant ainsi l’accumulation des polluants dans la basse atmosphère (Tai et al., 2010). Finalement, plus une particule est grosse, plus elle va se déposer près de son lieu d’émission (Grantz et al., 2003). Il s’agit du phénomène de dépôt sec.

Tout comme l’ozone, les particules ont des impacts autant sur le climat, que sur la santé humaine et la biosphère. D’abord, les particules ont un effet direct sur le climat, puisqu’ils sont des éléments refroidissant (Boucher et al., 2013; Roelofs, 2013; Mohapatra et al., 2014). Elles vont réfléchir ou diffuser la lumière, et ce, de manière non négligeable. En effet, selon Boucher et al. (2013), la moyenne des modèles de simulation pour l’estimation de l’effet radiatif des aérosols entre 1850 et 2000 serait de -1,08 W/m2_{. Cet effet permet de}

contrebalancer une partie de la hausse des températures causée par l’augmentation des GES dans l’atmosphère (Boucher et al., 2013). Les particules ont aussi des effets indirects sur le climat. D’abord, certains éléments dans les particules (comme les sulfates) agissent comme des noyaux de condensation (Boucher et al., 2013; Mohapatra et al., 2014). Cela permet donc la formation des nuages bas qui, eux aussi, sont des éléments ayant un effet refroidissant dans l’atmosphère (Boucher et al., 2013; Mohapatra et al., 2014). Ce phénomène est connu sous le nom de « Cloud albedo effect » (Andrews, 2010; Berner et al., 2012; Boucher et al., 2013; Mohapatra et al., 2014). Un second effet indirect des particules est connu sous le nom d’ « Albrecht effect » (Mohapatra et al., 2014). Les particules ont tendance à réduire le nombre de grosses gouttes de pluie au profit de plus petites gouttelettes. Les petites gouttelettes demeurent en suspension dans l’air plus longtemps, puisqu’elles ne sont pas assez volumineuses pour précipiter. Cela se traduit par une durée de vie des nuages plus longue et une augmentation temporelle de l’effet de refroidissement des nuages, ce qui constitue l’« Albrecht effect » (Mohapatra et al., 2014). Avec ces effets indirects, l’impact des particules sur le bilan radiatif terrestre total pourrait être entre -0,6 à -2,4 W/m2_{(Roelofs, 2013). Avec les lois antipollution en vigueur, une}

diminution des particules est attendue, du moins, dans les pays développés (Huang et al., 2014), et la perte du pouvoir réfléchissant qu’il y est associé (Boucher et al., 2013). De plus, l’interaction entre les PM2.5 et les autres polluants à l’étude est importante. D’abord,

comme les PM2.5 sont majoritairement issus de la transformation des SO2 et des NOx de la

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elles partagent des précurseurs avec l’ozone troposphérique (Liao et al., 2008). Il devient alors difficile de réduire l’un des polluants sans faire augmenter l’autre, puisque les concentrations d’ozone augmentent d’une façon inversement proportionnelle avec les concentrations de NOx (Liao et al., 2008; Lebel et al., 2012). Or, malgré le fait que cette

affirmation laisse croire qu’il est impossible de contrôler et diminuer les deux polluants simultanément, Liao et al. (2008) affirme dans son étude que les normes de l’EPA pour réduire les émissions de NOx seront plus efficaces dans les cinq villes de leur étude (qui

sont des métropoles américaines) en 2050 qu’en 2001. Et la diminution des NOx va réduire

la concentration des PM2.5 en 2050 (Liao et al., 2008).

D’un point de vue sanitaire, les particules sont des polluants très importants. La taille de la particule est déterminante concernant l’impact sur la santé (Charpin, 2004; Lebel et al., 2012). En effet, les PM2.5, en étant plus petite, vont entrer plus profondément dans le

système respiratoire et causer plus de dommage que les PM10, qui pénètrent moins

profondément (Charpin, 2004).

Les plus grosses particules (supérieur à 10 μm) vont être arrêtées par les voies nasales et causer peu de dégâts sur le système pulmonaire (Charpin, 2004; Elichegaray, 2008). La composition des particules est aussi importante, puisqu’elles peuvent transporter des

Figure 1.2.1 : Efficacité du dépôt des particules en fonction de leurs diamètres, pour les parties du système respiratoire (Fontan, 2003)

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métaux lourds ou des hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP), qui sont cancérigènes (Charpin, 2004; Elichegaray, 2008). De plus, il n’existe pas de seuil de concentration sous lequel les particules fines ne représentent aucun risque (Pryor et al., 1996; Lebel et al., 2012). Concrètement, les effets des PM2.5 peuvent être, à court terme,

une irritation des voies respiratoires, une inflammation des bronches, de l’arythmie et une augmentation de la viscosité sanguine (Lebel et al., 2012). À plus long terme, les conséquences sur la santé sont une diminution permanente de la capacité pulmonaire et une augmentation des décès cardiovasculaires (Lebel et al., 2012). Néanmoins, le plus grand effet des particules sur l’être humain s’effectue de manière indirecte, en agissant sur les écosystèmes et les services écosystémiques (Grantz et al., 2003).

Une fois de plus, les impacts des particules sur les écosystèmes dépendent beaucoup de ses constituants. En plus, les végétaux n’ont pas tous la même résistance, ce qui complexifie la caractérisation des impacts (Beckett et al., 1998; Grantz et al., 2003). Les impacts sont davantage de nature chimique que physique (Grantz et al., 2003). Mis à part lors des forts épisodes de pollution, où il y a une déposition en quantité de particules sur les feuilles (Mohapatra et al., 2014), les effets réfléchissants ne sont pas assez importants pour avoir une influence sur la quantité de lumière reçue par les plantes (Grantz et al., 2003). La modification de l’énergie thermique reçue, en revanche, est suffisante pour avoir un effet négatif sur la productivité primaire (Mohapatra et al., 2014). Finalement, une particule déposée sur une feuille peut entraver les échanges gazeux entre la plante et l’atmosphère, particulièrement les PM10 (Beckett et al., 1998; Mohapatra et al., 2014). D’un point de vue

chimique, les particules (en particulier les composantes sulfates et les nitrates) vont modifier la chimie du sol en s’y déposant. Une revue plus détaillée de ces phénomènes sera présentée dans les prochaines sections. Concrètement, la présence de particules, en modifiant la chimie du sol, peut modifier physiologiquement les individus d’un peuplement (Mohapatra et al., 2014), endommager les feuilles par abrasion (Beckett et al., 1998), créer une compétition entre espèces les plus résistantes et les moins résistantes (Mohapatra et al., 2014), diminuer la productivité primaire (Mohapatra et al., 2014) et, selon la phytotoxicité des composantes de la particule fine, la mort de l’individu (Beckett et al., 1998). Les PM2.5 en étant plus petite et en interagissant avec d’autres polluants tels l’ozone,

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peuvent pénétrées à l’intérieur des plantes et agir de la même manière qu’un herbicide (Grantz et al., 2003). Encore une fois, la capacité de captation des particules par les arbres, tout comme l’ozone précédemment, permet de diminuer la concentration de particules de l’air ambiant, particulièrement en milieu urbain (Beckett et al., 1998). D’abord, en modifiant le trajet des courants d’air en ville ou en permettant une meilleure déposition des particules (Beckett et al., 1998). Puis, les conifères ont la capacité de séquestrer des particules tout au long de l’année, tandis que les feuillus séquestrent beaucoup plus de particules que les conifères, seulement sur une période de temps limité (Beckett et al., 1998). De plus, lorsque les feuilles tombent, une partie des particules se retrouve au sol, accentuant la modification chimique de celui-ci (Beckett et al., 1998). Somme tout, la rentabilité de ce service écosystémique est éprouvée et appliquée dans plusieurs grandes villes au monde (Londres, Chicago), se calculant en millions de dollars par année (Beckett et al., 1998).

1.2.1 Les sulfates

Le sulfate (SO42-) est un polluant secondaire dans l’atmosphère, c’est-à-dire qu’il est le

produit d’une réaction chimique (Masclet, 2005; Berner et al., 2012). Il se produit lors de l’oxydation du dioxyde de souffre (SO2) sous forme gazeuse avec un radical OH (Berner

et al., 2012). Il est l’un des composants principaux dans les particules (Masclet, 2005; Lebel et al., 2012; Watkins et al., 2013). Il se retrouve habituellement dans les particules entre 0,1 et 1 μm de diamètre (Grantz et al., 2003). Toutefois, ces particules peuvent se combiner ensemble pour former de plus grosses particules et se déposer (Grantz et al., 2003). Les émissions de dioxyde de soufre proviennent soit de sources anthropiques (les industries, la combustion fossile et les feux de biomasse), soit de sources naturelles (les volcans ou le sel de mer) (Berner et al., 2012). Comme les sulfates sont des constituants des particules, les conditions météorologiques effectives concernant les concentrations des particules s’appliquent aussi sur les sulfates. Cependant, l’oxydation du SO2 en sulfates

augmente avec un ciel clair (Vallero, 2008), la chaleur (Tai et al., 2010) et un taux d’humidité plus élevée (Lei et al., 2013). De plus, lors d’évènement de smog (contraction du mot « smoke » (fumée) et « fog » (brouillard), le niveau de sulfates tend à augmenter tardivement lors de l’évènement, alors que le niveau d’ensoleillement est limité (Fontan,

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2003; Quan et al., 2015). Cela serait le résultat de réactions hétérogènes aqueuses à l’intérieur du nuage de smog (Quan et al., 2015).

Les sulfates ont une grande influence sur le climat. En effet, c’est la molécule de sulfate qui a la plus grande propriété réfléchissante parmi les aérosols (Berner et al., 2012; Boucher et al., 2013). Il sert aussi de noyau de condensation pour la formation de nuage, et ainsi produire le phénomène de « Cloud albedo effect » (Boucher et al., 2013).

En termes de santé publique, il est très difficile d’établir des liens épidémiologiques fort entre les sulfates et la santé (Charpin, 2004). Les effets des sulfates sur l’humain sont indirects, puisque ses effets sur l’environnement sont plus importants et ses effets sur la santé ne sont pas démontrés. D’abord, les sulfates se jumèlent avec la pluie pour créer le phénomène des pluies acides (Masclet, 2005; Vallero, 2008; Berner et al., 2012). Ce phénomène a pour effet de modifier la chimie des sols (Prietzel et al., 2004). Cela se traduit par une perte de la capacité de rétention des nutriments du sol, réduisant du même coup les nutriments disponibles pour les végétaux (Prietzel et al., 2004). Les pluies acides ont aussi un effet important sur les lacs. En effet, l’action acidifiante des sulfates peut causer le déclin des poissons dans les lacs (Jeffries et al., 2003). Au Canada, les pluies acides ont eu pour effet d’augmenter de manière significative l’acidité de la portion supérieure des sols, un épuisement des nutriments, une accélération de la podzolisation des sols (Prietzel et al., 2004) ainsi qu’une augmentation de la minéralisation de l’azote (Gaudio et al., 2015).

1.2.2 Les nitrates

Le nitrate (NO3-) est un polluant secondaire dans l’atmosphère, tout comme l’ozone et les

sulfates (Masclet, 2005; Berner et al., 2012). Les nitrates se forment lorsqu’une molécule de dioxyde d’azote (NO2) interagit avec un radical OH pour former une molécule HNO3.

Cette molécule se dissocie ensuite avec l’eau pour former une molécule de nitrate (Berner et al., 2012). Les nitrates, avec les sulfates et l’ammonium, font partie des constituants principaux des particules (Masclet, 2005; Berner et al., 2012). Les molécules azotées contenues dans les particules sont extrêmement importantes dans le cycle de l’azote

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(Vallero, 2008; Berner et al., 2012). En effet, l’azote atmosphérique (N2), bien qu’il

s’agisse d’une composante majoritaire de l’atmosphère (autour de 78% de la composition de l’air ambiant), est très stable chimiquement (Vallero, 2008; Berner et al., 2012). De ce fait, il est plus facile, pour les organismes fixateurs d’azote, d’utiliser l’azote contenu dans les particules afin de compléter le cycle de l’azote (Berner et al., 2012; Tremblay et al., 2015). Le précurseur principal des nitrates, soit les NOx peut être d’origine anthropique ou

naturelle. La source anthropique est principalement la combustion interne d’un moteur à combustion (Masclet, 2005; Berner et al., 2012). De plus, moins la combustion interne est efficace, plus les émissions de NOx sont grandes (Elichegaray, 2008; Huang et al., 2014).

Les interactions des nitrates avec l’atmosphère sont plus complexes que celles des sulfates. D’abord, les sulfates et les nitrates sont en « compétition » dans l’atmosphère (Lei et al., 2013). Il n’y a pas suffisamment d’éléments basiques pour tous les éléments acides à l’intérieur de l’atmosphère (Lei et al., 2013). Cet élément basique est habituellement l’ammonium (NH4+) (Lei et al., 2013). L’association ammonium-sulfate se produit plus

facilement que l’association ammonium-nitrate (Lei et al., 2013). Comme démontré dans l’étude de Lei et al. (2013), la concentration de nitrates est plus directement liée à la concentration des sulfates qu’à la concentration d’oxyde d’azote, son précurseur (Liao et al., 2008; Lei et al., 2013). Dans une étude visant à comparer les dépôts d’azote sur deux sites, un en milieu urbain et un en milieu rural, les résultats montrent qu’il y avait plus de dépôts d’azote sur le site en milieu rural que sur le site en milieu urbain, même s’il y avait plus de NOx en milieu urbain qu’en milieu rural (Beyn et al., 2015). Les auteurs, n’ayant

pas de réponses concluantes, ont émis l’hypothèse que le surplus de NOx (quoiqu’ils ne

l’aient pas mesuré dans l’étude) provenait de la combustion des moteurs des bateaux voyageant au large du site en milieu rural (Beyn et al., 2015). Or, l’hypothèse de Lei et al. (2013) peut être aussi une explication plausible. De plus, dans une étude sur les dépôts humides des nitrates aux Pays-Bas, malgré la diminution des émissions précurseurs de nitrates, celui-ci ne diminue pas autant que les dépôts humides de sulfates sur la durée des données, qui était de 16 ans (van der Swaluw et al., 2011). Les nitrates sont aussi des particules réfléchissantes (Berner et al., 2012; Boucher et al., 2013). Ils sont néanmoins moins puissants que les sulfates (Berner et al., 2012). Ils peuvent aussi servir de noyau de

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condensation, tout comme les sulfates et produire le « Cloud albedo effect » (Berner et al., 2012). Les effets sur la santé des nitrates sont, tout comme les sulfates, très difficiles à établir, puisqu’il est laborieux d’isoler seulement les effets des nitrates à l’intérieur des effets des particules fines (Charpin, 2004).

D’un point de vue écologique, les nitrates ont des effets très importants. Comme mentionné précédemment, les nitrates atmosphériques font partie intégrante du cycle de l’azote. Comme l’azote est un élément essentiel pour la vie, autant végétale qu’animale (Berner et al., 2012), il est aisé de croire que l’impact de ce surplus serait positif. Néanmoins, le tout est plus complexe. En effet, les nitrates sont connus leurs effets, d’abord eutrophiant, puis, dans une moindre mesure, acidifiants (van der Swaluw et al., 2011). Le surplus d’azote est l’un des facteurs qui diminuent la biodiversité (Payne et al., 2013; Gaudio et al., 2015). Malgré un surplus d’azote, certaines espèces végétales ne peuvent tout simplement pas absorber au-delà d’un certain seuil d’azote, tels les conifères (Grantz et al., 2003). D’autres espèces, plus opportunistes, vont absorber le surplus d’azote pour augmenter leur compétitivité et dominer, tels les feuillus (Grantz et al., 2003). Cela se traduit par une croissance de certaines espèces, au détriment de d’autres, ce qui créer un débalancement dans l’écosystème et ultimement, une perte de biodiversité (Grantz et al., 2003). De plus, avec une augmentation des dépôts azotés, il peut y avoir saturation de l’azote dans le sol (Grantz et al., 2003). Cette saturation crée une acidification des sols, une perte de rétention des nutriments, une lixiviation des nutriments, une augmentation permanente d’azote dans les feuilles au détriment du phosphore, une réduction de la productivité causée par la perturbation des fonctions physiologiques, une diminution de la biomasse racinaire, une perte de la qualité de l’eau et une augmentation de la nitrification de l’azote (Grantz et al., 2003; Liu et al., 2011). En ce qui concerne le processus de nitrification, Gaudio (2015), conclu qu’avec les changements climatiques, les endroits où les modélisations prévoient une augmentation de la température et de l’humidité vont aussi avoir une augmentation de la nitrification. En effet, le cycle de l’azote est directement touché par les conditions climatiques (Gaudio et al., 2015). Il va donc avoir une accélération des effets néfastes du surplus d’azote dans ces zones. Par contre, aux endroits où les modélisations prévoient plus