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Évaluation scientifique canadienne du smog faits saillants et messages clés

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Avant-propos

Le document « Faits saillants et messages clés » est un condensé des renseignements contenus dans le rapport intitulé Évaluation scientifique canadienne du smog, rédigé conjointement par Environnement Canada et Santé Canada. On y présente un résumé des principales constatations dont il est fait état dans l’évaluation1. Cette initiative s’inscrit dans les plus récents travaux2 accomplis par le gouvernement du Canada en vue d’évaluer les effets néfastes du smog sur la santé des Canadiens et sur leur environnement, de quantifier les émissions des polluants à l’origine du smog et de décrire leur comportement dans l’atmosphère à l’échelle régionale, et de faire état des concentrations récentes et pronostiquées de smog dans l’air que nous respirons. C’est la première fois que tous les renseignements scientifiques portant sur le smog au Canada sont traités ensemble, réunissant la caractérisation des particules et de l’ozone troposphérique dans un même document.

Le présent résumé vise à présenter de l’information scientifique crédible et pertinente, destinée à orienter les politiques actuelles et les décisions d’ordre réglementaire au Canada. Compte tenu de cet objectif, le document a été rédigé de manière à guider aisément le processus de décision en matière de gestion des risques.


1. Le document intitulé Évaluation scientifique canadienne du smog sera offert en 2012.

2. Les précédentes évaluations comprennent notamment les suivantes :

Groupe de travail fédéral-provincial de la LCPE sur les objectifs et les lignes directrices de la qualité de l'air (Canada), 1999. Objectifs nationaux de qualité de l'air ambiant sur l'ozone troposphérique : rapport d'évaluation scientifique. Ottawa, Santé Canada et Environnement Canada.

Groupe de travail fédéral-provincial de la LCPE sur les objectifs et les lignes directrices de la qualité de l'air (Canada), 1999. Objectifs nationaux de qualité de l'air ambiant quant aux matières particulaires – Partie 1 : Rapport d’évaluation scientifique. Ottawa, Santé Canada et Environnement Canada.

Comité de coordination de la mise en œuvre des mesures conjointes, 2005. « Partie A – Examen scientifique 2003 », dans Rapport au Conseil canadien des ministres de l’environnement : Mise à jour en appui aux standards pancanadiens relatifs aux particules et à l’ozone [accessible sur www.ccme.ca].

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Introduction au smog

Au cours des dernières décennies, la pollution atmosphérique a beaucoup retenu l’attention de la communauté scientifique et des gestionnaires de risques dans le domaine environnemental, tant au Canada que sur la scène internationale. L’intérêt s’est particulièrement porté sur les deux principaux composants du smog : les particules (PM) et l’ozone troposphérique (O3). Ceci s’explique par la documentation scientifique même, qui fait état des répercussions importantes de ces polluants sur la santé humaine. Bien qu’ils puissent aussi avoir des répercussions sur l’environnement, ces dernières sont, aux concentrations de smog que l’on connaît actuellement au Canada, de moindre gravité. Au cours de la dernière décennie, pas moins de 4500 nouvelles publications scientifiques primaires ont porté sur les effets des particules et de l’ozone sur la santé, dont 1200 au cours de la période de 2002 à 2006, soit celle qui fait l’objet du présent document.

L’Organisation mondiale de la Santé (OMS) effectue périodiquement une analyse publiée sous le titre Global Health Risks. Dans sa plus récente parution3, en date de 2009, l’OMS répertorie les plus importants facteurs quantifiables de risque pour la santé humaine. S’il est vrai que ces facteurs de risque varient considérablement selon qu’il est question de pays développés ou de pays en développement, il reste que la pollution atmosphérique en milieu urbain est au 13e rang des 20 plus importants facteurs. Et dans les pays développés, la pollution atmosphérique urbaine passe au huitième rang des dix principaux facteurs de risque. Il s’agit par ailleurs du plus important facteur de risque pour la santé humaine que l’on ne peut réduire de manière significative par un changement de comportement individuel, ce qui en ferait le plus important facteur de risque pour lequel le principal mécanisme de contrôle doit être d’ordre réglementaire.

Facilités par l’évolution de la documentation scientifique sur les effets sur la santé, des travaux ont été entrepris au cours de la dernière décennie au Canada pour quantifier le fardeau sur la santé que représente le smog. Bien qu’un certain nombre de paramètres différents aient été associés à la pollution de l’air, l’attention s’est surtout portée sur la mortalité, et ce, en raison du fait que l’on dispose de données à cet égard aux fins d’analyse et en raison de la gravité d’un tel paramètre. Dans une analyse de l’Association médicale canadienne4, parue en 2008, on estimait à 21 000 le nombre de décès annuels associés à la pollution atmosphérique au Canada, en plus des dizaines de milliers de consultations à l’hôpital, des centaines de milliers de journées d’asthme et de symptômes respiratoires et de millions de jours de maladies mineures et d’activités réduites.

Les faits montrent que tous les Canadiens sont menacés dans une certaine mesure par les effets d’une exposition à long terme à la pollution atmosphérique et, plus particulièrement, aux particules. Cependant, une grande partie des données indique que les personnes atteintes de maladies cardiovasculaires ou respiratoires sont plus sensibles, un constat important en raison de la prévalence de ces maladies au sein de la population canadienne, chez qui les troubles cardio-vasculaires comptent pour 30 % de la mortalité, et les maladies respiratoires, pour 10 %. L’asthme, qui est aggravé par les particules et par l’ozone (O3), a été diagnostiqué chez au moins 8 % de la population canadienne de plus de 12 ans. Le smog a par ailleurs des effets néfastes sur la gravité du diabète, une maladie courante et de plus en plus fréquente, qui touche maintenant un Canadien sur dix.

Le smog non seulement affecte un important segment de la population, mais ses effets néfastes sur la santé surviennent en plus dans toute la gamme de concentrations ambiantes mesurées au Canada, même à de très faibles concentrations. En pratique, on doit considérer qu’il n’y a pas de concentration sans danger pour ce qui est des particules et de l’ozone (c.‑à‑d. qu’à l’échelle de la population, il n’y a pas de seuil en-dessous duquel aucun effet n’est observé). Cette situation est probablement attribuable à l’exposition constante au smog et à la nature courante des maladies et des troubles qui sont aggravés par la pollution atmosphérique. Une des conséquences de cet état de fait est que, même si les journées dites « de smog » sont les plus notables, les effets cumulatifs du smog présent lors des journées dites « bonnes » ont une importance supérieure dans l’ensemble à celle des journées de smog. Ainsi, une analyse effectuée en 2001 pour le compte de la ville de Toronto5 a révélé que, dans cette ville, 90 % des effets de la pollution atmosphérique sur la santé survenaient lors des journées jugées « bonnes » selon l’indice provincial de la qualité de l’air.

Même si les effets sur la santé humaine sont considérés comme la principale source de préoccupation, le smog a aussi d’importants effets néfastes sur une gamme de facteurs environnementaux, notamment pour ce qui est des dépôts acides (ou pluies acides) et de l’action de l’ozone sur la végétation. En outre, la pollution atmosphérique (principalement celle causée par les particules) réduit la visibilité, ce qui a des répercussions d’ordre esthétique, surtout dans les régions où les panoramas naturels sont culturellement et économiquement importants.

En raison de leurs effets, les polluants contenus dans le smog font l’objet, depuis plusieurs décennies, d’une attention soutenue de la part des responsables des politiques et des gestionnaires de risques. Les mesures adoptées dans l’est du Canada et des États‑Unis pour lutter contre les pluies acides ont donné lieu à des réductions notables des émissions de dioxyde de soufre et d’oxydes d’azote (deux précurseurs des particules et de l’ozone). De même, on a noté une amélioration dans les concentrations de PM2,5 et, dans une moindre mesure, dans celles de l’ozone. En juin 2000, des standards pancanadiens relatifs aux PM2,5 et à l’ozone ont été établis afin de réduire les risques pour la santé humaine et l’environnement associés à ces polluants.

À Propos du smog

Le mot « smog » est un terme d’usage général qui désigne une mauvaise qualité de l’air souvent associée à une visibilité réduite. Bien que le smog soit un mélange de polluants, l’Évaluation scientifique canadienne du smog met l’accent sur ses deux principaux composants, soit les particules et l’ozone troposphérique. Les particules (PM) sont un mélange complexe de minuscules gouttelettes et poussières en suspension dans l’air, que l’on caractérise par leur taille. Les particules peuvent être émises directement (PM primaires) ou peuvent se former dans l’atmosphère (PM secondaires) sous l’effet de réactions chimiques qui mettent en jeu les oxydes d'azote (NOX), le dioxyde de soufre (SO2), les composés organiques volatils (COV) et l’ammoniac (NH3). L’ozone troposphérique (O3) est un gaz qui se forme dans l’atmosphère à la suite de réactions entre les NOX et les COV en présence de la lumière du Soleil.

Les PM primaires ainsi que les précurseurs gazeux de l’ozone et les PM secondaires proviennent de sources naturelles (p. ex. incendies de forêt, poussière du sol poussée par le vent, embruns, poussière volcanique) et anthropiques (p. ex. combustion de combustibles fossiles, procédés industriels divers, activités agricoles, poussières des routes) situées au Canada ou ailleurs.

Les PM les plus préoccupantes sont celles qui, chez les humains, peuvent pénétrer dans les poumons. On les classe selon leur taille, soit PM grossières (entre 2,5 µm et 10 µm de diamètre), PM fines (moins de 2,5 µm) et PM ultrafines (moins de 0,1 µm). Étant donné que plus les particules sont fines, plus elles peuvent pénétrer profondément dans les poumons, l’Évaluation scientifique canadienne du smogporte principalement sur les PM2,5, mais examine aussi, lorsqu’il y a lieu de le faire, les résultats concernant d’autres tailles de particules.

Les standards pancanadiens relatifs aux particules et à l’ozone

Les standards pancanadiens relatifs aux particules et à l’ozone sont des objectifs numériques que le Conseil canadien des ministres de l'environnement (CCME) a publiés en juin 2000 en vue de réduire le plus possible les risques pour la santé humaine et pour l'environnement liés à l’exposition. Ces objectifs se fondaient sur les connaissances scientifiques de l’époque et tentaient de concilier, d’une part, la volonté de protéger au mieux la santé et l’environnement à court terme, et d’autre part, la faisabilité et les coûts de la réduction des émissions contribuant aux concentrations de particules et d`ozone dans l`air ambiant. L’objectif numérique pour les PM2,5 avait été fixé pour l’année 2010 à 30 µg/m3 (moyenne sur une période de 24 heures) en fonction de la moyenne annuelle de la valeur du 98e centile, calculée sur trois années consécutives. L’objectif numérique pour l’ozone avait été fixé pour l’année 2010 à 65 parties par milliard (moyenne sur une période de huit heures) en fonction de la moyenne de la 4e mesure annuelle la plus élevée, calculée sur trois années consécutives


3 Organisation mondiale de la Santé, 2009. Global health risks: Mortality and burden of disease attributable to selected major risks. Genève, WHO Press.

4 Association médicale canadienne, 2008. L'air qu'on respire : le coût national des maladies attribuables à la pollution atmosphérique. Ottawa, AMC.

5 Toronto Public Health, 2001. Toronto Air Quality Index: Health Links Analysis. Toronto (Ontario).

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Effets sur la santé humaine

Mortalité

En ce qui concerne la mortalité, la documentation sur les effets de la pollution atmosphérique sur la santé se divise en deux grands types d’études : celles qui examinent la relation entre une exposition chronique ou à long terme (qui s’étend généralement sur de nombreuses années) et les taux de mortalité, et celles qui examinent la relation entre une exposition aiguë ou à court terme (qui dure de un à quelques jours) et les taux de mortalité.

Les études à long terme sont habituellement réalisées sur des cohortes suivies au moyen d’une base de données pour permettre l’étude de l’état de santé des sujets en relation avec divers facteurs de risque (p. ex. tabagisme, habitudes de vie). Ces études portent sur les sujets pris individuellement et sur les facteurs modulant le risque individuel qu’il est possible d’analyser pour obtenir de l’information sur les risques du groupe. Les études à court terme utilisent généralement les registres administratifs établis à diverses fins, comme la facturation et le suivi des soins de santé, afin d’examiner comment les populations réagissent aux facteurs de risque. Dans ces deux types d’études, l’exposition à la pollution atmosphérique est estimée d’après les concentrations mesurées dans les stations de surveillance de la qualité de l’air, qui ont été établies pour surveiller la conformité aux objectifs de qualité de l’air ambiant.

Les études de cohortes servant à évaluer les effets chroniques présentent l’avantage de contenir de l’information détaillée sur les facteurs de risque individuels qui peuvent être étudiés en plus des risques liés à la pollution atmosphérique en fonction du temps. Leur structure longitudinale permet en outre d’estimer l’impact, sur l’abrégement de la vie, d’un facteur de risque individuel comme la pollution atmosphérique. Les cohortes longitudinales sont cependant relativement rares, en raison de l’important fardeau financier et logistique qu’elles supposent. Et comme plusieurs effets de la pollution atmosphérique sur la santé sont également associés à d’autres facteurs de risque (p. ex. les cardiopathies, le tabagisme et l’alimentation), il faut réaliser des analyses approfondies pour discerner les effets propres à la pollution atmosphérique.

Les études d`exposition aiguë sont généralement plus courantes, étant donné que les bases de données dont elles dépendent sont habituellement tenues par des organismes de santé publique et qu’elles appliquent des classifications de mortalité et des méthodes de collecte des données normalisées sur des populations entières. Comme il s’agit d’études se déroulant sur une période relativement courte (qui suivent l’évolution de la mortalité sur une base quotidienne), il n’y a habituellement pas de corrélation entre la pollution atmosphérique et la plupart des autres facteurs de risque généralement associés à la mortalité, et il n’est donc pas nécessaire d’en tenir compte dans les analyses. Les facteurs les plus importants à considérer dans les études à court terme sont les variables météorologiques, même si cela exige une vaste modélisation statistique. Cependant, contrairement aux études à long terme, ces analyses renseignent peu sur les facteurs de risque et les autres facteurs (p. ex. les facteurs liés à la situation socioéconomique) qui modulent la relation avec la pollution atmosphérique et ne peuvent être évalués directement.

Les études à court terme et à long terme fournissent toutes deux de l’information sur l’ampleur du risque découlant de l’exposition à la pollution atmosphérique. Leurs résultats sont vraisemblablement de nature additive (c.-à-d. que les données associées à la mortalité observées dans un type d’étude ne sont pas comptabilisées dans l’autre) et peuvent renseigner sur la sensibilité à partir de l’examen des causes de décès de toutes origines confondues, des causes de décès d’origine respiratoire, des causes de décès d’origine cardiovasculaire et des causes de décès d’autres origines, ainsi qu’à partir d’analyses effectuées en fonction de l’âge. Les études de cohortes à long terme sont cependant considérées comme plus robustes et plus instructives, car elles tiennent compte d’autres facteurs de risque, et leur période de suivi permet l’examen d’enjeux importants, comme la durée de vie perdue.

À la suite de la parution en 1999 des évaluations scientifiques canadiennes6 sur les particules (PM) et sur l’ozone (O3), et étant donné les questions qui ont été soulevées quant à l’analyse des grandes études américaines sur l’exposition chronique7 et leur applicabilité à la population canadienne, il a été déterminé que l’accent devait être mis sur les associations à court terme entre ces polluants et le taux de mortalité. La priorité accordée à l’exposition à court terme aux particules et à l’ozone a donc orienté le calcul des standards pancanadiens sur une période de 24 heures pour les PM2,5 et de huit heures pour l’ozone. Les travaux effectués depuis une dizaine d’années indiquent que, même si les standards à court terme restent fondés scientifiquement, on dispose actuellement de données pour l’exposition à long terme et l’impact sur la mortalité prématurée, qui justifient pleinement l’établissement d’un standard canadien pour la qualité de l’air davantage axé sur le long terme (soit une valeur annuelle).

Mortalité attribuable à une exposition chronique

Même si d’autres cohortes ont été analysées, l’étude de l’ACS et celle dite des « six villes » demeurent les plus importantes et fournissent les estimations de risques les plus fiables, essentiellement pour des raisons méthodologiques comme leur vaste effectif et leur structure basée sur l’ensemble de la population. Les nouvelles analyses des résultats de ces études ainsi que d’autres travaux ont confirmé les résultats précédents, mais ont également permis de mieux étayer l’impact des particules sur les sous-populations vulnérables, comme les personnes atteintes de cardiopathie ischémique. En raison de sa grande taille et de sa période prolongée de suivi, la cohorte de l’ACS sert généralement à estimer les risques. L’étude des six villes est toutefois également utilisée et génère des estimations de risques encore plus élevés que l’étude de l’ACS. Ces deux études ont servi à estimer la durée de vie perdue attribuable à l’exposition aux polluants atmosphériques, et malgré les écarts observés, les valeurs obtenues sont importantes, allant de plusieurs mois à deux ans. Par ailleurs, la cohorte de l’ACS a révélé l’existence d’un lien statistiquement significatif avec la mortalité et le cancer du poumon, même si les résultats ne permettent pas d’établir une association avec le déclenchement de ce type de cancer. Malgré leur moindre puissance statistique du fait de leur plus faible effectif et de leur méthodologie, de récentes études de cohortes canadiennes ont également révélé un risque important de mortalité, et certains résultats ont mis en lumière le rôle potentiel des facteurs socio-économiques pour ce qui est de la nature exacte des effets (c.-à-d. un impact plus important observé chez les groupes socio-économiquement défavorisés).

Une nouvelle analyse des résultats issus de plusieurs cohortes a constitué la principale démarche d’examen des relations entre une exposition chronique à la pollution atmosphérique et la mortalité. Il s’agit essentiellement de la cohorte de l’American Cancer Society (ACS) et de celle de l’étude de Harvard sur six villes. Bien que les résultats de ces études soient accessibles depuis le milieu des années 1990, certains aspects de l’analyse ont soulevé des questions quant à l’interprétation des résultats. Des analyses subséquentes ont permis de résoudre ces questions et d’ouvrir de nouvelles perspectives dans la compréhension globale des effets. Plusieurs autres cohortes, quoique plus petites, ont également été analysées. Toutes ces analyses ont révélé l’existence de relations positives, généralement statistiquement significatives, entre l’exposition à long terme à la pollution atmosphérique et la mortalité prématurée, notamment la mortalité pour toutes causes confondues, ainsi que plusieurs sous-catégories de causes comme les causes cardiovasculaires et respiratoires.

Les analyses ont notamment permis de constater la prédominance des effets délétères sur la santé attribuables aux particules fines par rapport à ceux qui sont attribuables aux particules grossières (PM10-2,5) et aux co-polluants comme le dioxyde d’azote (NO2) et le monoxyde de carbone (CO). Dans certains cas, le dioxyde de soufre (SO2) est également lié de manière statistiquement significative à des effets néfastes, bien que certains chercheurs aient soutenu qu’il s’agit plutôt d’un indicateur de particules issues de sources précises. Les effets sur le système cardiovasculaire ont également été mieux caractérisés, et bien que des mécanismes respiratoires semblent aussi entrer en jeu, on sait aujourd’hui que la plupart des décès liés à la pollution atmosphérique résultent de ses effets sur la santé cardiovasculaire.

Des études américaines reliant l’exposition chronique à la mortalité ont été utilisées dans le monde entier par diverses organisations comme l’OMS et l’Union européenne (UE) pour caractériser la mortalité liée aux particules. On ne disposait pas d’études de cohortes canadiennes jusqu’à tout récemment. Deux cohortes regroupant des millions de Canadiens viennent cependant d’être constituées, et les données sur les effets de l’exposition chronique à plusieurs polluants atmosphériques, y compris les particules et l’ozone, sont en cours d’analyse. Ces cohortes permettront d’examiner les relations dans le contexte relativement peu pollué de l’environnement canadien; elles fourniront une grande quantité d’information sur la sensibilité, ce que les autres cohortes ne peuvent faire, et permettront d’étudier les associations avec divers facteurs de risque propres au Canada. Elles se prêteront en outre à une analyse axée sur le déclenchement de la maladie. Les premiers résultats devraient être disponibles en 2011.

Étant donné son importance, il convient de mentionner l’analyse de la cohorte de l’ACS effectuée en 2009, et ce, malgré que cette étude ait été publiée en dehors de la période visée par la présente évaluation. Des années supplémentaires de données ont été utilisées pour évaluer entre autres choses la relation de l’ozone et des particules avec les causes de décès d’origine respiratoire et cardiaque. L’une des caractéristiques importantes de l’étude est que, contrairement aux analyses précédentes de la cohorte de l’ACS, elle révèle l’existence d’une relation statistiquement significative entre l’exposition à long terme à l’ozone et la mortalité prématurée. De plus, cette relation semble se limiter aux causes de décès d’origine respiratoire (les particules sont avant tout associées aux causes de décès d’origine cardiaque) et être fonction de la moyenne estivale (les effets des particules dépendent des moyennes annuelles). Les résultats relatifs à l’ozone laissent supposer l’existence d’un seuil (contrairement aux particules qui ne présentent pas de seuil apparent). Cette constatation sur l’ozone pourrait résulter de l’amélioration des techniques d’analyse, mais elle est plus probablement due aux années supplémentaires de données, qui améliorent la puissance statistique de l’étude (comme la mortalité d’origine respiratoire est une cause de décès beaucoup moins fréquente que celle d’origine cardiaque, il peut s’avérer plus difficile d’observer ces effets).

Dans l’ensemble, la base de données sur la mortalité liée à l’exposition chronique s’est grandement bonifiée depuis 1999, en raison des nouvelles études et des nouvelles analyses des données de cohortes existantes qui révèlent que les particules fines (PM2,5) constituent un important enjeu de santé publique. Les PM2,5 continuent d’être le principal facteur qui explique les effets à long terme de la pollution atmosphérique sur la mortalité prématurée, et ce paramètre offre un fondement scientifique solide pour l’établissement d’un objectif de qualité de l’air ambiant visant le long terme. Alors qu’on ne disposait que de peu d’information au sujet du lien entre l’exposition chronique à l’ozone et la mortalité, une analyse toute récente de l’étude de cohorte de l’ACS souligne l’importance possible de ce paramètre comme cause de mortalité d’origine respiratoire. Cette conclusion doit cependant être confirmée et nécessite des connaissances additionnelles pour en dégager la pertinence dans le contexte canadien.

Mortalité attribuable à une exposition aiguë

Les études sur une seule ville sont plus fréquentes, mais les études sur plusieurs villes sont généralement considérées comme étant plus robustes. Ces dernières présentent souvent une plus forte variabilité de réponses (attribuable à la grande variété de conditions dans les différentes villes incluses), mais elles peuvent être supérieures aux études sur une seule ville, car elles examinent une plus grande variété de conditions, ne souffrent pas de biais de publication (la possibilité que les études négatives sur une seule ville ne soient pas publiées) et affichent une plus grande puissance statistique en raison de la plus grande taille de leur échantillon. Elles permettent donc l’examen de catégories d’âges et de maladies plus précises qu’il serait impossible d’étudier autrement. Les méta-analyses combinent les résultats de plusieurs études (habituellement sur une seule ville).

Selon les documents des évaluations scientifiques canadiennes de 1999, il y avait des preuves substantielles d’une association entre l’exposition à court terme à des concentrations plus élevées d’ozone et de particules fines et la mortalité prématurée. Depuis ce temps, on dispose d’un certain nombre d’études sur une ou plusieurs villes,  en plus de méta-analyses.

D’après la majorité de ces études (anciennes et nouvelles), les particules ont des effets positifs et généralement statistiquement significatifs sur le taux de mortalité. Bien que ces études mettent l’accent sur le rôle des particules fines, la fraction grossière des particules (PM10-2,5) ne peut être ignorée.

Les risques estimés sont toutefois presque toujours plus élevés pour les particules fines, tout particulièrement dans les études portant sur les causes précises de décès (c.-à-d. d’origine respiratoire et cardiovasculaire). De nombreuses études ont examiné des catégories de mortalités plus précises comme les accidents vasculaires cérébraux, les infarctus du myocarde, les cardiopathies ischémiques, l’insuffisance cardiaque chronique, la pneumonie et la maladie pulmonaire obstructive chronique. Dans presque tous les cas, le risque s’accroît en présence d’une maladie préexistante. L’intervalle de temps qui s’écoule entre l’exposition à des concentrations élevées et la mortalité qui en résulte est assez court, généralement de l’ordre d’un jour; l’existence d’intervalles de plusieurs jours indique toutefois un effet prolongé et un risque global plus élevé que pour toute situation où l’intervalle n’est que d’une journée.

L’étude canadienne sur plusieurs villes a permis de constater que les particules fines présentent des effets semblables à ceux observés dans d’autres analyses (études sur une seule ville et autres études sur plusieurs villes). La recherche a également mis en lumière l’impact considérable du dioxyde d’azote (NO2) et de l’ozone. Les particules se sont révélées être le premier facteur déterminant par rapport à la mortalité dans une vaste étude américaine sur plusieurs villes (NMMAPS8). L’envergure de cette étude a permis l’examen d’un grand nombre de sous-questions. Entre autres conclusions, il a été établi que les variables météorologiques ne pouvaient pas expliquer les associations entre la pollution atmosphérique et la mortalité découlant d’une exposition aiguë; les effets ne se limitaient pas à une seule saison, mais semblaient relativement uniformes tout au long de l’année. Les méthodologies statistiques (c.-à-d. l’utilisation de modèles additifs généralisés [MAG]) qui avaient auparavant soulevé des critiques au sujet des résultats d’études sur une seule ville ne constituaient plus un enjeu important. Les caractéristiques du modèle (mode précis de traitement statistique des données), même s’ils modifiaient un peu les résultats, n’ont pas eu d’impact notable sur les résultats globaux. Bien que l’étude NMMAPS ait déterminé que les particules étaient le principal facteur déterminant pour la mortalité, l’ozone constituait aussi un facteur de risque important, l’étude originale ayant établi l’existence d’un effet positif et statistiquement significatif durant la saison chaude et d’un effet positif non statistiquement significatif durant l’année. Selon une analyse de suivi portant sur un plus grand nombre d’années, il y avait des effets similaires pour ce qui concerne l’été et un effet statistiquement significatif pour ce qui concerne l’ensemble de l’année (qui reflète peut-être la meilleure puissance statistique associée à la plus grande série de données). Comme ce fut le cas dans d’autres études, l’analyse de la NMMAPS a également mené aux conclusions suivantes : les risques associés aux décès d’origine cardio-pulmonaire sont plus élevés que ceux associés aux décès de toutes causes confondues; la prise en compte des co-polluants ne modifie pas les résultats associés à l’ozone; et les risques relatifs les plus élevés sont associés aux intervalles les plus courts (de 0 à 1 jour), mais les risques accrus persistent pendant quelques jours au-delà de cet intervalle.

Dans une importante étude européenne sur plusieurs villes9 on a obtenu des résultats semblables à ceux constatés en Amérique du Nord. On a observé un impact plus élevé sur l’ensemble des effets nocifs durant l’été ainsi que des risques accrus associés aux catégories de décès d’origine cardiovasculaire et respiratoire. Ces travaux ainsi que d’autres études ont également examiné l’importance de diverses concentrations d’ozone pondérées dans le temps (c.-à-d. une heure, huit heures et 24 heures). Si les temps d’exposition plus courts produisaient des estimations de risques légèrement plus élevées, les différences n’étaient pas statistiquement significatives.

On trouve généralement des relations statistiquement significatives entre la mortalité prématurée et les expositions aiguës aux particules et à l’ozone dans les études portant sur une seule ville. Ces études viennent confirmer que l’effet de l’ozone est plus prononcé durant la saison chaude, et que les risques liés aux particules semblent être relativement constants tout au long de l’année.

Beaucoup d’études d`expositions à court terme ont examiné comment les associations entre pollution et mortalité se modifiaient lorsque les expositions aux co-polluants étaient prises en compte. Les estimations du risque lié aux particules demeurent robustes après ajustement en fonction des autres polluants. Bien qu’elles diminuent parfois dans les modèles qui incluent les polluants gazeux (en particulier le NO2, qui est souvent fortement corrélé avec les particules), elles restent positives et la plupart du temps statistiquement significatives.

Dans l’ensemble, à quelques exceptions près, l’incidence de l’ozone sur la mortalité prématurée n’est pas sensiblement modifiée par la prise en compte des particules ou d’autres polluants. Parce que les concentrations d’ozone et la température sont fortement corrélées, un certain nombre d’études ont examiné l’influence des variations de la température de l’air ambiant dans leurs modèles de mortalité pour déterminer si les effets de l’ozone étaient sensibles à cette variable. Les résultats indiquent que les méthodes utilisées dans les études épidémiologiques qui rendent compte des effets de la température sont adéquates : la température de l’air ne module pas de manière notable la relation entre l’ozone et la mortalité ou les particules et la mortalité.

Un certain nombre d’études sur la santé de la population ont examiné le phénomène des concentrations seuils par rapport aux effets de l’ozone et des particules sur le taux de mortalité. Des ajustements ont été apportés aux modèles de rechange, et une distinction a été effectuée entre jours de forte et jours de faible pollution (qui correspondent habituellement au partage entre les valeurs conformes et non conformes à une norme de qualité de l’air) afin de déterminer si les estimations des risques varient. La forme de la courbe dose-réponse particules-mortalité associée à une exposition à court terme a été examinée dans plusieurs études. Dans chaque cas, l’analyse a révélé une association quasi linéaire sans seuil apparent. Pour l’ozone, la plupart des études existantes ne permettent pas d’appuyer l’hypothèse d’une concentration « sans effet ».

L’absence relative de données aux niveaux d’exposition faibles, le risque d’erreur de classification de l’exposition ainsi que l’hétérogénéité propre aux populations humaines imposent certaines limites à l’interprétation de la forme de la relation exposition-mortalité, en particulier aux concentrations faibles. L’analyse de la NMMAPS pour l’ozone portant précisément sur cet aspect n’a pas démontré une baisse des risques aux concentrations les plus faibles et a conclu qu’un seuil, si tant est qu’il y en ait un, ne pourrait se situer qu’à des concentrations bien inférieures aux concentrations naturelles. Cette constatation s’apparente aux analyses faites pour documenter l’évaluation scientifique canadienne de 1999, qui relevaient des associations entre la mortalité et les hospitalisations, tant pour l’ozone que pour les particules, aux plus faibles concentrations ambiantes mesurables. Bien qu’il soit fort probable que des seuils d’effet existent à l’échelle individuelle, la présence de très grandes « sous-populations » atteintes de maladies cardiorespiratoires préexistantes, la grande variabilité interindividuelle quant aux effets observés dans les études d’exposition contrôlée, l’existence d’une sensibilité de nature génétique et d’autres facteurs donnent à penser qu’il n’y aurait pas de seuils d’effet à l’échelle des populations ou qu’un tel seuil n’existerait qu’à de très faibles concentrations.

La question du déplacement temporel des décès, attribuable à une exposition aux polluants atmosphériques, a été examinée dans plusieurs études de la mortalité associée à une exposition aiguë. Même si leur analyse et leur interprétation s’avèrent difficiles, les études portant sur cette question (qui prolongent habituellement la période d’analyse de plusieurs jours à quelques semaines) n’ont pas réussi à démontrer clairement que le délai avant le décès avait été seulement écourté brièvement. Il s’agit d’une conclusion importante, car un décalage de quelques jours seulement est peu significatif sur le plan de la santé publique. Ces résultats appuient l’hypothèse voulant que l’exposition à la pollution atmosphérique affecte considérablement la date du décès, et que ces décès ne surviennent pas chez des personnes fragiles déjà en fin de vie et dont le décès ne s’est produit que quelques jours plus tôt. L’exposition à court terme à la pollution atmosphérique semble plutôt devancer la date de décès des personnes sensibles de l’ordre de quelques semaines ou mois.

Études d’intervention

Au cours des dix dernières années tout particulièrement, les occasions d’examiner les bienfaits pour la santé publique d’une réduction (intentionnelle ou non) de la pollution atmosphérique se sont multipliées. À trois occasions, on a enregistré une réduction très importante de la pollution atmosphérique due aux particules pendant une période suffisamment longue pour permettre l’étude des bienfaits de cette diminution sur la santé du point de vue du taux de mortalité. Dans chacun des cas (soit lors d’une grève dans une usine sidérurgique de la vallée de l’Utah, d’une interdiction d’utiliser du charbon pour le chauffage domestique à Dublin et d’une amélioration considérable de la qualité du carburant à Hong Kong), la pollution associée aux particules ambiantes a chuté rapidement et de manière prolongée. Une analyse ultérieure a démontré une diminution concomitante de la mortalité (et d’autres effets néfastes). D’autres études ont révélé que l’accumulation progressive de mesures visant un plus grand nombre de sources différentes, comme celles adoptées au cours des 30 dernières années en Amérique du Nord et en Europe, a également permis de réduire les concentrations de particules et entraîné une baisse de la mortalité d’origine cardiovasculaire et respiratoire et des symptômes respiratoires chez les enfants. Malgré les limites inhérentes à la méthodologie utilisée, ces études viennent appuyer les observations faites dans les analyses épidémiologiques présentées précédemment.

Conclusions

Dans l’ensemble, les études plus récentes ont confirmé les résultats antérieurs et ont également permis de mieux comprendre l’impact des particules et de l’ozone sur la mortalité prématurée. La confirmation des impacts d’une exposition à long terme aux particules et l’orientation que ce constat donne à l’adoption d’un objectif de qualité de l’air ambiant fondé sur cette relation (c.-à-d. une norme annuelle) revêtent une importance particulière. Bien que les pointes quotidiennes de pollution atmosphérique aient des effets importants et justifient l’établissement de normes visant les courtes durées (24 heures ou moins), l’exposition à long terme s’accompagne d’effets considérablement plus importants. Étant donné que les mesures de gestion des risques liés à une exposition prolongée peuvent différer de celles qui sont associées à une exposition à court terme, il apparaît justifié d’adopter ces deux types de normes. Les résultats associés aux effets cardiovasculaires, y compris les critères d’évaluation précis tels que les cardiopathies ischémiques, indiquent que l’appareil respiratoire, premier point d’impact de la pollution, n’est pas le seul système à subir les effets néfastes de la pollution atmosphérique. En outre, bon nombre des résultats indiquent que les particules contribuent à l’apparition de cardiopathies en plus d’exacerber les maladies préexistantes.

L’apparition d’une maladie est considérée comme étant plus significative que l’aggravation d’une maladie existante, car elle implique l’émergence de nouveaux cas et/ou la progression de la maladie vers des stades plus avancés. Cela indique que les méthodes actuelles d’évaluation des effets néfastes de la pollution atmosphérique engendrent des sous-estimations. Les travaux plus récents sur la relation entre la mortalité respiratoire et l’ozone révèlent qu’il est possible de réglementer ce polluant par l’établissement d’un standard visant l’exposition chronique (qui pourrait être une moyenne durant la saison chaude). Une analyse plus poussée semble cependant nécessaire avant d’envisager définitivement cette mesure. Des données plus récentes et la majorité des données confirment également la nécessité de conserver des standards fondés sur une moyenne à court terme (24 heures pour les PM2,5 et huit heures pour l’ozone). La base de données scientifiques confirme également que la mortalité survient tout au long du continuum de l’exposition subie par la population canadienne, et qu’une approche sans seuil, fondée sur la population, constitue pour le moment l’interprétation la plus juste des données.

Morbidité

Morbidité associée à une exposition chronique

L’étude de la morbidité liée à l’exposition chronique continue de privilégier les maladies cardiovasculaires et respiratoires, même si les nouvelles études sont plutôt rares et que les effets de type respiratoire sont ceux les plus observés à ce jour. Les études antérieures révèlent que l’ozone affecte de manière importante la santé pulmonaire des enfants. Ces résultats se fondent cependant largement sur des niveaux d’exposition élevés non observés au Canada. Les résultats associés à des concentrations d’ozone plus caractéristiques du contexte canadien ne sont pas concluants, et globalement, il y a relativement peu d’études qui portent sur l’exposition chronique et la morbidité.

Présentement, d’importants travaux de recherche visent surtout à comprendre dans quelle mesure la pollution atmosphérique provoque des maladies chroniques ou contribue à leur progression. Une grande partie de ces travaux s’intéressent à la santé cardiovasculaire en raison de l’importance globale des cardiopathies dans la société actuelle. Les plus récentes recherches semblent indiquer que la pollution atmosphérique (surtout les particules fines) favorise la progression de plusieurs effets cardiaques majeurs.

L’étude récente la plus importante dans ce champ de recherche est celle sur la santé des enfants réalisée en Californie. Cette étude de cohorte prospective bien conçue a examiné une diversité de polluants atmosphériques et les effets néfastes associés à une vaste plage de concentrations. Si les particules fines (et le carbone élémentaire) étaient associées à la plupart des paramètres étudiés (p. ex. croissance des poumons, symptômes respiratoires, asthme), il en était de même pour d’autres co-polluants comme les vapeurs d’acides et le dioxyde d’azote. La fonction pulmonaire, la croissance et le développement des poumons sont affectés par ces polluants, mais aucun polluant ne se distingue des autres par un effet particulier. La croissance et le développement des poumons sont affectés jusqu’à l’âge de 18 ans, ce qui correspond à la maturité pulmonaire et au point où les lésions sont peu susceptibles de guérir, ce qui compromet la santé pulmonaire à long terme du sujet. En outre, les enfants qui ont quitté dans leur plus jeune âge les zones à concentrations élevées de particules pour s’établir dans un secteur moins pollué présentaient un rétablissement notable de la fonction pulmonaire, et vice versa. Il n’existe pas d’association entre la plupart des paramètres et les concentrations ambiantes d’ozone. Deux effets indésirables particuliers, l’absentéisme scolaire en raison de troubles respiratoires et le développement de l’asthme, ont cependant été associés à une exposition à des concentrations élevées d’ozone, mais pas à une exposition aux autres polluants. Dans ces analyses, l’asthme n’est apparu que dans les groupes d’enfants vivant dans les collectivités les plus exposées à l’ozone (concentrations supérieures à celles enregistrées au Canada) et qui jouaient beaucoup dehors. L’absentéisme scolaire a été observé à diverses concentrations, y compris à celles correspondant au contexte de qualité de l’air canadien.

L’étude sur la santé des enfants de la Californie, qui a débuté en 1992, est une grande étude à long terme des effets de l’exposition chronique à la pollution atmosphérique sur la santé des enfants vivant dans le sud de la Californie. Les enfants sont davantage vulnérables à la pollution atmosphérique que les adultes, parce que leurs poumons et leur corps sont encore en développement. Ils sont également davantage exposés à la pollution atmosphérique que les adultes, car ils respirent plus rapidement et s’adonnent davantage à des activités extérieures exigeant un effort.

Environ 5500 enfants de 12 localités ont pris part à l’étude, dont les deux tiers étaient des élèves de quatrième année. Des données sur la santé des enfants, l’exposition à la pollution atmosphérique et divers facteurs qui modifient leurs réactions à la pollution atmosphérique ont été recueillis chaque année jusqu’à ce que les enfants obtiennent leur diplôme d’études secondaires. Les premiers résultats de recherche ont paru en 2000, et de nouveaux articles sont publiés à mesure que les données sont analysées.

Plusieurs études réalisées en Europe et en Amérique du Nord (y compris dans la région de Vancouver, en Colombie-Britannique) ont relevé des relations statistiquement significatives entre l’exposition aux particules (et, dans certains cas, à des sources précises de particules) et des effets néfastes sur le système auditif de l’enfant. Bien que souvent caractérisées comme étant de moindre importance que d’autres effets nocifs, les otites de l`oreille moyenne (principale cause de prescription d’antibiotiques chez les plus jeunes) et divers autres paramètres de santé ont été associés aux concentrations de particules observées. Il s’agit là d’un enjeu important pour la santé de la population, parce que ces problèmes sont, dans certains cas, la cause la plus fréquente d’hospitalisation chez les plus jeunes.

Morbidité associée à une exposition aiguë – Hospitalisations et consultations en salle d’urgence

Des études antérieures sur les hospitalisations et les consultations en salle d’urgence (CSU) relèvent une relation relativement robuste, et statistiquement significative dans la plupart des recherches, avec les concentrations ambiantes d’ozone et de particules (indépendantes les unes des autres).

Les études de ce type sont moins fréquentes que celles sur la mortalité prématurée, en grande partie parce que les bases de données centralisées sur les hospitalisations sont moins nombreuses et plus difficiles à utiliser. Dans l’ensemble, les résultats des travaux récents de ce type sont compatibles avec les recherches antérieures. Globalement, les résultats révèlent des relations statistiquement significatives entre les hospitalisations non planifiées et les concentrations de particules (généralement PM10) et d’ozone. Comme ces études présentent généralement une moindre puissance statistique (en raison de la taille de l’échantillon) que celles portant sur la mortalité, les causes précises de morbidité se prêtent moins à une analyse détaillée. Dans les études qui sont assez vastes pour s’y prêter cependant, les risques et le niveau de signification statistique s’avèrent plus élevés pour certaines catégories de maladies (en particulier les maladies cardiorespiratoires) et dans le groupe des personnes âgées (les maladies cardiorespiratoires sont beaucoup plus répandues chez les 55 ans et plus). En outre, les asthmatiques, et en particulier les enfants asthmatiques, semblent être plus sensibles aux effets des particules et de l’ozone que l’ensemble de la population.

Tout comme dans les études sur la mortalité, certaines tendances saisonnières se dégagent dans la relation entre les consultations à l’hôpital et l’exposition à l’ozone. Bien qu’il y ait, en général, concordance entre les concentrations d’ozone et les effets néfastes sur la santé, la relation est nettement plus forte pendant la saison chaude (les difficultés liées au traitement de la variance entre les saisons ou la probabilité accrue d’exposition en saison chaude peuvent être en cause). Cette relation s’avère également dans les études des CSU, en particulier pour l’asthme. Les associations entre l’exposition aux particules et les consultations à l’hôpital n’affichent pas de saisonnalité, comme l’indique le fait que les analyses centrées sur une saison génèrent des résultats semblables à celles qui portent sur l’ensemble de l’année.

La prise en compte de co-polluants qui pourraient être associés à une morbidité aiguë ne modifie pas de manière significative les effets de l’ozone sur les CSU et les hospitalisations. Cette observation est moins évidente dans le cas des particules, car on a observé dans certaines études (y compris celles réalisées au Canada) que les résultats associés aux particules variaient parfois lorsque d’autres polluants étaient inclus (surtout le NO2). Ces études utilisent souvent des indicateurs variés en ce qui concerne la taille des particules (p. ex. PM10 ou PM2,5), ce qui rend difficile l’obtention de conclusions exactes et illustre en même temps le fait qu’aucune étude n’est parfaitement adaptée pour observer une réponse.  

Morbidité associée à une exposition aiguë – Études par panel

Les études par panel comportent l’examen de petits groupes de personnes qui accomplissent leurs tâches quotidiennes normales ou des activités particulières. Ces études consistent à recueillir des données individuelles sur l’activité et l’exposition et à chercher s’il existe des relations entre ces données et l’état de santé. Les études par panel peuvent servir de pont entre les vastes analyses épidémiologiques et les études menées en laboratoire dans des conditions contrôlées, mais on a de plus en plus tendance à les utiliser isolément pour mettre en lumière l’existence de relations importantes. Jusqu’au moment de la préparation du présent document, la plupart des études par panel s’étaient limitées aux seuls paramètres respiratoires. Des travaux plus récents s’intéressent toutefois aux maladies cardiovasculaires, et des conclusions dans ce domaine sont attendues sous peu.

Les recherches sur les effets de la pollution atmosphérique se font souvent auprès de sujets asthmatiques en raison de leur plus grande sensibilité et vulnérabilité aux polluants, les enfants étant les sujets de choix de la plupart de ces études. On constate habituellement un accroissement des symptômes respiratoires et de l’usage de médicaments, accompagné d’une réduction de la fonction pulmonaire, à la suite d’une exposition à la pollution atmosphérique. Dans le petit nombre d’études ayant porté sur la gravité des réactions de type asthmatique, il semble que les cas d’asthme les plus sévères sont susceptibles d’éprouver des effets néfastes plus importants. Chez les personnes non asthmatiques, on constate une hausse des symptômes respiratoires, qui ne se traduit cependant pas d’emblée par une atteinte de la fonction pulmonaire. Inversement, les personnes atteintes de maladie pulmonaire obstructive chronique (MPOC) présentent une atteinte de la fonction pulmonaire qui n’est cependant pas assortie d’un usage accru de médicaments ou d’une accentuation des symptômes. Cependant, les difficultés associées à l’étude de ce groupe dont la santé est souvent lourdement atteinte ne permettent pas toujours de tirer des conclusions définitives.

Les études par panel sur la morbidité aiguë ont trouvé des associations entre divers symptômes respiratoires et l’utilisation de médicaments et la présence de PM10 et de PM2,5. Malgré le nombre restreint d’études, il existe des indications claires qui suggèrent que les PM10 sont davantage associées à des symptômes touchant les voies respiratoires supérieures, tandis que les PM2,5 sont plus clairement associées à des symptômes touchant les voies aériennes inférieures, ce qui correspond aux régions des poumons où les particules ont le plus tendance à se déposer. On a également observé une association entre les particules ultrafines et diverses atteintes respiratoires et cardiaques dans un faible nombre d’études, mais les résultats de ces études ne concordent pas entièrement.

Un nouveau champ de recherche, celui des biomarqueurs d’effet (une mesure d’un phénomène physiologique ou biologique qui n’est pas en soi indésirable, mais qui signale un processus qui peut ou va conduire à un effet néfaste), permet de mesurer des effets de façon moins invasive que dans la plupart des études par panel ou en laboratoire. De plus, cette technique peut s’appliquer à un plus grand nombre de personnes, y compris à celles dont la santé est davantage atteinte. Ces études s’intéressent essentiellement aux processus inflammatoires et cardiovasculaires dont plusieurs seraient responsables d’effets aigus et chroniques sur la santé. Ces études ont notamment permis de relever une production accrue de marqueurs de l’inflammation pulmonaire chez les asthmatiques par rapport aux sujets sains, ce qui pourrait expliquer en partie la sensibilité de cette sous-population à l’ozone et aux particules.

Une variété de marqueurs de l’inflammation cardiaque et circulatoire, indicateurs possibles d’un stress cardiovasculaire aigu et chronique, font également l’objet d’un examen attentif. Des résultats statistiquement significatifs ont été obtenus chez les populations âgées, mais il convient de mentionner que l’on a observé des marqueurs de stress chez de jeunes sujets sains. Il existerait des voies menant à des manifestations coronariennes aiguës (chez les sujets ayant une maladie préexistante) ainsi qu’à des lésions des tissus cardiaques et circulatoires, à des troubles ou à des pathologies à long terme. Les derniers travaux se sont concentrés sur les indicateurs de la fonction cardiaque (comme la variabilité du rythme cardiaque) et confirment les effets directs et indirects des particules inhalées sur la fonction cardiaque. Dans l’ensemble, les études sur les biomarqueurs viennent corroborer les relations épidémiologiques associées à la mortalité prématurée et aux hospitalisations.

Bien qu’il existe relativement peu d’études récentes sur l’ozone dans ce domaine, les travaux de caractérisation de l’exposition à ce gaz dans des camps d’été et auprès de randonneurs viennent confirmer les résultats d’études antérieures, tout en procurant quelques renseignements supplémentaires. Ces résultats révèlent une baisse de la fonction pulmonaire et une hausse des symptômes respiratoires, associées à une exposition croissante à l’ozone, effets pouvant être plus prononcés chez les asthmatiques. La présence de particules et d’autres co-polluants semble par ailleurs n’avoir aucune incidence sur ces effets, et ceux-ci s’observent à des concentrations inférieures à celles utilisées en laboratoire.

Conclusions

Les études portant sur les effets d’une exposition à long terme sur la morbidité respiratoire relèvent des associations positives et statistiquement significatives entre les particules fines et des effets respiratoires comme la réduction de la fonction pulmonaire et les maladies respiratoires chroniques comme la bronchite chronique. Selon les travaux actuels sur l’ozone, une exposition à ce gaz pourrait entraîner des effets respiratoires chroniques. On ne sait toutefois pas avec certitude si les effets décelés dans ces études ne sont observés qu’après une exposition à de fortes concentrations, et les travaux plus récents n’ont apporté aucune réponse à la question. L’étude sur la santé des enfants de la Californie révèle que l’exposition à des particules et à l’ozone (ainsi qu’à d’autres polluants) provoque diverses manifestations respiratoires défavorables et qu’elle affecte plus particulièrement la croissance pulmonaire.

Les études sur la morbidité cardiaque renseignent également sur les mécanismes (p. ex. inflammation, arythmies cardiaques et autres paramètres du débit cardiaque) par lesquels les particules pourraient entraîner des maladies chroniques et créer des conditions menant à des événements cardiaques soudains conduisant à l’hospitalisation ou au décès.

Les études épidémiologiques révèlent l’existence d’associations entre l’exposition à court terme aux PM2,5 et à l’ozone et les effets cardio-respiratoires, les hospitalisations et les consultations en salle d’urgence. L’étude des causes précises pour certaines maladies (crise cardiaque, pneumonie) met également en cause ces deux polluants. Cependant, à cause de leur faible nombre de cas, ces études  rapportent des résultats moins fiables que ceux observés lors d’études utilisant la classification générale des maladies.

Dans l’ensemble, les données confirment que l’exposition aux particules et à l’ozone est associée à divers effets respiratoires, que l’exposition aux PM2,5 peut avoir divers effets cardiovasculaires et que l’exposition à ces deux polluants est associée à une augmentation des consultations médicales et hospitalières.

Preuves à l`appui tirées d’autres types d’études

La plupart des études épidémiologiques sur les effets des particules et de l’ozone sur la santé utilisent les concentrations atmosphériques mesurées dans des stations de surveillance centralisées comme mesure de remplacement de l’exposition. Cette approche a souvent été critiquée en raison de l’incertitude qu’elle risque d’introduire dans les études et, par conséquent, dans la validité de leurs conclusions. Selon de récentes études menées pour évaluer la valeur de cette approche comme remplacement de l’exposition individuelle, celle-ci constituerait un bon indicateur de l’exposition des populations aux particules et à l’ozone atmosphériques. Par conséquent, les mesures prises par les appareils de mesure des stations de surveillance centralisées se prêtent aux études épidémiologiques sur la pollution atmosphérique. Voici d’autres observations importantes à signaler :

  • Les PM2,5 semblent pénétrer dans les bâtiments de manière très efficace, de telle sorte que les concentrations ambiantes de PM2,5 sont fortement corrélées avec l’exposition individuelle d’origine ambiante (c.-à-d. que les appareils de mesure des concentrations ambiantes caractérisent bien l’exposition aux particules d’origine ambiante, même dans les environnements intérieurs);
  • Même s’il peut y avoir d’importantes sources de particules à l’intérieur, ces sources sont distinctes des sources extérieures et n’influencent pas les mesures de celles-ci. Les appareils de mesure extérieurs caractérisent donc correctement l’exposition humaine aux particules de l’extérieur, en particulier dans le cas des PM2,5; ainsi, il n’y a pas de corrélation entre les concentrations intérieures et extérieures de particules. Par conséquent, s’il peut y avoir des effets liés aux particules d’origine intérieure, ce ne sont pas ces effets que les études épidémiologiques de l’air extérieur permettent d’observer;
  • Les appareils de mesure du milieu ambiant caractérisent moins bien l’exposition aux particules grossières et ultrafines, ce qui limite la capacité des études utilisant de tels appareils à bien identifier les effets de ces types de particules;
  • Bien que l’exposition individuelle à l’ozone varie énormément, les études indiquent que celle-ci est fortement corrélée avec les concentrations enregistrées par les appareils de mesure du milieu ambiant;
  • L’exposition à l’ozone dépend fortement de la ventilation des milieux intérieurs fréquentés et du temps passé à l’extérieur, et elle est beaucoup plus élevée en été. Les concentrations mesurées par les appareils de mesure du milieu ambiant sont donc plus représentatives de l’exposition individuelle durant la saison chaude, d’autant que les effets de l’ozone sur la santé se limitent souvent à cette période de l’année;
  • La relation entre les concentrations ambiantes et l’exposition individuelle aux particules et à l’ozone varie en fonction des différences qui existent entre les personnes, les villes et les régions, ce qui entraîne une erreur de mesure et un biais possible dans l’estimation du risque. Ce biais peut être positif ou négatif, mais on s’attend à ce qu’il entraîne la plupart du temps une sous-estimation des risques et rende plus difficile l’identification d’un effet sur la santé.

Le travail avec des volontaires humains dans des milieux contrôlés en laboratoire (parfois appelé « étude clinique ») a permis de dégager plusieurs conclusions qui corroborent les résultats observés dans les études épidémiologiques. Même si des considérations d’ordre éthique et logistique viennent limiter la portée des études d’exposition humaine en milieu contrôlé, celles-ci ont révélé l’existence de groupes vulnérables au sein de la population générale, l’évolution temporelle des lésions cardiopulmonaires et les mécanismes par lesquels l’ozone et les particules sont susceptibles d’induire leurs effets (bien que les preuves soient beaucoup moins concluantes dans le cas des particules). Voici d’autres résultats issus de ce type d’études :

  • Des preuves supplémentaires de l’existence, au sein de la population, de sujets par ailleurs en bonne santé qui sont sensibles même à des niveaux très faibles de pollution atmosphérique (d’ozone en particulier);
  • La capacité de l’ozone et possiblement des particules d’accroître l’hyperréactivité bronchique (HRB) en présence d’allergènes communs. L’HRB est une caractéristique de l’asthme; ces résultats expliqueraient peut-être la plus grande vulnérabilité des asthmatiques observée dans les études sur les consultations à l’hôpital et d’autres types d’études;
  • La constatation, à la lumière des résultats de diverses études sur l’exposition à l’ozone, du fait que l’inflammation pulmonaire, les symptômes respiratoires, l’atteinte de la fonction pulmonaire et les lésions cellulaires se résorbent (après l’exposition) à un rythme très différent, les lésions cellulaires se poursuivant après le retour à la normale des autres paramètres d’étude;
  • L’observation de niveaux de réponse individuelle très différents pour tous les paramètres susmentionnés, signe d’une grande variabilité et d’une vulnérabilité inégale au sein de la population;
  • La constatation du fait que l’activité physique augmente la dose inhalée et accroît de ce fait la sensibilité individuelle aux effets néfastes de l’ozone.

Les expériences menées sur des animaux de laboratoire sont de plus en plus révélatrices, malgré les contraintes imposées à l’interprétation à cause des problèmes liés à l’extrapolation hétérospécifique. Des travaux antérieurs, portant par ailleurs sur des expositions à de fortes concentrations, ont permis de discerner un ensemble de mécanismes pouvant expliquer les effets de l’ozone sur la santé. Cette recherche a progressé avec la découverte de mécanismes d’action plus complexes pour l’ozone et d’un ensemble encore plus complexe de mécanismes d’action sur les fonctions pulmonaire et cardiaque pour les particules. Il s’agit notamment des observations suivantes :

  • Une inflammation pulmonaire et des réponses immunitaires modifiées, accompagnées d’une plus forte tendance à l’infection;
  • Une HRB dans les modèles animaux d’asthme, reproduisant les résultats observés chez les volontaires humains et venant appuyer les conclusions des études épidémiologiques sur les asthmatiques;
  • L’utilisation de différentes souches génétiques d’animaux de laboratoire a permis de constater qu’il existe une sensibilité génétiquement déterminée aux particules et à l’ozone, laquelle varie parfois de plusieurs ordres de grandeur;
  • La variabilité interindividuelle des régimes de protection antioxydante corrobore les résultats d’études menées auprès de personnes et de sous-populations sensibles;
  • L’inflammation associée aux particules (et possiblement à l’ozone) ne se limite pas aux poumons et peut également toucher le système cardiovasculaire, un aspect peut-être plus important encore. Cette inflammation combinée au stress oxydatif entraîne une série de changements biologiques, notamment une augmentation des facteurs de coagulation et une modification de la vasoconstriction, du rythme cardiaque et de la variabilité du rythme cardiaque, lesquels sont tous des facteurs de risque connus d’événements cardiovasculaires néfastes;
  • Un nombre limité d’études indique que les particules aux concentrations quasi ambiantes peuvent entraîner la progression des plaques d’athérosclérose, fournissant une voie mécaniste précise pour soutenir les observations tirées des études épidémiologiques sur les relations entre les particules et la mortalité liées aux expositions aiguë et chronique;
  • Bien que les modèles animaux aient montré que les diverses propriétés (chimiques ou physiques) des particules provoquent différents effets, rien ne permet de conclure pour l’instant que certains constituants ou certaines formes de particules sont sans effet.

La plupart des travaux sur les polluants associés au smog continuent de s’intéresser aux effets cardiovasculaires et respiratoires, mais les recherches émergentes indiquent que d’autres systèmes et appareils pourraient être atteints. Il est question notamment d’effets sur la fonction reproductrice (p. ex. poids faible à la naissance et autres problèmes liées à la grossesse) et d’effets possibles générés via le système nerveux. D’autres travaux de recherche doivent être menés avant qu’il ne soit possible de faire des inférences causales sur ces deux types d’effets et sur d’autres d’effets.


6 Groupe de travail fédéral-provincial sur les objectifs et les lignes directrices concernant la qualité de l’air, op. cit.

7 American Cancer Society Study, Pope III, C.A., 1995. « Particulate air pollution as a predictor of mortality in a prospective study of U.S. adults », American Journal of Respiratory and Critical Care Medicine, 151 : 669-674.

Dockery, D.W. et al., 1993. « An association between air pollution and mortality in six U.S. cities », New England Journal of Medicine, 329 : 1753-1759. (Étude de Harvard sur six villes.)

8 National Morbidity, Mortality and Air Pollution Study.

9 Air Pollution and Health: A European Approach.

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Effets sur la santé des écosystèmes

Au Canada, la quantification des effets du smog sur les écosystèmes se limite actuellement aux répercussions de l’ozone (O3) sur certaines espèces végétales. L’ozone est absorbé par les plantes à travers les pores, ou stomates, de leurs feuilles. Une fois absorbé par la plante, l’ozone peut causer des dommages physiques directs, qui entraînent la sénescence (c.‑à‑d. le vieillissement) prématurée, une absorption réduite du dioxyde de carbone (CO2) et une productivité primaire réduite. L’ozone peut également agir indirectement sur les plantes, en détournant l’énergie normalement consacrée à des processus physiologiques importants pour la consacrer à la détoxification de l’ozone. Ces effets sur la santé d’espèces végétales entraînent parfois des changements dans les écosystèmes, puisque les espèces résistantes à l’ozone peuvent devenir dominantes par rapport aux espèces moins résistantes. La réaction des plantes à l’ozone dépend à la fois de la durée et de la concentration de l’exposition à celui‑ci; elle varie également selon l’espèce et le stade de croissance et est modifiée par des facteurs environnementaux comme la teneur en eau du sol et l’humidité.

À l’heure actuelle, les mesures fondées sur l’exposition constituent les meilleurs outils pour quantifier les relations exposition-réponse selon la concentration et sont étroitement liées au paramètre utilisé pour calculer le standard pancanadien relatif à l’ozone. Cette corrélation indique que les mesures visant à réduire la concentration moyenne d’ozone sur huit heures réduiraient également l’exposition de la végétation à l’ozone.

Les répercussions des particules (PM) sur la végétation dépendent de leurs constituants chimiques et de leur taille, puisque ces facteurs déterminent les taux de phytotoxicité des PM pour chaque espèce. La réaction des plantes aux PM est principalement causée par l’altération de la chimie des sols (en effet, les dépôts de particules acides peuvent lessiver les éléments nutritifs du sol vers les eaux de surface) plutôt que par le dépôt direct sur les plantes. Les plantes absorbent divers constituants des PM dans le sol, qui peuvent nuire à la photosynthèse et ainsi réduire la croissance et la productivité des plantes. Les PM peuvent également causer des dommages physiques par abrasion à la surface des plantes. Bien que cette question dépasse le cadre de la présente évaluation, il a également été démontré que les dépôts de particules agissent sur la chimie des eaux de surface et la diversité des espèces10.

Les répercussions des PM et de l’ozone sur la faune constituent un nouveau champ d’intérêt dans la compréhension des répercussions sur les écosystèmes. Les recherches se sont penchées sur les effets indirects des PM et de l’ozone sur les espèces sauvages découlant des incidences sur la végétation, les conditions du sol et les modifications de l’habitat dont dépendent ces espèces. Les résultats d’études sur l’exposition à l’ozone chez les animaux (p. ex. souris, rat, cobaye, macaque rhésus), conçues pour permettre l’extrapolation des résultats afin d’évaluer les effets de l’exposition chez l’être humain, indiquent que les réactions et la sensibilité à l’exposition varient selon l’espèce. Il est donc possible de postuler qu’il en va de même pour les espèces sauvages. À l’heure actuelle, cependant, il n’existe pas de recherches qui permettent d’élargir les résultats de ces études en laboratoire de manière à évaluer les répercussions sur les espèces sauvages ou de déterminer quelles sont les espèces les plus sensibles à l’exposition.


10 Environnement Canada, 2005. Évaluation scientifique 2004 des dépôts acides au Canada. Environnement Canada, Gatineau, Québec.

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Effets sur le bien-être social et économique

Le smog a également des répercussions sociales et économiques très diverses sur des issues importantes pour les Canadiens, liées à la santé ou non. Parmi les répercussions socioéconomiques du smog sur la santé humaine, on compte les coûts des traitements médicaux et la diminution de la productivité des travailleurs causée par les hospitalisations et les consultations en salle d’urgence en raison de maladies respiratoires ou cardiaques.

Les répercussions sur le bien-être social et économique non liées à la santé sont également importantes. Ainsi, l’ozone a une incidence sur la production des exploitations agricoles et forestières du Canada, puisqu’il diminue la productivité primaire des cultures et des forêts. La province de l’Ontario a estimé à 201 millions de dollars les dommages à certaines cultures causés annuellement par l’ozone. De plus, le smog diminue le plaisir que prennent les Canadiens et les touristes à regarder certains lieux et paysages, car les propriétés de dispersion et d’absorption de la lumière des PM réduisent la visibilité. La visibilité dépend de la perception visuelle et est un des indicateurs les plus évidents de la qualité de l’air pour le grand public. Suivant un schéma semblable aux concentrations de PM, au Canada, la meilleure visibilité se trouve sur les côtes, et la plus faible, dans les régions urbaines au centre du pays. De plus, il y a des coûts économiques associés à une visibilité réduite. Par exemple, un seul épisode de détérioration extrême de la visibilité entraîne des pertes de revenus des activités récréo‑touristiques estimées à 7,45 millions de dollars à Vancouver et à 1,32 million de dollars dans la vallée du Fraser. Le standard pancanadien relatif aux PM2,5 ne protège pas la qualité visuelle de l’air, car elle peut se trouver réduite par toute une gamme de concentrations de PM2,5, même à moins de 30 µg/m3.

Enfin, le smog a des répercussions sur le domaine bâti en augmentant le rythme de détérioration des matériaux. Les PM agissent sur les matériaux en accélérant des processus naturels comme la décoloration et le ternissement, ce qui augmenterait la fréquence de remplacement ou de nettoyage des matériaux (p. ex. caoutchoucs, textiles, revêtements de surface).

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Concentrations de smog dans l’atmosphère

Concentrations récentes de particules fines (PM2,5)

Comme on l’a mentionné dans la section « Effets sur la santé humaine », les particules fines (PM2,5) sont particulièrement (bien que non exclusivement) néfastes pour la santé humaine, et par conséquent, l’analyse qui suit s’intéressera surtout à cette taille de particules.

La distribution spatiale des concentrations ambiantes de PM2,5 partout au pays, de 2004 à 2006 (figure 1), définies selon le paramètre du standard pancanadien, indique que le sud de l’Ontario et le sud du Québec présentent les concentrations les plus élevées (> 25 µg/m3). Cette zone fait également partie d’un bassin atmosphérique de fortes concentrations qui comprend tout l’est des États-Unis. Au Canada, les concentrations les plus élevées pour la période de 2004 à 2006 sont survenues dans la région des Grands Lacs, tout particulièrement dans le sud-ouest de l’Ontario, où les centres urbains densément peuplés ont connu des concentrations supérieures au standard pancanadien. Partout dans le sud du Québec et dans l’est de l’Ontario, les concentrations de PM2,5 se maintenaient généralement en dessous de l’objectif du standard pancanadien, à l’exception de certaines collectivités influencées par des industries locales et de grands centres urbains. Ceci montre bien à quel point les émissions peuvent entraîner des concentrations locales élevées. Il existe des incertitudes sur les concentrations exactes et les précisions locales relativement à la distribution spatiale des PM2,5 dans certaines régions du pays (figure 1), en raison de l’absence de stations de mesure des PM2,5 à ces endroits. Cependant, la figure 1 fournit un portrait d’ensemble à grande échelle de la répartition spatiale.

figure 1

Figure 1. Distribution spatiale du 98e centile des concentrations de PM2,5 (en µg/m3) sur 24 heures, au Canada et aux États-Unis, pour la période de 2004 à 2006. Les zones en noir indiquent un nombre insuffisant de sites ou des données trop incomplètes pour établir la cartographie.

Afin de suivre l’occurrence d’épisodes de fortes concentrations de PM2,5 partout au pays, on a dénombré les jours par mois au cours desquels les concentrations moyennes de PM2,5sur 24 heures dépassaient 30 µg/m3 pour la période de 2001 à 2005 à différents sites partout au Canada. Les jours où les concentrations de PM2,5 dépassent 30 µg/m3 peuvent survenir n’importe quel mois de l’année, mais c’est d’abord en été, puis en hiver que les sites du sud de l’Ontario et du Québec ont enregistré le plus grand nombre de jours où les concentrations dépassaient 30 µg/m3. Dans les sites de l’Ouest, ces jours sont plus nombreux l’été et sont associés aux incendies de forêt.

La fréquence des épisodes à l’échelle régionale, soit les jours où 33 % des stations de surveillance de la qualité de l’air d’une région ont enregistré des concentrations moyennes de PM2,5 sur 24 heures supérieures à 30 µg/m3, a également été déterminée pour la période de 2001 à 2005. Des épisodes de concentrations élevées de PM2,5 à l’échelle régionale se sont produits en été et en hiver. L’Ontario a enregistré la fréquence la plus élevée d’épisodes d’envergure régionale, suivi du Québec, alors que les fortes concentrations de PM2,5 persistaient souvent plusieurs jours. Les épisodes estivaux de PM2,5 en Ontario et au Québec sont souvent associés à des concentrations d’ozone supérieures à l’objectif de 65 ppb (parties par milliard) du standard pancanadien relatif à l’ozone, tandis que les épisodes hivernaux étaient causés uniquement par les concentrations élevées de PM2,5. Les épisodes régionaux étaient peu fréquents dans les Prairies et la vallée du bas Fraser, en Colombie-Britannique, et étaient associés à des incendies de forêt. Bien que certaines zones subissent peu ces épisodes, elles connaissent tout de même des jours où les concentrations de PM2,5 sont considérées comme élevées à l’échelle locale, et où les effets sur la santé augmentent, et la visibilité diminue par rapport aux conditions moyennes.

L’analyse des moyennes et des pics quotidiens de PM2,5 de saison en saison, mesurés aux stations de surveillance d’une même région, permet d’observer des variations importantes des concentrations de PM2,5. Dans le sud de la région de l’Atlantique, les moyennes et les pics quotidiens de PM2,5 sont plus élevés en été qu’en hiver. Cet écart saisonnier est attribuable à l’intensité accrue de la lumière du soleil, qui entraîne de plus grandes concentrations de sulfates, et à la fréquence plus élevée de vents favorables au transport de polluants provenant du sud-ouest. En hiver, les concentrations de PM2,5 sont davantage influencées par des sources locales comme le chauffage résidentiel au bois. Partout dans le sud du Québec et l’est de l’Ontario, les moyennes et les pics quotidiens sont plus élevés l’hiver que l’été. Dans le sud de la région des Grands Lacs en particulier, les moyennes quotidiennes les plus élevées surviennent l’hiver, alors que les températures froides favorisent la formation et l’accumulation de nitrate d’ammonium sur les particules (voir « Composition des PM2,5 secondaires ») et que les conditions météorologiques favorisent moins la dispersion des polluants.

En Alberta, les moyennes et les pics de PM2,5 sont plus élevés l’hiver, alors que les conditions météorologiques froides et calmes entraînent certaines des plus fortes concentrations de polluants primaires au Canada. Dans la vallée du bas Fraser, les concentrations moyennes quotidiennes les plus élevées surviennent à la fin de l’été et au début de l’automne, et les pics surviennent l’automne et l’hiver. Ces concentrations sont attribuables aux conditions météorologiques favorables de la fin de l’été et aux changements saisonniers d’activités qui comprennent le chauffage au bois et le chauffage des bâtiments l’automne et l’hiver. Les concentrations de l’intérieur de la Colombie‑Britannique atteignent également leur maximum l’automne et l’hiver en raison des émissions produites par le chauffage résidentiel au bois et de fortes inversions causées par l’accumulation de masses d’air froid dans les vallées ou par l’emprisonnement de l’air dans les montagnes. À Whitehorse, au Yukon, les moyennes quotidiennes les plus élevées surviennent en été, et la variabilité annuelle dans ces lieux semble influencée par les incendies de forêt. Les concentrations élevées de PM2,5en hiver sont causées par la fumée de bois.

La distribution spatiale de la moyenne annuelle des concentrations de PM2,5 au Canada est très semblable à la distribution spatiale de la mesure du standard pancanadien (figure 1), pour lequel les concentrations les plus élevées (> 8 µg/m3) se produisent dans le sud de l’Ontario et du Québec.

Composition des PM2,5secondaires

Bien que leur composition varie selon le lieu et la saison, d’après les mesures prises aux stations partout au pays, les principaux constituants des PM2,5 sont le sulfate d’ammonium, le nitrate d’ammonium et les matières organiques (figure 2). Les deux premiers constituants sont des produits de l’oxydation des oxydes d’azote (NOX) et du dioxyde de soufre (SO2) en présence d’ammoniac (NH3). Les matières particulaires organiques peuvent être émises de façon directe, accompagnées de carbone élémentaire (CE; ou carbone noir) provenant de sources de combustion comme les combustibles fossiles, le bois et la cuisson. Les matières organiques (MO) se forment également dans l’air (formation secondaire), par suite de réactions qui mettent en cause des composés organiques volatils (COV) anthropiques et biogènes.

À la saison chaude, les sites d’analyse de l’Ontario, du Québec et de la région de l’Atlantique relèvent des quantités relativement élevées de sulfate d’ammonium (NH4)2SO4, suivies de matières organiques (MO) dans les PM2,5 (figure 2a) les jours de concentration moyenne et pendant les épisodes de pointe. Le sulfate d’ammonium atteint un pic pendant cette saison, au moment où les processus photochimiques et le transport des émissions provenant de sources canadiennes et américaines sont les plus élevés. Les données de la saison chaude pour les sites de l’Ouest (à l’exception de Golden, en Colombie-Britannique) indiquent que l’apport de chacun des principaux constituants chimiques tend davantage à l’équilibre, bien que certains composés organiques soient des contributeurs plus importants aux épisodes de pointe.

Pendant la saison froide, le nitrate d’ammonium (NH4NO3) est un contributeur plus important (figure 2b). Dans les endroits où le chauffage au bois est répandu, comme c’est le cas à Golden, en Colombie-Britannique, les matières organiques sont dominantes, et les PM2,5 atteignent des concentrations qui sont parmi les plus élevées au pays. Les jours d’hiver de concentrations maximales aux stations de l’Ontario et du Québec on constate que le nitrate d’ammonium est le principal contributeur. Le sulfate d’ammonium demeure un contributeur important aux stations de l’Est et le principal contributeur aux stations de la région de l’Atlantique. Aux sites de la Colombie-Britannique, les jours d’hiver de concentrations les plus élevées de PM2,5 sont dominés par les matières organiques.

figure 2a

figure 2b

Figure 2. Fractions massiques des constituants des PM2,5 pendant la saison chaude (a) et la saison froide (b) prélevées de 2003 à 2006 aux sites du Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique (RNSPA)

Concentrations de référence des PM2,5

Dans le cadre de cette évaluation, les concentrations de fond des PM2,5 sont définies comme les concentrations ambiantes découlant des émissions de sources naturelles en Amérique du Nord et du transport à grande distance des émissions naturelles et anthropiques provenant de l’extérieur de l’Amérique du Nord. Les concentrations naturelles jouent un rôle important dans la gestion de la pollution atmosphérique, puisque les sources responsables de ces émissions ne relèvent pas de stratégies de réduction des émissions nationales et continentales, même si des négociations internationales sur la réduction des émissions anthropiques donnent parfois de bons résultats. Les concentrations naturelles expliquent en partie les variations spatiales des concentrations ambiantes, bien qu’elles soient influencées par les conditions atmosphériques et marquées par de fortes variations spatiales et temporelles qui rendent leur quantification particulièrement difficile.

Toutefois, parce que les concentrations de fond de PM2,5 ne sont pas directement observables, des données de mesure ont servi à établir des concentrations de référence pour les PM2,5 sur un site donné en l’absence d’une forte influence locale. Des estimations des médianes annuelles des concentrations de référence des PM2,5 sont disponibles seulement dans quelques régions du pays et vont de 1 à 4 µg/m3. En raison du nombre insuffisant de stations représentatives au niveau régional et du manque de données à long terme, il est actuellement impossible d’évaluer les tendances temporelles des concentrations de référence des PM2,5. Ces concentrations de référence reflètent les concentrations atmosphériques moyennes auxquelles s’ajoutent les PM2,5 associées aux activités anthropiques en Amérique du Nord. Ainsi, ni les concentrations de fond, ni les concentrations de référence ne sont associées aux pics de concentration dans le temps et l’espace, qui revêtent une importance capitale pour l’exposition humaine. Cette différence conceptuelle rend difficile la prise en compte des concentrations naturelles ou des concentrations de référence dans les analyses portant sur les objectifs du standard pancanadien, car ces derniers sont des indicateurs visant uniquement les concentrations élevées.

Tendances des PM2,5dans l’air ambiant

De façon générale, la moyenne annuelle et les valeurs du 98e centile des concentrations de PM2,5 dans l’air ambiant, mesurées aux stations urbaines partout au Canada, ont diminué d’environ 40 % de 1985 à 2006 (figure 3). Les reculs les plus marqués sont survenus avant 1996 en raison de la réduction des émissions de SO2 dans l’est du Canada et des États-Unis. Peu de changements sont survenus depuis. Dans certaines zones urbaines, les concentrations ambiantes élevées de SO2 perdurent en raison d’importantes sources ponctuelles, un phénomène également observé pour les PM2,5.

L’absence de données à long terme pour les stations en régions rurales et isolées exclut toute analyse des tendances à long terme des concentrations ambiantes de PM2,5. Néanmoins, de 1999 à 2006, la réduction des émissions de SO2 et de NOXdans l’est du Canada et des États-Unis a entraîné une diminution globale des concentrations ambiantes des précurseurs (c.‑à‑d., du SO2 et de l’acide nitrique – HNO3) et des constituants des PM2,5(c.‑à‑d., des particules de sulfates, de nitrates et d’ammonium dans l’air ambiant).

Compte tenu de la diminution des émissions de SO2 et de NOx dans l’est de l’Amérique du Nord, les émissions et les concentrations ambiantes de NH3 devraient devenir de plus en plus importantes pour déterminer les concentrations et les tendances des PM2,5 (voir la section « Facteurs influant sur les niveaux de smog partout au Canada »). Les concentrations de PM2,5 dans diverses régions du pays présentent une sensibilité différente aux concentrations ambiantes de NH3 selon la saison et le régime chimique local11, ce qui rend plus complexe la réduction des PM2,5 ambiantes.

figure 3

Figure 3. Tendances de la moyenne et du 98e centile annuels des concentrations des PM2,5 relevées aux stations dotées d’échantillonneurs dichotomiques

Concentrations récentes d’ozone

La répartition spatiale des concentrations d’ozone au pays pour la période de 2004 à 2006, exprimée selon la mesure du standard pancanadien (figure 4), indique que les concentrations les plus élevées au Canada continuent de survenir dans le sud de l’Ontario et du Québec. Cette zone s’inscrit dans une grande région de forte concentration (> 65 ppb) qui comprend également tout le nord-est des États-Unis. Au Canada, les plus fortes concentrations sont survenues dans la région des Grands Lacs, particulièrement dans le sud-ouest de l’Ontario, où ont également été enregistrées les concentrations les plus fortes de PM2,5. Presque tous les sites du sud de la région des Grands Lacs ont enregistré des concentrations supérieures au standard pancanadien pour l’ozone. Dans le sud de la région de l’Atlantique, les concentrations d’ozone étaient nettement plus faibles que celles du sud de l’Ontario et de l’extrême sud du Québec, mais présentaient une variabilité spatiale marquée, et certaines zones dépassaient de peu le standard pancanadien. De même, les concentrations observées dans la plus grande partie de l’Ouest canadien étaient inférieures (entre 40 et 60 ppb), sauf dans la région d’Edmonton, en Alberta, et à la limite est de la vallée du bas Fraser, en Colombie-Britannique. La qualité de l’air au Yukon et dans les Territoires du Nord-Ouest (non représentés dans la figure 4 en raison du nombre limité de stations) est généralement supérieure à celle des villes canadiennes du sud, puisque les sources industrielles sont moins nombreuses, et les populations, plus petites et dispersées. Bien que la couverture spatiale et temporelle des stations de surveillance de l’ozone soit supérieure à la couverture pour les PM2,5, il demeure des incertitudes quant aux concentrations exactes et aux précisions locales de la distribution spatiale de l’ozone. Néanmoins, à grande échelle, cette carte fournit un portrait d’ensemble de la répartition spatiale de l’ozone partout au Canada.

Afin de donner quelques indications sur la fréquence des épisodes de forte concentration au pays, on a dénombré les jours où la concentration moyenne quotidienne d’ozone sur huit heures aux stations de surveillance du pays a dépassé 65 ppb au cours de la période de 2004 à 2006. Le plus grand nombre de jours a été enregistré dans le sud de l’Ontario le long de la côte nord du lac Érié (de 30 à 50 jours), suivi du reste du sud de l’Ontario et du sud du Québec (de cinq à 30 jours). En revanche, presque tous les sites de l’Ouest canadien et de la région de l’Atlantique comptaient des périodes de zéro à cinq jours où les concentrations quotidiennes maximales d’ozone sur huit heures étaient de 65 ppb ou plus.

figure 4

Figure 4. Distribution spatiale de la moyenne sur trois ans (2004-2006) de la quatrième concentration quotidienne maximale la plus élevée d’ozone sur huit heures (en ppb), au Canada et aux Etats-Unis. Les zones en noir indiquent un nombre insuffisant de stations ou des données trop incomplètes pour établir la cartographie.

La fréquence la plus élevée d’épisodes à l’échelle régionale pour la période de 2000 à 2005 -- ces épisodes étant définis comme les jours où 33 % des stations de surveillance d’une région géographique donnée enregistrent des concentrations maximales moyennes d’ozone supérieures à 65 ppb sur huit heures -- est survenu en Ontario et au Québec, où les concentrations élevées ont duré plusieurs jours et sont souvent associées à des concentrations de PM2,5 supérieures à l’objectif de 30 µg/m3 du standard pancanadien. Il n’y a presque pas eu d’épisodes d’ozone à l’échelle régionale dans les Prairies et la vallée du bas Fraser, sauf quelques exceptions notables associées à des incendies de forêt.

Variations temporelles des concentrations ambiantes d’ozone

Les concentrations ambiantes d’ozone connaissent des variations saisonnières marquées à l’échelle régionale et à des stations particulières partout au Canada. De nombreuses stations au Canada, et surtout à l’extérieur de l’Ontario et du Québec, enregistrent les moyennes les plus élevées des moyennes et des maximums quotidiens d’ozone au printemps (figure 5). Dans les stations isolées, la plupart des concentrations maximales d’ozone surviennent au printemps en raison de plusieurs mécanismes, dont l’accélération des processus photochimiques dans la troposphère, les échanges d’ozone, qui descend de la stratosphère, et l’intensification du transport dans l’hémisphère. Certaines de ces stations, dont les maximums sont au printemps, connaissent également des maximums secondaires moins importants l’été.

Dans le sud de l’Ontario et du Québec ainsi que dans l’est de la vallée du bas Fraser, les concentrations ambiantes quotidiennes moyennes et maximales d’ozone les plus élevées surviennent à la fin du printemps et/ou à l’été, ce qui est généralement révélateur de l’impact des émissions anthropiques et de la production photochimique à l’échelle locale et régionale qui en découle. Dans certaines régions situées près de la frontière, le transport à grande distance de polluants en provenance des États-Unis joue également un rôle important dans les épisodes de pointe de l’ozone.

En moyenne, les concentrations ambiantes d’ozone sont faibles en hiver en raison de l’intensité réduite de la lumière du soleil, qui diminue la production photochimique d’ozone, et de régimes météorologiques différents, qui comprennent une fréquence accrue de forts vents du nord.

Figure 5. Variations saisonnières des moyennes mensuelles de la concentration moyenne (o) et maximale (●) quotidienne d’ozone (en parties par milliard) à des stations choisies (urbaines et rurales) partout au Canada, calculées sur la période de 2001 à 2005

Concentrations de référence de l’ozone

De la même façon que les définitions précédentes dans la section « Concentrations de référence des PM2,5 », la concentration de fond est la concentration ambiante d’ozone découlant des émissions naturelles en Amérique du Nord et des émissions anthropiques et naturelles transportées à grande distance de l’extérieur de l’Amérique du Nord. Par contre, la concentration de référence de l’ozone est la concentration d’ozone mesurée sur un site donné en l’absence d’une forte influence locale. Au Canada, les concentrations de référence saisonnières moyennes d’ozone s’élèvent à 19 ± 10 ppb dans la région du Pacifique, 28 ± 10 ppb dans la région continentale de l’Ouest, 30 ± 9 ppb dans la région continentale de l’Est, et 27 ± 9 ppb dans la région de l’Atlantique. Aux seules fins de comparaisons générales, puisqu’il est impossible de comparer directement différentes mesures, la quatrième concentration maximale quotidienne la plus élevée sur huit heures dans les stations les plus isolées au Canada, varie entre 44 et 53 ppb pour 2006.

Les concentrations de référence de l’ozone augmentent dans diverses régions du Canada : le bassin de Georgia (sur la côte de la Colombie-Britannique), la côte de l’Atlantique et la région continentale de l’Ouest. La tendance à la hausse dans l’Ouest canadien correspond à une hausse du transport de l’ozone en Amérique du Nord en provenance de l’Asie et à la hausse générale de l’ozone dans l’hémisphère. En revanche, les données indiquent que les concentrations de référence reculent en Ontario et au Québec; cependant, les concentrations de référence de ces régions revêtent une importance moindre pour la gestion de la qualité de l’air, puisque les sources anthropiques de cette zone et le transport transfrontalier en provenance des États-Unis continuent d’être les principaux contributeurs d’ozone. Compte tenu de la baisse continue des émissions de précurseurs d’ozone en Amérique du Nord, toute augmentation des concentrations de référence de l’ozone pourrait jouer un rôle de plus en plus important pour l’atteinte des objectifs relatifs à la qualité de l’air ambiant.

Tendances des concentrations d’ozone

Bien qu’on ait observé une tendance à la baisse des concentrations nationales d’ozone de 2003 à 2006 selon le standard pancanadien, aucune tendance générale significative ne s’est dessinée pour la période de 1990 à 2006. Néanmoins, les tendances varient de façon marquée selon l’emplacement de la station (urbaine, rurale, de référence), la période d’enregistrement analysée et le paramètre examiné.

Les répercussions de la réduction des émissions de NOX au Canada et aux États-Unis12 sur l’ozone apparaissent à l’examen des tendances ajustées aux conditions météorologiques aux stations non urbaines. La comparaison des périodes de 1997 à 2000 et de 2003 à 2006 (figure 6) fait émerger un recul de 3,2 % des moyennes sur quatre ans des concentrations quotidiennes maximales d’ozone sur huit heures aux stations du Québec, et un recul de 4,1 % aux stations à l’intérieur du bassin atmosphérique international, comprenant des emplacements en Ontario et aux États-Unis de la région des Grands Lacs et de l’Ohio supérieur. En revanche, les concentrations ambiantes ont augmenté de 2,1 % aux stations de la région de l’Atlantique, sont demeurées constantes en Alberta, et ont augmenté de 5,2 % sur les sites de la région du bassin de Georgia sur la côte du Pacifique.

Figure 6. Écarts entre les concentrations moyennes d’ozone sur quatre ans en été, ajustés aux conditions météorologiques, pour les périodes de 1997 à 2000 et de 2003 à 2006, calculés à partir des maximums quotidiens sur huit heures

Aux stations urbaines partout au Canada, la tendance (non ajustée aux conditions météorologiques) est à la hausse pour les concentrations ambiantes médianes et les centiles inférieurs de l’ozone sur huit heures, entre 1990 et 2006. Cette tendance à la hausse de la médiane annuelle et des centiles inférieurs des concentrations ambiantes d’ozone observée aux stations urbaines s’explique par la réduction du piégeage de l’ozone (la suppression de l’ozone qui réagit avec le NO pour former du NO2) résultant de la diminution des émissions de NOX. Au cours de cette période, les concentrations ambiantes moyennes annuelles de NO, de NO2 et de COV aux stations urbaines ont respectivement connu des baisses de 55 %, de 34 % et de 46 %, de façon comparable à toutes les stations. Les concentrations d’ozone en milieu urbain sont généralement inférieures à celles des régions rurales environnantes en raison du piégeage de l’ozone. Ainsi, la réduction du NO permet l’augmentation de l’ozone en milieu urbain en fonction d’autres facteurs, comme le rapport entre les concentrations de NOx et de COV dans l’air ambiant.

Conformément à l’analyse ajustée aux conditions météorologiques, les stations rurales de l’Ontario et du Québec ont connu, entre 1990 et 2006, une tendance à la baisse pour les concentrations d’ozone à tous les centiles. Cette baisse a été particulièrement significative pour les centiles supérieurs en raison de la réduction des émissions de précurseurs à l’échelle régionale. Cette diminution pourrait également indiquer une réduction accélérée dans l’est du Canada de 2004 à 2007, en raison de la réduction des émissions de NOX dans l’est du Canada ainsi que dans le nord-est et le centre-ouest des États-Unis.

Projections des concentrations futures des PM2,5 et d’ozone

Les modèles de transport chimique font partie des modèles scientifiques actuels de pointe pouvant simuler les conditions chimiques de l’atmosphère qui découlent des changements prévus dans les émissions en fonction d’une année de référence. Un de ces modèles, le système régional unifié de modélisation de la qualité de l’air (AURAMS), a servi à estimer les concentrations de PM2,5 et d’ozone partout au Canada et aux États-Unis pour l’année 2015, par rapport à l’année de référence 2002. La comparaison des prévisions du modèle avec les observations des concentrations annuelles d’ozone et de PM2,5 pour l’année 2002 indique une bonne corrélation géographique, signe du bon fonctionnement du modèle.

Les émissions prévues ayant servi aux projections de PM2,5 et d’ozone du modèle AURAMS (tableau 1) s’appuient sur l’application des règlements actuels au Canada et aux États‑Unis, c’est‑à-dire sur un scénario de maintien du statu quo, comprenant le NOX State Implementation Plan (SIP) Call et la Clean Air Interstate Rule (CAIR), comme proposée avant 2008 et aujourd’hui remplacée par la Transport Rule.

Tableau 1 Évolution des émissions de 2002 à 2015 au Canada et aux États-Unis comprise dans le scénario de maintien du statu quo du modèle AURAMS pour 2015. Les émissions des incendies de forêt sont exclues, et un facteur de correction de 0,75 s’applique pour tenir compte des sources à ciel ouvert d’émissions de PM2,5 primaires.
SubstancesCanada*Est des É.‑U.Ouest des É.‑U.
NOX−24,5 %−26,0 %−6,3 %
SOx−22,0 %−24,8 %−0,4 %
COV−14,0 %−18,0 %−17,9 %
PM2,5 primaires+19,6 %−21,1 %−23,7 %

*Le scénario de maintien du statu quo pour 2015 s’appuie sur une version antérieure de l’inventaire combiné des émissions au Canada et aux États-Unis pour 2015 et ne tient pas compte des dernières actualisations des projections d’émissions présentées au chapitre 4 de l’évaluation. Il s’ensuit que les changements prévus dans les émissions de PM2,5, de NOx et de SO2 au Canada, fondés sur les dernières informations et présentés à la figure 9 du présent document, sont moins importants que les projections du tableau 1, et que la tendance des émissions de COV au Canada est en fait renversée (passant de +12 % à −14 %). Les résultats de modélisation aux figures 7 et 8, qui correspondent aux changements dans les émissions du tableau ci‑dessus, sont néanmoins des indications de la direction de la réponse des PM2,5 et de l’ozone à laquelle on peut s’attendre au Canada à la suite de ces changements dans les émissions.

Selon les projections, les concentrations annuelles de PM2,5 en 2015 (figure 7) seraient de 0,2 à 3 µg/m3 (10 à 30 %) inférieures aux concentrations de 2002 dans la plus grande partie du sud de l’Ontario, principalement en réponse à la réduction des émissions aux États‑Unis. Néanmoins, les projections ne présentent que des améliorations mineures à l’est de Toronto, ce qui comprend le Québec et la plus grande part des provinces de l’Atlantique. Des hausses de 0,2 à 3 µg/m3(15‑30 %) sont prévues pour des endroits le long du corridor Québec‑Windsor, notamment dans les grandes villes. Ces estimations sont causées par la hausse des émissions de PM2,5 primaires dans le corridor Québec‑Windsor et d’autres régions en amont. Les centres urbains du Manitoba, de la Saskatchewan et de la Colombie‑Britannique devraient également connaître une augmentation des PM2,5  de 1 à 3 µg/m3 (20-50 %), alors qu’il n’y aurait pas de changements dans les régions environnantes. Ces résultats indiquent que les concentrations de PM2,5 prévues seraient sensibles à l’évolution des émissions de PM2,5 primaires; fait qui rend nécessaire la réévaluation régulière de l’ampleur des changements dans les concentrations ambiantes des PM2,5 en fonction des dernières projections des émissions de PM2,5 primaires au Canada.

Des hausses générales de PM2,5 sont anticipées dans de nombreuses régions des Prairies, les plus fortes augmentations dépassant 3,0 µg/m3 (20-40 %) dans la région d’Edmonton, en Alberta, et dans le sud de la Saskatchewan. Bien qu’elles soient les plus fortes hausses prévues des concentrations ambiantes annuelles de PM2,5 au Canada, elles ne donnent pas lieu à des concentrations moyennes annuelles supérieures à 10 µg/m3 dans les Prairies, sauf dans les principaux centres urbains. Comme dans le cas du corridor Québec‑Windsor, ces changements sont attribuables à une augmentation des émissions de PM2,5 primaires. Cependant, les changements dans le régime chimique local semblent également avoir de l’importance, puisque des hausses de la concentration ambiante des constituants inorganiques secondaires des PM (sulfates, nitrates et ammoniac) sont prévues, malgré la baisse générale des émissions de NOX, de SO2 et de COV dans la région.

La simulation du modèle AURAMS selon le scénario de maintien du statu quo pour 2015 ne prévoit pas de nouveaux dépassements du standard pancanadien relatif aux PM2,5 à de nouveaux endroits par rapport à l’année de référence 2002. Elle présente plutôt une augmentation de la fréquence des dépassements dans les lieux où les concentrations sont déjà supérieures à l’objectif numérique de 30 µg/m3 du standard pancanadien relatif aux PM2,5.

figure 7

Les zones en bleu correspondent aux régions de baisses prévues des concentrations de PM2,5, tandis que les zones en jaune et en rouge correspondent aux régions de hausses prévues des concentrations de PM2,5.

Figure 7. Écart absolu entre la moyenne annuelle des PM2,5 sur 24 heures du scénario de maintien du statu quo pour 2015 et celle de l’année de référence 2002.

Par rapport à 2002, la moyenne des concentrations maximales quotidiennes d’ozone sur huit heures pendant la saison estivale dans les régions rurales ou isolées du sud de l’Ontario et du Québec ainsi que dans les provinces de l’Atlantique devrait diminuer de 3 à 10 ppb (ou 10-30 %) environ d’ici 2015 (figure 8). Ces changements surviendraient en réponse à la baisse pronostiquée des émissions de NOX et de COV (tableau 1), particulièrement le long du corridor Québec‑Windsor. En outre, ces régions sont fortement influencées par le transport transfrontalier de l’ozone et de ses précurseurs en provenance des États-Unis, où les émissions de NOX et de COV devraient également diminuer.

figure 8

Les zones en bleu correspondent aux régions de baisses projetées des concentrations d’ozone, tandis que les zones en jaune et en rouge correspondent aux régions de hausses prévues des concentrations d’ozone. À noter que la hausse à Fort McMurray est déplacée vers l’ouest en raison d’une erreur de compte rendu géographique des projections dans l’inventaire des émissions pour 2015.

Figure 8. Écart absolu entre la moyenne des maximums quotidiens d’ozone sur huit heures pendant l’été (juin-août) du scénario du maintien du statu quo pour 2015 et celle de l’année de référence 2002.

On prévoit que les concentrations ambiantes d’ozone dans les centres urbains de l’est du Canada augmenteront de 5 à 10 ppb entre 2002 et 2015, particulièrement à Toronto et à Montréal, en raison d’une diminution de la titration par NO associée à des baisses des émissions locales de NOX. Cette situation est associée à la complexité de la chimie de l’ozone, qui fait que la réduction des émissions de précurseurs ne se traduit pas toujours par une réduction des concentrations d’ozone comme prévu. Néanmoins, les zones urbaines tireront des avantages directs de la réduction des émissions de NOX à l’échelle locale ainsi que des réductions des concentrations d’ozone et des émissions de NOX en provenance des villes voisines.

On s’attend à ce que les concentrations d’ozone dans le sud-ouest de la Colombie‑Britannique, le sud de l’Alberta et la région d’Edmonton diminuent de façon aussi importante que dans les provinces de l’Est (de 3 à 10 ppb). En Saskatchewan et au Manitoba, les améliorations devraient être plus modérées, se situant plutôt entre 1 et 3 ppb. En revanche, il est prévu que les concentrations d’ozone dans la région de Fort McMurray augmentent de 1 à 15 ppb en raison de l’exploitation des sables bitumineux et des hausses des émissions locales de NOXet de COVqui en découlent.

Les changements prévus dans les concentrations ambiantes d’ozone correspondent de près aux projections de changement du nombre de jours de dépassement par rapport à la valeur de 65 ppb du standard pancanadien qui s’applique à l’ozone. Malgré une baisse générale du nombre de jours de dépassement, la région de Vancouver, la plus grande partie de l’Alberta, le sud de l’Ontario et du Québec ainsi qu’une partie de la région de l’Atlantique connaîtraient encore des jours de dépassement dans le cadre du scénario de maintien du statu quo du modèle AURAMS pour 2015.

Les prédictions du modèle AURAMS soulignent le fait que les changements dans les PM2,5 et l’ozone d’ici 2015 ne sont pas uniformes partout au pays, au moins en partie en raison des écarts géographiques concernant les changements dans les émissions. Il convient de noter que les hausses des émissions de PM2,5 primaires anticipées au Canada pourraient annuler certaines des améliorations associées à une baisse du transport transfrontalier. En outre, une augmentation des concentrations de PM2,5 est prévue dans les grandes régions urbanisées, particulièrement en hiver, alors que la formation de particules de nitrates est prédominante. D’autres analyses s’imposent afin de confirmer ces résultats en fonction des dernières projections sur les émissions au Canada.

Outre le scénario de maintien du statu quo, le modèle AURAMS a également servi à simuler d’autres réductions d’émissions en vue d’examiner comment les concentrations de PM2,5 et d’ozone pourraient répondre à la mise en œuvre d’autres mesures de réduction des émissions au Canada. Dans ce scénario, les émissions de SO2, de NOX, de COV et de PM2,5 secondaires de 15 secteurs industriels ont été réduites de façon importante par rapport au scénario de maintien du statu quo pour 2015, soit respectivement de 41 %, de 23 %, de 16 % et de 6 %. Selon les niveaux d’émissions en termes absolus, les principaux secteurs responsables de la réduction des émissions étaient la fusion des métaux et la production d’électricité pour ce qui est du SO2, le secteur amont de l’industrie pétrolière et gazière, les sables bitumineux et la production d’électricité pour les NOX, le secteur amont de l’industrie pétrolière et gazière et les sables bitumineux pour les COV et le chauffage au bois et la production d’électricité pour les PM2,5 primaires.

En comptant ces nouvelles réductions des émissions, la plus forte baisse des concentrations de PM2,5 surviendrait dans les Prairies et dans le corridor Québec‑Windsor, mais on ne parviendrait qu’à des améliorations mineures dans la région de l’Atlantique et de Vancouver. La baisse annuelle des concentrations de PM2,5 au pays correspond en grande partie à une baisse de la formation de PM2,5 secondaires, principalement attribuables à la réduction des concentrations de sulfates, particulièrement l’été. L’hiver, on observerait des réductions plus modérées des concentrations des PM2,5, car elles seraient uniquement causées par la diminution prévue des nitrates, qui est faible par rapport à la baisse prévue des sulfates.

Des diminutions généralisées des concentrations quotidiennes d’ozone l’été dans les Prairies ont été prévues, particulièrement dans une grande partie de l’Alberta (> 5 ppb) où le modèle AURAMS a pris en compte les plus fortes réductions d’émissions de NOx et de COV. Toutefois, la baisse prévue d’ozone serait mineure dans les régions densément peuplées comme Vancouver, le corridor Québec‑Windsor et les provinces de l’Atlantique.

Pour ce qui est des standards pancanadiens, les nouvelles réductions d’émissions examinées ci‑dessus aideraient à réduire les concentrations ambiantes de PM2,5 et d’ozone et, possiblement, le nombre de jours de dépassement dans les régions densément peuplées. Néanmoins, les réductions examinées ne suffiraient pas à ramener l’ensemble du Canada sous le seuil du standard pancanadien pour ces deux polluants.

Dans l’ensemble, ces modélisations indiquent que la saisonnalité de la formation chimique des particules fait en sorte qu’il faut analyser de près le potentiel des processus chimiques hivernaux d’atténuer ou même d’annuler les améliorations estivales découlant de la réduction des émissions. De plus, avec la diminution prolongée des émissions de SO2 et de NOX, les particules primaires (c’est‑à-dire émises directement) deviennent de plus en plus importantes. Par conséquent, il faut explorer une approche différente qui met davantage l’accent sur les émissions de PMprimaires pour continuer de réduire les concentrations ambiantes de PM2,5.

Influence relative de secteurs économiques clés

Les analyses des scénarios de modélisation de la qualité de l’air ont été réalisées au moyen d’un ensemble de modèles de transport chimique, dont le modèle AURAMS et d’autres modèles semblables, afin d’examiner les effets des changements apportés aux émissions produites par six grands secteurs économiques canadiens sur les concentrations ambiantes de PM2,5 et d’ozone. Les secteurs étudiés sont l’agriculture, le transport maritime, le secteur pétrolier et gazier (comprenant les sables bitumineux), le raffinage et les produits chimiques, la production d’électricité et le chauffage résidentiel au bois.

On estime que la réduction des émissions de NH3 provenant du secteur agricole à la fois à l’échelle continentale et régionale (c.‑à‑d. dans la vallée du bas Fraser) aurait peu ou pas d’effets sur les concentrations d’ozone, mais un effet modéré sur les concentrations moyennes et médianes de PM2,5. À l’échelle locale, il semble également que la réduction des émissions de NH3 aurait une forte influence sur les épisodes à court terme de PM2,5. Les premières études sur l’influence relative du secteur du transport maritime sur les concentrations ambiantes de PM2,5 et d’ozone dans les régions côtières et le long des routes maritimes indiquent que des effets importants sont possibles. D’autres études, publiées après la période d’examen de l’Évaluation scientifique canadienne du smog, ont porté sur le rôle des émissions maritimes en Amérique du Nord13 et appuyaient l’établissement d’une zone de contrôle des émissions canado-américaine approuvée par l’Organisation maritime internationale.

Il a été démontré que le secteur amont de l’industrie pétrolière et gazière est le principal secteur qui influe sur les concentrations ambiantes d’ozone en Alberta, où les activités de ce secteur sont prédominantes. Ce secteur comprend les activités liées aux sables bitumineux, dont une simulation de l’augmentation des émissions de NOX et de COV semble augmenter de façon considérable les concentrations d’ozone dans la région environnante. En s’appuyant sur les données limitées sur les PM2,5, il semble que le secteur amont de l’industrie pétrolière et gazière joue également un rôle majeur dans les concentrations ambiantes de PM2,5en Alberta. Dans cette province, l’ozone est moins sensible aux émissions de NOX et de COV produites par le secteur du raffinage et des produits chimiques qu’à celles du secteur pétrolier et gazier, dont l’influence est circonscrite aux environs de la source. Le secteur de la production d’électricité exerce également une influence majeure sur les concentrations de PM2,5 et d’ozone en Alberta et dans le sud de l’Ontario.

Le secteur du chauffage résidentiel au bois, qui a été étudié dans tout l’est du Canada, semble n’avoir aucune influence sur les concentrations d’ozone, puisque, d’une part, ses émissions se limitent aux périodes hivernales, et que, d’autre part, le scénario examiné ne comprend aucun changement dans les émissions de NOX et de COV. L’influence de la réduction des émissions de PM2,5 primaires provenant de ce secteur source sur les concentrations ambiantes de PM2,5 dans l’est du Canada a également été évaluée. Les premiers résultats semblent indiquer qu’il existe une influence importante, bien que l’ampleur de la réponse atmosphérique doive être examinée plus avant.

Bien que le rôle d’autres sources de transport n’ait pas été examiné dans le cadre de ces scénarios de modélisation pour l’Évaluation scientifique canadienne du smog, des études de modélisation ont été réalisées pour le Programme de recherche et de développement énergétiques (PRDE)14. Les résultats ont indiqué qu’en 2002, les émissions liées au transport sur route représentaient environ 7 % des PM2,5 dans l’air ambiant au Canada. Les résultats ont également indiqué que l’influence des sources mobiles sur les concentrations ambiantes de PM2,5 est la plus forte dans les provinces de l’Ouest, tandis que la contribution estimée des sources mobiles combinées du Canada et des États‑Unis serait la plus forte dans l’est du Canada. Les résultats soulignent l’importance du transport transfrontalier en provenance des États-Unis pour caractériser la pollution atmosphérique dans l’est du Canada.


11 Pour plus de précisions sur les répercussions de l’ammoniac d’origine agricole sur les PM2,5 à l’échelle régionale, voir S.‑M. Li, R. Vet, J. Liggio, P. Makar, K. Hayden, R. Staebler, E. Chan et M. Shaw, 2010. « Chapitre 7 : Sensibilité des particules au NH3 dans les principales régions agricoles du Canada », Évaluation canadienne 2008 de l’ammoniac atmosphérique d’origine agricole. Ottawa, Environnement Canada.

12 Au Canada, on a réussi à réduire les émissions de NOX grâce au Règlement sur les émissions des véhicules routiers et de leurs moteurs et à l’imposition d’un plafond d’émissions annuelles aux centrales de combustibles fossiles dans les régions du centre et du sud de l’Ontario et dans le sud du Québec. Aux États-Unis, on a réussi à réduire les émissions de NOX grâce au programme NOXState Implementation Plan (SIP) Call, dans le cadre du NOX Budget Trading Program, et à la mesure du titre IV de la Clean Air Act, qui exige une réduction des NOX émis par certaines centrales thermiques au charbon.

13 La proposition pour la zone de contrôle des émissions (http://www.epa.gov/otaq/regs/nonroad/marine/ci/mepc-59-eca-proposal.pdfhttp://www.epa.gov/otaq/regs/nonroad/marine/ci/mepc-59-eca-proposal.pdf) est accessible sur le site sur la réglementation pour les navires océaniques de l’Environmental Protection Agency des États-Unis (http://www.epa.gov/otaq/oceanvessels.htm), ou en français à l’adresse suivante : www.afcan.org/dossiers_reglementation/mepc59/MEPC%2059-6-5.pdf.

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Facteurs influant sur les niveaux de smog partout au Canada

Une des difficultés pour évaluer les répercussions de la réduction des émissions sur la qualité de l’air est la complexité des nombreux processus chimiques et physiques qui engendrent les concentrations observées dans l’air ambiant. En plus des émissions locales de précurseurs, les concentrations de smog sont influencées par les conditions météorologiques, les effets propres aux régions côtières et urbaines, le mélange chimique local, les émissions naturelles de précurseurs et le transport transfrontalier. Ces facteurs, qui varient d’une région à l’autre du pays, expliquent pour une grande part les variations observées dans les concentrations ambiantes de particules fines (PM2,5) et d’ozone (O3). Il est important de comprendre ces facteurs pour déterminer les causes et les sources principales des concentrations élevées de polluants dans des zones précises. L’amélioration des modèles de la qualité de l’air dépendent également d’une meilleure compréhension des facteurs influant sur les concentrations.

Météorologie

Après l’introduction de polluants dans l’atmosphère, leur transport, leur transformation et leur dépôt sont régis en grande partie par la météorologie. L’été, les périodes de stagnation de l’air sont plus fréquentes, et la lumière du soleil est plus intense. Ces conditions météorologiques entraînent une accumulation des émissions locales et la formation accrue de polluants secondaires comme l’ozone et les aérosols organiques secondaires, qui comprennent parfois d’autres particules toxiques. Des températures et des taux d’humidité élevés peuvent également faire augmenter la demande en électricité (p. ex. pour la climatisation) et entraîner une hausse des émissions naturelles de composés organiques volatils (COV). L’été, les épisodes de smog urbain, particulièrement en Ontario et au Québec, se caractérisent par ces conditions, et l’ozone est davantage accru dans les zones qui se trouvent sous les vents provenant des régions de fortes émissions. En hiver, l’occurrence d’épisodes de stagnation associés à un mélange vertical encore plus faible de l’air et à des niveaux élevés de pollution (particulièrement de PM2,5) suscite de plus en plus d’intérêt. Plusieurs des concentrations de PM2,5 les plus élevées en Ontario et au Québec sont survenues au cours de ces périodes de stagnation hivernale, y compris l’épisode de plus forte pollution des dix dernières années.

Dans les Prairies, les grands espaces ouverts et des conditions plutôt venteuses maintiennent de faibles concentrations de polluants, malgré l’existence de zones d’émissions élevées. En hiver, les épisodes de concentrations élevées de PM2,5 sont généralement associés à des périodes d’inversion de températures (couche inférieure froide et couche supérieure chaude) qui emprisonnent et concentrent les polluants près du sol. Ce phénomène survient souvent dans les vallées de l’intérieur de la Colombie-Britannique, les montagnes Rocheuses et les vallées du Québec. En outre, pendant les périodes froides et calmes de l’hiver dans les Prairies, les zones urbaines et industrielles connaissent parmi les plus fortes concentrations de polluants primaires au niveau du sol au Canada.

Effets propres aux zones côtières et urbaines

Le long des côtes, les contrastes de températures entre l’eau et la terre ont une grande influence sur les concentrations ambiantes de PM2,5 et d’ozone. Dans le sud de l’Ontario, les Grands Lacs influent sur la pollution locale en limitant la dispersion et le dépôt de polluants primaires et secondaires au-dessus de l’eau. Les brises de lac transportent ensuite les polluants accumulés jusqu’aux rives, et même jusqu’à d’autres lieux riverains plus éloignés. Dans la région de l’Atlantique, les eaux froides de l’océan peuvent entraîner des inversions de températures de l’air, particulièrement au printemps et à l’été, ce qui a pour effet de ralentir la dispersion des masses d’air terrestres, et donc d’augmenter les répercussions des émissions locales sur les concentrations ambiantes de smog dans les villes côtières. Dans cette région, la présence fréquente de brouillard côtier a également une influence sur la formation de PM et les taux de dépôt du fait que le brouillard se déplace à l’intérieur des terres. Le long des côtes de la Colombie-Britannique, les régimes de circulation des vents maritimes et terrestres, auxquels s’ajoutent des déplacements de masses d’air limités par le relief des montagnes, peuvent entraîner la stagnation de l’air en été et des concentrations élevées de PM2,5 et d’ozone. Ces concentrations peuvent augmenter avec la propagation de l’air vers l’intérieur des terres, en remontant la vallée du bas Fraser, parce que la vallée rétrécit progressivement et que la formation photochimique de polluants secondaires augmente avec le temps. Le transport de polluants en milieu urbain est soumis à la densité, à l’orientation et à la géométrie des bâtiments ainsi qu’à la vitesse et à la direction des vents, de même qu’à la stabilité atmosphérique.

Mélange chimique local

Le mélange chimique local de l’air joue un rôle dans la formation de l’ozone et contribue parfois aux PM2,5 secondaires; il est donc essentiel de le comprendre pour pouvoir expliquer les variations spatiotemporelles. Dans les centres urbains, où les émissions d’oxydes d’azote (NOx) sont élevées, les concentrations d’ozone sont affaiblies, car l’ozone réagit avec le monoxyde d’azote (NO) (une réaction appelée titration par NO). À l’échelle temporelle, comme moins de personnes se rendent au travail et beaucoup moins de véhicules lourds à moteur diesel se trouvent sur la route les fins de semaine, les concentrations d’ozone des fins de semaine et des jours de semaine présentent des écarts. Dans bon nombre de zones urbaines, la formation d’ozone est limitée par les COV, et le taux de production d’ozone dépend donc surtout des concentrations ambiantes de COV. Dans ces régions, la réduction des concentrations de NOx ne suffit pas à réduire les concentrations ambiantes d’ozone. En outre, la réduction des émissions de NOx dans les villes canadiennes a entraîné la hausse des concentrations d’ozone en raison d’une plus faible élimination par titration de l’ozone régional transporté en ville. Trouver un équilibre entre ces désavantages et les bienfaits d’une baisse des concentrations de NOx et d’autres polluants pouvant être touchés par le mélange de polluants de l’air urbain représente un défi constant pour la gestion de la qualité de l’air.

Les interactions de l’ammoniac (NH3) avec les produits de réaction des émissions de NOx ou de dioxyde de soufre (SO2) primaires (c.‑à‑d. de nitrates et de sulfates) influent sur la formation et/ou la composition des concentrations de PM2,5 secondaires. Les concentrations de PM2,5 peuvent réagir de façon non linéaire ou négative (hausse des PM2,5 accompagnée d’une baisse des sulfates) aux changements dans les concentrations de sulfates ou de NH3, surtout l’hiver, ainsi qu’en fonction du régime chimique local. On estime que le potentiel de réponse non linéaire ou négative des PM2,5 est le plus élevé en hiver dans le sud de l’Ontario. L’examen des données des stations de surveillance indique la possibilité de ce désavantage d’une réduction des émissions de SO2, mais il faut poursuivre les recherches en vue d’obtenir plus de données à ce sujet. Par exemple, dans les stations isolées et rurales du sud du Québec et de l’Ontario, les émissions de SO2 et de NOx sont demeurées plutôt stables de 1995 à 1999, après la baisse du début des années 1990. Néanmoins, les particules de nitrates dans l’air ambiant ont augmenté à partir de 1995 et ont atteint un pic entre 1998 et 2001, tandis que les particules de sulfates ont continué de diminuer au cours de la même période.

Émissions naturelles de précurseurs

Les sources naturelles de précurseurs gazeux, qui comprennent les incendies de forêt, la combustion de biomasse et le sel marin, ont une grande importance dans de nombreuses régions. En été, le constituant de sel marin (NaCl) des PM2,5 est nettement plus élevé dans les stations de la région de l’Atlantique (Halifax) et de la vallée du bas Fraser (Abbotsford et Burnaby) que dans d’autres stations illustrées à la figure 2, en raison de leur proximité des côtes. Les incendies de forêt peuvent également devenir d’importants contributeurs aux concentrations ambiantes de PM2,5. Par exemple, on estime que les incendies de forêt de 2002 au Québec ont produit l’équivalent de 50 % des émissions anthropiques annuelles totales de PM2,5 du Canada, tandis qu’en Colombie-Britannique, les fortes émissions produites par les incendies de forêt sont la cause de bon nombre d’épisodes de PM2,5. Les émissions naturelles de COV influent grandement sur la formation de polluants secondaires au cours de la saison chaude. La contribution globale de ces émissions aux PM2,5 secondaires commence à peine à être caractérisée.

Transport transfrontalier

Le transport transfrontalier est une importante source de pollution dans de nombreuses régions du Canada, particulièrement dans la région de l’Atlantique, au Québec et dans le sud de l’Ontario. En s’ajoutant aux émissions locales élevées, les polluants transportés causent des épisodes de concentrations supérieures à la moyenne et des pics de concentration de PM2,5 et d’ozone dans ces régions. Les systèmes météorologiques se déplacent généralement d’ouest en est, transportant avec eux les polluants provenant du Midwest des États-Unis, du sud de l’Ontario et de la côte Est des États‑Unis jusqu’au Québec et dans la région de l’Atlantique. Dans les Prairies et sur la côte Ouest, bien que l’air du sud entraîne généralement des concentrations élevées de PM2,5 et d’ozone dans la région, le transport transfrontalier n’est pas un contributeur aussi important que dans l’est du Canada. Les stations en haute altitude (plus de 2000 mètres) sont souvent associées à des courants qui transportent à grande distance les polluants de l’air. Le transport de particules et de gaz en provenance d’autres continents influe également sur les taux de smog au Canada, et cette question est abordée plus en détail dans la section « Nouveaux enjeux » du présent rapport.

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Sources de polluants à l'origine du smog

Les émissions de la plupart des précurseurs du smog ont diminué au cours de la période de 1985 à 2006, à l’exception des émissions d’ammoniac (NH3) (figure 9). Les projections des émissions de précurseurs du smog pour l’année 2015 indiquent qu’elles continueront de diminuer, à l’exception des émissions de NH3 et de composés organiques volatils (COV).

figure 9

Figure 9. Émissions anthropiques (comprenant les sources à ciel ouvert) historiques (de 1985 à 2006) et prévues (de 2007 à 2015) de polluants contribuant au smog. Source : Environnement Canada, 2010

Les estimations des émissions présentent des incertitudes qui varient de façon considérable d’un secteur à l’autre et d’un produit chimique à l’autre. Il est particulièrement difficile de quantifier les sources diffuses ou à ciel ouvert, car leurs émissions peuvent varier de façon assez importante dans le temps et l’espace. Les émissions de secteurs précis sont souvent estimées à partir de facteurs d’émission. Des mesures ont été prises afin de réduire ces incertitudes par une surveillance continue et la comparaison avec les observations, les mises à l’essai et la collaboration avec l’industrie. Des cotes de fiabilité allant de « faible » à « élevée » sont accordées aux estimations des émissions dans la PM Science Assessment de la NARSTO (organisme coopératif des secteurs publics et privés au Canada, au Mexique et aux États-Unis)15.

Particules (PM) primaires

Les principales sources de particules fines (PM2,5) primaires (c’est-à-dire émises directement) sont la poussière des routes et les activités de construction et de démolition, toutes deux classées comme sources à ciel ouvert, responsables d’environ 67 % du total national. D’autres sources anthropiques importantes sont le chauffage résidentiel au bois, les transports et certaines activités industrielles comme la transformation du bois et l’industrie des pâtes et papiers (figure 10). Le corridor Québec-Windsor est une des zones de haute densité des émissions de PM2,5 en raison principalement des activités industrielles et des secteurs des transports et du chauffage résidentiel au bois (figure 11). Certains grands centres urbains de l’Ouest canadien et du corridor Edmonton-Calgary sont également présentés comme des zones de haute densité des émissions de PM2,5, là encore, probablement en raison des émissions du secteur des transports. La figure 11 comprend les émissions de source anthropiques à ciel ouvert et illustre les répercussions de ce secteur, entre autres, à l’intérieur de la Colombie-Britannique. Dans cette région, les PM2,5primaires constituent une cause majeure de préoccupations associée aux poêles à bois résidentiels, au brûlage agricole et dirigé ainsi qu’à la poussière des routes.

figure 10

Figure 10. Secteurs clés contribuant à l’inventaire des émissions de PM2,5 pour 2006

Figure 11. Carte de la densité des émissions de PM2,5 (kg/km2) au Canada en 2006, comprenant les sources à ciel ouvert

Les émissions anthropiques totales de PM2,5 sont demeurées plutôt stables entre 1985 et 2006 (figure 9). Les sources à ciel ouvert mises à part, les émissions de PM2,5 ont diminué d’environ 50 % au cours de cette période en raison de la réduction des émissions des secteurs du bois, des pâtes et papiers et de la production d’électricité. Dans l’ensemble, les émissions anthropiques de PM2,5 (comprenant les sources à ciel ouvert) devraient connaître une faible hausse d’ici 2015 en raison de l’apport élevé provenant de la poussière des routes et de la construction ainsi que du chauffage résidentiel au bois.

Les sources naturelles sont également d’importants contributeurs aux émissions de PM2,5 primaires. Elles comprennent les incendies de forêt, la poussière du sol poussée par le vent, les embruns et la poussière volcanique. Les incendies de forêt peuvent contribuer aux émissions de PM2,5primaires dans la forêt boréale, et le sel marin (embruns) exerce une influence importante le long des côtes.

Oxydes d’azote (NOX)

Au Canada, le secteur des transports est responsable d’environ la moitié des émissions nationales d’oxydes d’azote (NOx). Le secteur amont de l’industrie pétrolière et gazière et le secteur de la production d’électricité sont également d’importants secteurs sources responsables, ensemble, de 31 % du total national (figure 12). La plus forte densité d’émissions de NOx se trouve en Alberta et dans le corridor Québec-Windsor (figure 13), des régions dominées respectivement par les secteurs pétroliers et gaziers et des transports.

Les émissions de NOx ont diminué d’environ 8 % entre 1985 et 2006 (figure 9). Ce recul est attribuable au resserrement des règlements sur les émissions dans les secteurs des transports et de la production d’électricité. Certaines diminutions sont actuellement annulées par la croissance des émissions des secteurs amont et aval de l’industrie pétrolière; néanmoins, la tendance générale à la baisse devrait continuer jusqu’en 2015 (figure 9).

figure 12

Figure 12. Secteurs clés contribuant à l’inventaire des émissions de NOX pour 2006

Figure 13. Carte de la densité des émissions de NOx, (kg/km2) au Canada en 2006, sans les sources à ciel ouvert ou naturelles

Dioxyde de soufre (SO2)

La fusion de métaux non ferreux est le principal secteur source d’émissions de dioxyde de soufre (SO2) à l’échelle nationale, suivi du secteur de la production d’électricité et des secteurs amont et aval de l’industrie pétrolière. Ils représentent ensemble environ 80 % des émissions totales de SO2 au Canada (figure 14). Comme c’est le cas des NOx, la plus forte densité des émissions survient dans les provinces des Prairies et dans le corridor Québec-Windsor (figure 15). Les émissions de dioxyde de soufre ont diminué d’environ 47 % entre 1985 et 2006, la baisse la plus importante (30 %) étant survenue avant 1995 (figure 9) dans le cadre du Programme de lutte contre les pluies acides de l’est du Canada de 1985. Par le passé, la réduction des émissions de SO2 résultait de la réglementation de la teneur en souffre des carburants, de l’élimination progressive des centrales thermiques au charbon et de modifications de processus industriels comme la fusion. Depuis 1995, bien que certains secteurs aient continué de réduire leurs émissions, une partie de ces améliorations ont été annulées, à l’échelle nationale, en raison de l’augmentation des émissions des secteurs pétroliers au cours des dernières années. Cette tendance devrait continuer jusqu’en 2015 (figure 9) et causer une hausse progressive des émissions par rapport à 2006, même si dans l’ensemble, elles auront reculé pour la période de 1985 à 2015.

figure 14

Figure 14. Secteurs clés contribuant à l’inventaire des émissions de SO2 pour 2006

Figure 15. Carte de la densité des émissions d’oxydes de soufre (principalement de SO2 et contribution minimale de H2SO3), (kg/km2) au Canada en 2006, sans les sources à ciel ouvert ou naturelles

Composés organiques volatils (COV)

Les émissions de composés organiques volatils (COV) anthropiques au Canada sont produites principalement par le secteur amont de l’industrie pétrolière et le secteur des transports, responsables d’environ la moitié des émissions nationales (figure 16). Les sources d’émissions se concentrent en Alberta, dans le sud de la Saskatchewan (surtout les sources de l’industrie pétrolière et des transports) et dans les grands centres urbains comme le long du corridor Québec-Windsor (figure 17). Les émissions de COV ont diminué d’environ 18 % entre 1995 et 2006, principalement en raison de réductions dans les secteurs des transports, des solvants et de l’imprimerie (figure 9). Néanmoins, comme pour les émissions de NOX, certaines des baisses récentes sont annulées par des hausses dans d’autres secteurs, principalement le secteur amont de l’industrie pétrolière. Cette tendance devrait entraîner une augmentation globale des émissions de COV jusqu’en 2015 (figure 9).

Les sources naturelles, qui comprennent la végétation et les incendies de forêt, contribuent également de façon importante aux concentrations ambiantes de COV. C’est tout particulièrement le cas des régions rurales ou boisées, où les COV d’origine naturelle sont de beaucoup supérieurs à ceux provenant de sources anthropiques. Néanmoins, l’importance des COV naturels par rapport aux COV anthropiques en tant que précurseurs de l’ozone dépend, même dans les régions rurales, de leur réactivité globale, c’est-à-dire de l’efficacité de la réaction du COV individuel pour former de l’ozone. La réactivité des COV peut avoir des répercussions sur les stratégies de réduction des émissions, pour lesquelles les composés sont analysés individuellement, plutôt que traités comme un ensemble. Bien qu’on ait déjà abordé cette approche, davantage de recherches et de surveillance des espèces particulières de COV s’imposent.

figure 16

Figure 16. Secteurs clés contribuant à l’inventaire des émissions de COV pour 2006

Figure 17. Carte de la densité des émissions de COV, (kg/km2) au Canada en 2006, sans les sources à ciel ouvert ou naturelles

Ammoniac (NH3)

Le secteur agricole est le plus important contributeur d’ammoniac (NH3), puisqu’il représente 90 % des émissions nationales (figure 18). Les régions d’activités agricoles intensives comprennent le sud de l’Ontario et du Québec, le sud de la Colombie-Britannique, l’Alberta et la Saskatchewan (figure 19). Au Canada, les émissions de NH3 ont augmenté d’environ 22 % au cours de la période de 1985 à 2006, et on prévoit une hausse générale d’ici 2015 en raison de la croissance de l’économie et de la demande en produits agricoles, notamment les aliments et la biomasse servant à la production d’énergie et aux carburants (figure 9).

figure 18

Figure 18. Secteurs clés contribuant à l’inventaire des émissions de NH3 pour 2006

Figure 19. Carte de la densité des émissions d’ammoniac (NH3) (kg/km2) au Canada en 2006, comprenant les sources à ciel ouvert, mais excluant les sources naturelles

Sources d’émissions situées aux États-Unis

Les sources d’émissions situées aux États-Unis sont également d’importants contributeurs du smog au Canada. De façon générale, les émissions de PM2,5 primaires et de précurseurs aux États-Unis ont reculé au cours de la période de 1990 à 2006 et devraient continuer à diminuer. Les émissions de PM2,5 primaires aux États-Unis ont diminué d’environ 65 % depuis 1990, grâce à des baisses dans la plupart des secteurs sources. Les émissions de NOx ont diminué de 36 %, principalement en raison de réductions provenant des sources du secteur des transports et de la combustion de combustibles et carburants des services d’électricité et de l’industrie. Une bonne part de la baisse est attribuable à la mise en œuvre, en 1990, du NOx Budget Trading Program dans le nord-est des États-Unis. Les émissions de SO2 ont diminué d’environ 50 % entre 1990 et 2006, principalement dans les secteurs sources de combustion des services d’électricité et de l’industrie, responsables de la majorité des émissions. Les émissions de COV ont diminué de 34 %, un recul provenant en premier lieu de la réduction des sources dans les transports et les solvants.

Les projections des émissions aux États-Unis pour 2015 présentent une baisse générale des émissions de précurseurs gazeux dans la plupart des régions du pays. Dans les États du Nord-Est, on prévoit une baisse globale de la densité des émissions dans la plupart des régions, ce qui aurait des répercussions bénéfiques sur les concentrations ambiantes de smog et de gaz précurseurs au Canada.


15 Hidy, G., D. Niemi et T. Pace (2003). Chapitre 4, « Emission characterization », dans P. McMurry, M. Shepherd et J. Vickery (éd.), Particule Matter Science for Policy Makers : A NARSTO Assessment. Cambridge, Cambridge University Press, p. 147.

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Nouveaux enjeux

Changements climatiques

Les changements climatiques peuvent agir sur la qualité de l’air de différentes façons, notamment en entraînant ce qui suit : une modification de la vitesse des réactions chimiques en raison de l’augmentation des températures et de la vapeur d’eau; un changement dans la répartition des conditions météorologiques qui agissent sur le transport des polluants atmosphériques et l’emplacement des épisodes de pollution atmosphérique; une modification de la circulation générale, qui agit également sur la répartition des polluants atmosphériques; un changement dans les émissions de gaz précurseurs naturels; une réduction de la couverture nuageuse, qui accroît la production de smog; un changement de la fréquence, de la saisonnalité et de l’intensité des incendies de forêt.

Les répercussions futures des changements climatiques sur la qualité de l’air à l’échelle régionale ne sont pas bien quantifiées, car il y a de nombreux scénarios différents en matière d’émissions et de climat futurs ainsi que de nombreuses méthodes de modélisation. La complexité des liens entre la qualité de l’air et les changements climatiques ainsi que les interactions entre les deux font l’objet d’une recherche continue. Les études préliminaires pour le Canada, toutefois, indiquent que les changements climatiques pourraient entraîner l’augmentation des concentrations d’ozone, et les répercussions les plus importantes pourraient avoir lieu dans des régions où les concentrations sont déjà élevées, comme le corridor Québec‑Windsor. L’effet sur l’ozone ne serait toutefois pas le même dans toutes les régions du pays. En effet, des diminutions localisées de l’ozone pourraient se produire dans certaines régions, selon l’évolution des émissions et des conditions météorologiques à l’échelle locale.

Les études concernant les effets des changements climatiques sur les particules indiquent des augmentations des concentrations de PM2,5 et du nombre de jours où il y aura des pics, mais aussi un impact plus faible sur les concentrations quotidiennes maximales de PM2,5 sur 24 h ainsi qu’une plus faible augmentation du nombre de jours de dépassement par rapport à ce que l’on prévoit pour l’ozone. Un scénario de l’avenir mettant en jeu les changements climatiques et les émissions prévues laisse entrevoir une augmentation des concentrations de PM, comme le fait, mais à un moindre degré, un scénario qui porte uniquement sur les changements climatiques (pas de changement dans les émissions).

Lorsque les répercussions sur la santé humaine des scénarios susmentionnés ont été analysées, il était clair que l’impact des changements climatiques sur la qualité de l’air se traduirait par davantage d’effets néfastes. Toutefois, les scénarios utilisés étaient relativement simplistes, et une analyse plus complexe est requise pour déterminer l’impact global et les variations régionales16.

Les répercussions combinées de l’ozone et du dioxyde de carbone (CO2) sur le rendement des cultures et les écosystèmes constituent également un nouvel enjeu, car une certaine incertitude persiste en ce qui concerne l’effet net sur la végétation des concentrations atmosphériques élevées de CO2, de la hausse des températures, des concentrations possiblement élevées d’ozone ainsi que d’autres changements environnementaux, comme un changement dans les précipitations et la disponibilité des éléments nutritifs. L’exposition à court terme à des concentrations accrues d’ozone peut réduire la capacité d’une espèce végétale à réagir à l’augmentation des concentrations de CO2, ce qui a pour effet d’entraîner la diminution de la productivité primaire nette. Des études récentes sur le rendement des cultures ont également indiqué que les effets combinés de concentrations élevées d’ozone et de CO2 pouvaient mener à la réduction du rendement des cultures et, de ce fait, à des réductions globales de la biomasse nette. De plus, des études à long terme récentes indiquent que les différents niveaux de sensibilité des espèces à diverses concentrations d’ozone et de CO2 peuvent altérer la composition des communautés végétales et accroître ou ralentir la progression des espèces moins sensibles au sein de ces communautés.

Transport intercontinental

Le transport transpacifique de polluants – de l’Asie à l’Amérique du Nord – peut se produire en hiver et au début du printemps, principalement en raison de l’augmentation des concentrations ambiantes depuis les latitudes moyennes jusqu’à l’Arctique, où la contribution atteint son maximum.

On estime que la contribution de l’ozone associé aux émissions anthropiques asiatiques aux concentrations annuelles moyennes dans l’air ambiant en Amérique du Nord se situait dans l’intervalle de 2 à 5 ppbv17 en 1997. D’autres études semblables estiment qu’une augmentation de 10 % des émissions asiatiques entraînerait une hausse de la moyenne annuelle de l’ozone en surface aux États‑Unis de 0,1 à 0,2 ppbv, et davantage dans les régions de hautes altitudes. Des influences épisodiques à court terme pourraient accroître les concentrations régionales d’ozone de plus de 10 ppbv.

Le transport d’aérosols de poussière au-dessus du Pacifique a été observé au moyen de données satellitaires au cours de nombreuses années et tend à être épisodique. Cependant, la contribution d’autres espèces transportées aux concentrations locales de PM2,5 est plus difficile à quantifier et à observer. On estime que la contribution annuelle moyenne du transport intercontinental aux concentrations totales de particules au Canada se situe à environ 0,1 µg/m3 des concentrations annuelles de particules, sous forme de sulfates, de carbone noir et de carbone organique. Les simulations de modèles indiquent que les émissions asiatiques de soufre ont peu d’influence sur les concentrations de sulfates en surface au Canada, sauf sur la côte Ouest. Cependant, la contribution des sulfates asiatiques est importante à des altitudes supérieures dans l’ensemble du pays. La recherche en cours sur les effets du transport intercontinental sur la qualité de l’air au pays comprend le rapprochement des résultats des modèles ainsi que l’étude des interactions des changements climatiques avec la qualité de l’air résultant de l’accroissement des charges de particules fines dans la colonne atmosphérique.

Au cours de la dernière décennie, les mesures satellitaires sont apparues comme un nouveau moyen d’étudier la pollution atmosphérique, et on s’attend à ce que leur utilisation augmente. Les satellites actuels sont capables d’estimer les concentrations de polluants atmosphériques en surface, et on les utilise pour observer les épisodes de transport à grande distance aux échelles régionale et mondiale. Ces observations peuvent aussi servir à établir des estimations des émissions dans les parties du globe où on ne dispose pas de données d’observation en surface. De plus, on examine actuellement l’utilité de cette méthode pour représenter l’exposition des populations dans le cadre d’études épidémiologiques des effets sur la santé.


16 Canada, Santé Canada. 2008. Santé et changements climatiques : évaluation des vulnérabilités et de la capacité d'adaptation au Canada. Ottawa, Santé Canada.

17 ppbv : parties par milliard par volume; unité principalement utilisée pour décrire les concentrations dans l’air sous forme de fraction volumique. Le ppbv diffère du ppb, qui décrit les concentrations selon un rapport poids/poids.

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Lacunes en matière de connaissances

L’état des connaissances scientifiques au sujet du smog au Canada a considérablement évolué au cours de la dernière décennie, et cette évolution se poursuit. Toutefois, certaines lacunes persistent, particulièrement en ce qui a trait au traitement des inventaires des émissions, à la surveillance des concentrations dans l’air ambiant, à la compréhension de certains processus clés dans la formation du smog, à la sensibilité des modèles à l’ensemble de ces facteurs, et à la compréhension des relations dose-réponse et de leurs impacts sur les écosystèmes et la santé humaine.

Sources et/ou composants – Les concentrations ambiantes de particules (PM) fines continuent d’être largement caractérisées en fonction de leur masse, même s’il est connu que la composition des particules varie selon les sources, les régions et les saisons. Bien qu’à ce jour certains signes indiquent que la toxicité différentielle dépend de la composition des particules, il demeure néanmoins que des particules de plusieurs types et de différentes sources présentent une certaine toxicité. À l’heure actuelle, il est impossible de déclarer la non‑toxicité d’un composant ou d’une source de particules.

Taille des particules – Les programmes de réglementation sont actuellement axés sur les particules fines, en raison de la prépondérance de la preuve et des caractéristiques de dépôt associées à cette classe de particules  dans les poumons humains. Il existe toutefois des preuves que des particules grossières de 2,5 à 10 microns peuvent avoir des effets néfastes. Bien que les effets associés à cette classe granulométrique supérieure soient vraisemblablement moindres que ce qu’on observe dans la plage des 2,5 µm, on ne sait pas précisément si la gestion des risques associés aux PM2,5 tient compte des effets relatifs aux PM10.

Les effets potentiels des particules ultrafines sur la santé humaine sont encore plus importants. De telles particules ont une taille inférieure à 0,1 µm, et bien qu’elles présentent une masse relativement faible, elles représentent une forte proportion du nombre total des particules et une grande surface de contact (ce qui sous-entend qu’elles sont hautement réactives). Par conséquent, bon nombre d’intervenants au sein de la communauté des sciences de la santé sont d’avis qu’une proportion significative des effets sur la santé associés aux particules est attribuable à ce type de particules. Cette classe de taille peut toutefois être difficile à mesurer. De plus, comme les particules ultrafines ne sont pas distribuées uniformément, les stations fixes de surveillance de l’air ambiant ne permettent pas d’estimer adéquatement l’exposition des populations à celles-ci, et elles ne peuvent donc pas être employées dans le cadre d’études épidémiologiques.

Exposition – Bien qu’il ait été démontré que le système de surveillance de l’air ambiant représente adéquatement l’exposition des populations aux fins de la réalisation d’études épidémiologiques, il reste des lacunes à combler pour mieux comprendre l’exposition individuelle (particulièrement au sein des groupes vulnérables). De plus, à mesure que les connaissances sur la toxicité des composants et des sources évoluent, des analyses précises sont nécessaires pour comprendre la dynamique de l’exposition à ces sources et composants.

Relation concentration-réponse – La nature de la fonction concentration-réponse, incluant les seuils potentiels au sein des populations, a d’importantes répercussions sur la gestion et les estimations des risques associés à la pollution atmosphérique. La plupart des études et des analyses existantes n’indiquent pas de seuil bien défini entre les concentrations ambiantes de PM2,5 ou d’ozone (O3) et les effets sur la santé comme la mortalité précoce, les hospitalisations et les consultations en salle d’urgence.

Rôle des co-polluants – La mesure dans laquelle d’autres co-polluants dans l’air ambiant peuvent modifier ou accentuer les associations entre les concentrations ambiantes de PM2,5 ou d’ozone et la morbidité ou la mortalité continue de jouer un rôle important dans l’interprétation des résultats des études épidémiologiques.

Durées d’exposition préoccupantes – Par le passé, la plupart des études épidémiologiques ont examiné les associations entre les effets sur la santé et les concentrations de particules et d’ozone mesurées dans l’air ambiant sur 24 heures et sur plusieurs heures, avec des délais allant jusqu’à deux jours. Toutefois, des éléments indiquent que certains effets sur la santé sont davantage associés à de courtes durées d’exposition (p. ex., une heure) et que les estimations des risques sont souvent haussées par l’utilisation de concentrations moyennes sur plusieurs jours plutôt que sur un seul jour comme mesure de l’exposition, même si les données disponibles sont limitées.

À l’autre extrémité du spectre temporel, on ne dispose que d’informations limitées sur les effets de l’exposition aux particules et à l’ozone sur de plus longues périodes, y compris sur des saisons et des années entières ainsi que sur plusieurs années. 

Inflammation, oxydation et gamme d’effets – Bien que des connaissances considérables aient été acquises en ce qui concerne l’inflammation et le stress oxydatif causés par les particules et l’ozone, le degré auquel ces mécanismes sous‑tendent les divers effets observés ainsi que leurs répercussions sur d’autres effets sur la santé ne sont pas clairement établis. Comme ces mécanismes jouent un rôle dans la plupart des maladies, il est possible, en théorie, que les polluants susmentionnés participent à une gamme d’effets néfastes bien plus grande que ce que l’on croit actuellement. En effet, la littérature scientifique indique que certains effets de ces polluants vont au‑delà de ceux observés sur le système respiratoire et cardiaque; on observe notamment des effets sur le système reproducteur, des effets sur des maladies précises comme le diabète ainsi que des cas isolés d’augmentation de maladies inflammatoires (appendicite, maladies inflammatoires de l’intestin, etc.).

Exacerbation ou développement et progression des maladies – On croit généralement que les concentrations ambiantes de PM2,5 et d’ozone dans l’air ambiant peuvent exacerber les maladies préexistantes (p. ex. l’asthme). Des associations au niveau épidémiologique relatives à l’exposition chronique laissent croire que ces polluants peuvent aussi contribuer au développement ou à la progression de maladies. De plus, des données toxicologiques contribuent à identifier les mécanismes possiblement  responsables dans le développement des maladies. L’impact relatif de l’exacerbation de maladies existantes par rapport à celui du développement et de la progression de nouvelles maladies n’a pas encore été établi. Il pourrait cependant y avoir d’énormes répercussions sur la santé publique si on arrivait à démontrer que ces polluants sont liés au développement de maladies courantes.

Populations vulnérables – L’amélioration de notre compréhension des effets de ces polluants sur les sous‑populations plus vulnérables aux effets néfastes des concentrations ambiantes de particules et d’ozone est essentielle dans la gestion des risques pour la santé publique. Même si les personnes souffrant de maladies cardiaques et respiratoires préexistantes sont reconnues comme faisant partie des populations vulnérables, d’autres conditions qui entraînent une vulnérabilité aux polluants en question continuent d’être identifiées. Il existe également d’importantes incertitudes en ce qui concerne les principales phases du développement chez l’humain au cours desquelles les particules et l’ozone peuvent causer des effets respiratoires chez les enfants ainsi que chez d’autres groupes vulnérables de la population. Enfin, les études réalisées sur les animaux et les humains continuent de révéler la présence de génotypes particuliers qui sont davantage affectés par ces polluants que la population en général et qui fournissent donc des renseignements supplémentaires sur la vulnérabilité ainsi que sur les voies et les mécanismes d’action.

Bien que les inventaires des émissions soient de plus en plus précis, ils ne représentent généralement pas adéquatement les émissions réelles à un moment donné. Ceci peut s’expliquer principalement par les niveaux d’incertitude qui peuvent être élevés en raison des sources et des méthodes employées pour estimer les émissions. Par conséquent, on note souvent des différences entre les concentrations estimées à partir d’inventaires des émissions et les observations de l’air ambiant. Plus particulièrement, des améliorations sont souhaitables en ce qui concerne la quantification des sources diffuses qui caractérisent les émissions de poussière, les PM2,5 et les espèces de composés organiques volatils (COV), l’ammoniac (NH3) et les émissions mobiles réparties dans l’espace des principaux centres urbains. La contribution des secteurs en expansion (exploitation pétrolière et gazière extracôtière, transport maritime, etc.) est incertaine, tout comme l’ampleur des répercussions des émissions issues d’industries locales et/ou de la combustion résidentielle de bois sur les petites collectivités et les régions rurales.

Même s’il y a un nombre considérable d’observations issues de la surveillance et d’études spéciales réalisées sur le terrain dans l’ensemble du Canada, davantage de mesures sont requises dans certaines régions. Parmi les besoins les plus pressants, on compte la nécessité d’établir de nouvelles stations de mesure afin de tirer des conclusions en ce qui concerne la composition chimique et les tendances temporelles des particules au pays, par exemple au cours des épisodes de smog hivernal en Alberta et de détérioration de la visibilité dans les zones de grand intérêt, comme les parcs nationaux. En outre, il est actuellement difficile d’évaluer les tendances temporelles des concentrations de référence de PM2,5 en raison de l’insuffisance des mesures à long terme des PM2,5 aux stations représentatives à l’échelle régionale.

Bien que la couverture spatiale associée aux stations de surveillance de l’ozone soit plus grande que pour les autres polluants, certaines limites persistent, particulièrement dans les régions où les configurations spatiales sont complexes (p. ex. au‑dessus et à proximité des Grands Lacs, dans la région du sud de l’Atlantique et au‑dessus de la couche d’air adjacente au sol). Les mesures de l’ozone sont insuffisantes dans les régions rurales et isolées potentiellement touchées par les activités humaines, comme celles situées sous les vents passant par Edmonton et Calgary et dans l’est de la vallée du bas Fraser. Notre capacité de caractériser les concentrations ambiantes d’espèces individuelles de COV et de NO2 est encore plus limitée, en raison des lacunes du réseau de mesure actuel.

On constate des lacunes dans la compréhension approfondie de bon nombre de processus et de mécanismes associés aux particules et à l’ozone, car les réductions des émissions de précurseurs n’entraînent pas toujours les baisses prévues des concentrations ambiantes de PM2,5 et d’ozone (non‑linéarité des processus). Par exemple, la réduction des émissions de dioxyde de soufre (SO2) peut, dans certaines circonstances (p. ex. en présence de fortes concentrations de NH3), mener à une hausse des concentrations de PM2,5. Et à mesure que les émissions de précurseurs continuent de diminuer en Amérique du Nord, le rôle du NH3 dans la formation des PM2,5 pourrait devenir de plus en plus important. Il est également très difficile de prévoir les concentrations ambiantes d’ozone en raison de la complexité de la formation de l’ozone associée aux rapports de concentration COV/NOx dans l’air ambiant et à la réactivité variable des COV dominants dans un bassin atmosphérique.

L’efficacité des modèles de la qualité de l’air dépend largement des incertitudes associées aux inventaires des émissions et de l’état des connaissances en matière de processus physiques et chimiques de l’atmosphère. De manière générale, la modélisation des polluants secondaires et les prévisions à des échelles spatiales et temporelles réduites sont moins fiables. Parmi les principales entrées de modèle qui nécessitent une clarification, on trouve la compréhension des sources, des caractéristiques et des processus associés aux divers composants organiques des PM2,5. La méconnaissance des effets des changements climatiques sur la formation des PM2,5 et de l’ozone constitue également une importante lacune, car les changements climatiques peuvent modifier les conclusions des analyses de modélisation et par conséquent l’efficacité de la réglementation proposée en matière d’émissions.

Finalement, on constate également d’importantes lacunes dans notre compréhension des effets des particules et de l’ozone sur la santé des êtres humains et des écosystèmes ainsi que de la façon dont ces effets agissent sur le bien‑être socio-économique des Canadiens. Il y a un manque de compréhension au sujet du lien entre les concentrations de polluants multiples (autres que les PM2,5 et l’ozone) et les changements possibles de la toxicité à laquelle sont exposées des populations. Par ailleurs, les fonctions exposition‑réponse au niveau de la pollution et de la végétation, qui sont  indispensables pour les organismes de réglementation, sont encore beaucoup trop raresdans la documentation récente. À ces lacunes s’ajoutent celles sur les effets des particules et de l’ozone sur les écosystèmes, en particulier en ce qui a trait aux effets directs de l’exposition sur les espèces sauvages.

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Recommandations pour les travaux de recherche à venir

Effets sur la santé

Sources et composants – La recherche portant sur la caractérisation des sources, de l’exposition, de l’épidémiologie et de la toxicologie des différents composants, propriétés et sources de particules (PM) qui pourraient être fortement liées aux effets sur la santé permettrait de réduire les incertitudes associées à l’estimation des risques associés à l’exposition aux particules.

Taille des particules – Bien que les effets associés aux particules grossières (PM10-2,5) soient probablement moindres que ceux qu’on observe  pour les particules d’environ 2,5 µm, on ne sait pas exactement si les activités de gestion des risques liés aux PM2,5 permettraient de prendre en charge les effets relatifs aux (PM10-2,5); c’est pourquoi un examen continu de ces effets est recommandé. En ce qui concerne les particules ultrafines, des études d’exposition‑réponse très précises montrent des effets significatifs, mais davantage de travail est nécessaire pour déterminer la toxicité relative et les impacts sur la santé de ces particules par rapport à d’autres classes de tailles. De plus, comme le système de surveillance normalisé ne représente pas adéquatement les particules ultrafines, des études précises visant à comprendre la relation source‑exposition se révèlent aussi nécessaires.

Exposition – D’autres activités de recherche sur l’exposition des personnes et des populations aux particules et à l’ozone (O3), particulièrement dans les conditions que l’on trouve au Canada, permettraient d’améliorer notre compréhension de l’exposition et l’interprétation des données épidémiologiques associées à ces polluants. Les travaux pourraient porter sur l’examen de l’étendue de l’exposition à divers composants et classes de tailles de particules ainsi que sur les facteurs déterminants de cette exposition, y compris les contributions des sources, les caractéristiques et les activités personnelles et les facteurs relatifs aux bâtiments. Les futurs travaux visant à examiner l’ampleur de l’erreur de mesure introduite par la différence entre les concentrations à une station centrale et les expositions réelles aux polluants permettront d’évaluer l’erreur connexe dans les estimations des risques associés aux effets des polluants dans les études épidémiologiques.

Relation concentration‑réponse – D’autres activités de recherche sur les fonctions concentration‑réponse liées à la morbidité et à la mortalité causées par la pollution atmosphérique permettraient de réduire les incertitudes associées à la caractérisation des risques. Par exemple, il pourrait s’agir d’études portant sur les concentrations relativement faibles de PM2,5 et d’ozone mesurées dans l’air ambiant au Canada, et réalisées en fonction d’un éventail élargi d’effets sur la santé, ainsi que (à mesure que d’autres données sont disponibles) sur les composants et les sources des particules fines.

Rôle des co-polluants sur les effets sur la santé – La recherche axée sur l’approfondissement de nos connaissances dans ce domaine permettrait d’accroître notre capacité à discerner les effets propres aux substances dont il est question ici parmi les nombreux polluants de l’air ambiant ainsi qu’à orienter la gestion des risque associés aux sources de pollution de l’air ambiant.

Durées d’exposition préoccupantes – Même si quelques études portent précisément sur ce sujet, elles ne couvrent pas l’ensemble des critères préoccupants ni des cadres temporels possiblement préoccupants. Comme les études toxicologiques indiquent les effets potentiels associés à toute la gamme de cadres temporels – de l’exposition ultra‑aiguë à l’exposition chronique, d’autres activités de recherche visant à examiner les réactions de l’être humain sur le terrain et dans un environnement contrôlé sont nécessaires. Elles pourraient ainsi fournir de nouveaux cadres temporels pertinents pour la gestion des risques. La recherche portant sur les épisodes de très courte durée liés aux mécanismes inflammatoires, particulièrement en ce qui concerne les incidents cardiaques, serait très utile. Des études longitudinales des effets sur la santé liés à l’exposition chronique aux polluants peuvent fournir des renseignements particulièrement précieux en ce qui concerne les effets sur la santé de la pollution atmosphérique. Les auteurs de telles études devraient également tenter d’intégrer des caractéristiques de conception qui offriraient de l’information sur le degré auquel la pollution de l’air agit sur l’apparition et la progression des maladies.

Inflammation, oxydation et gamme d’effets – Comme il semble que ces mécanismes constituent l’un des aspects fondamentaux des effets des particules et de l’ozone sur la santé, il est de mise de procéder à des activités de recherche visant à mieux comprendre ces processus, particulièrement en ce qui concerne les personnes ayant des maladies ou des vulnérabilités préexistantes. En raison de la découverte de nouveaux liens  avec certaines maladies (appendicite, maladies inflammatoires de l’intestin, etc.), l’examen de cohortes actuellement atteintes de maladies inflammatoires pourrait offrir de nouveaux renseignements importants sur les répercussions de la pollution de l’air.

Populations vulnérables – À mesure que nous progressons dans l’élaboration d’outils de gestion des risques destinés aux individus (comme la cote air santé ou CAS), il est nécessaire de comprendre la vulnérabilité de sous‑groupes précis de la population afin d’offrir des messages mieux ciblés ainsi que de meilleures estimations des répercussions de la pollution atmosphérique sur la qualité de vie. De plus, les nouvelles données indiquant que les personnes qui présentent un profil génétique particulier pourraient êtres plus vulnérables à la pollution de l’air (tout en étant, par ailleurs, en parfaite santé) nécessitent une attention considérable afin de mieux comprendre comment de tels facteurs génétiques peuvent agir sur la vulnérabilité et sur les effets sur la santé de la population en général.

Effets sur l’environnement

On recommande des recherches additionnelles sur les relations exposition‑réponse en ce qui concerne certaines espèces végétales du Canada. Il pourrait s’agir d’une méta‑analyse (combinaison de données provenant de plusieurs études en vue de l’obtention d’une seule estimation) de l’information existante et de l’élaboration d’indices visant à prédire les fonctions dose‑réponse pour des espèces végétales qui n’ont pas fait l’objet d’un examen direct fondé sur la sensibilité des plantes à l’ozone, établie par le passé. L’utilisation d’une approche basée sur le flux d’ozone pour estimer l’absorption par les végétaux et, en particulier, pour quantifier les mécanismes de protection des végétaux contre les dommages causés par l’ozone, est recommandée pour les espèces et les milieux d’Amérique du Nord.

On recommande aussi la réalisation d’études continues sur les liens entre l’ozone et d’autres polluants (p. ex. le dioxyde de carbone atmosphérique) dans le contexte des répercussions sur la croissance et la productivité des forêts. En outre, d’autres activités de recherche concernant les effets des particules et de l’ozone à l’échelle des écosystèmes permettraient de mieux évaluer les risques écosystémiques plus vastes qui sont associés à l’exposition d’espèces sensibles ou en voie de disparition aux particules et à l’ozone, ainsi que les répercussions sur les espèces sauvages.

Pour l’avenir, l’incidence du smog sur les écosystèmes du Canada devrait faire l’objet d’un plus grand nombre d’études d’évaluation primaires. De plus amples recherches portant sur les aspects scientifiques qui sous-tendent les facteurs physiques des effets du smog et sur la façon dont les Canadiens évaluent ces effets aideront à élaborer des mesures efficaces de réduction du smog. Il importe de mettre sur pied un cadre permettant de faire ressortir les relations non linéaires entre les émissions, la qualité de l’air et les impacts sur les êtres humains et l’environnement par l’entremise d’une méthode d’évaluation intégrée et d’une meilleure coordination entre les divers champs d’expertise concernés.

Émissions

L’amélioration de la quantification spatiale et temporelle des émissions de précurseurs permettrait de résoudre certains des écarts constatés entre les concentrations ambiantes de smog et de précurseurs et les inventaires des émissions. Parmi les domaines qui bénéficieraient de travaux supplémentaires, on compte l’identification et la quantification des régions sources du transport intercontinental (p. ex. l’Asie), des différentes sources et espèces d’émissions de PM2,5 primaires et de composés organiques volatils (COV) naturels et anthropiques ainsi que des sources d’émissions mobiles (aviation, transport ferroviaire, biodiésel), par exemple au moyen de composés de PM2,5 permettant de marquer des sources particulières. Les inventaires des émissions historiques et les estimations actuelles des émissions de sources diffuses ont besoin d’être améliorés. Ces dernières sont importantes pour les applications des modèles de la qualité de l’air, car il est souvent difficile d’effectuer un rapprochement entre les valeurs observées et les estimations actuelles des émissions (p. ex. sources à ciel ouvert de particules comme la poussière soulevée sur les routes, l’agriculture, la construction et l’exploitation minière).

Surveillance et analyse des tendances

À mesure que les émissions de précurseurs de particules et d’ozone continuent à diminuer en Amérique du Nord, il est probable que les répercussions des concentrations de fond de particules et d’ozone sur la qualité de l’air à l’échelle locale deviennent de plus en plus importantes. Davantage de mesures, particulièrement en ce qui concerne les PM2,5 dans des sites isolés (ou de référence), d’altitude élevée et arctiques, sont recommandées. De plus, d’autres activités de recherche sont nécessaires pour comprendre la contribution des polluants transportés d’un continent à l’autre aux concentrations ambiantes au Canada. L’établissement d’un plus grand nombre de sites de spéciation des PM2,5 dans l’ensemble du Canada faciliterait le suivi de la fraction de substances chimiques transportées à partir d’autres continents, afin de déterminer celle qui contribue le plus aux concentrations locales de PM2,5.

On recommande l’établissement de stations de mesure à proximité des routes pour effectuer un meilleur suivi des émissions issues des véhicules routiers, car celles‑ci semblent dominer les concentrations observées de précurseurs de particules et d’ozone dans l’air ambiant et peuvent offrir une plateforme pour la réalisation d’études spéciales. Une lacune en matière d’échantillonnage est le biais dans les mesures des oxydes d’azote (NOx), ce qui entraîne une surestimation des concentrations de NOx dans les zones rurales et qui nécessite une quantification par un échantillonnage en région urbaine et en région rurale des NOx et d’autres espèces d’azote.

Des études à long terme et à court terme soigneusement conçues, notamment des mesures des composés permettant de marquer les sources d’émissions précises, sont requises pour réduire au minimum certains des écarts constatés entre les estimations fondées sur les inventaires des émissions et les observations des concentrations ambiantes de particules et de COV (anthropiques et naturels). Il existe des possibilités considérables d’étendre les applications de télédétection qui sont en cours de développement ailleurs à des objectifs propres au Canada afin d’améliorer les observations de la qualité de l’air en surface, de fournir des contraintes sur les émissions et de suivre le transport sur de grandes distances.

Pour comprendre le rôle de l’ammoniac (NH3) dans la formation des particules, particulièrement dans l’éventualité probable d’une diminution des émissions d’autres précurseurs, davantage de mesures du NH3 et des particules sont recommandées dans les régions qui se trouvent sous les vents provenant des zones d’agriculture intensive au Canada et aux États‑Unis. Ces mesures sont nécessaires pour examiner la sensibilité des PM2,5 aux changements dans les émissions de NH3 ainsi que pour quantifier le flux transfrontalier de ces émissions.

Compréhension des processus

La compréhension des processus qui agissent sur la formation du smog doit être constamment approfondie, car ce sont eux qui appuient les modèles de la qualité de l’air employés pour évaluer les répercussions des mesures de gestion des risques proposées. Une combinaison d’études sur le terrain et en laboratoire ainsi que des analyses intégrées des données de surveillance existantes sont requises pour élucider ces processus chimiques, physiques et météorologiques non linéaires. Plus particulièrement, ceux‑ci comprennent le rôle des différentes espèces de COV, du sel de mer, des conditions météorologiques locales, de la composition chimique atmosphérique locale et de l’influence des nuages et des milieux urbains et côtiers dans la formation du smog. De plus, il importe de mieux caractériser les processus aux échelles locale et régionale à des fins d’inclusion dans les modèles de qualité de l’air à résolution spatiale plus élevée visant à réaliser des évaluations de l’exposition humaine.

D’autres activités de recherche sont nécessaires pour améliorer notre compréhension des relations entre l’ozone, le soufre, la poussière et les matières organiques au cours du transport intercontinental, afin de mieux intégrer les résultats globaux à un système de modélisation régionale visant à évaluer plus en détail l’incidence intercontinentale.

La turbulence atmosphérique agit considérablement sur les concentrations de polluants atmosphériques, mais les mécanismes de la turbulence dans les milieux urbains sont encore à l’étude. D’autres observations et évaluations de modèles de turbulence sont nécessaires pour accroître la précision des simulations des modèles de la pollution atmosphérique, particulièrement dans les milieux urbains et côtiers.

En dernier lieu, des études systématiques conçues pour examiner des processus précis importants de la formation du smog à l’échelle régionale et à une résolution adéquate sont nécessaires. Ces études doivent également tenir compte de la modification du climat et des émissions à l’échelle régionale.

Modélisation

À mesure que l’utilisation des analyses de scénarios augmentera, les efforts constants visant à élaborer et à évaluer les modèles de la qualité de l’air permettront d’accroître la précision de ceux‑ci ainsi que la fiabilité des indications fournies par les analyses. Plus particulièrement, l’amélioration des représentations des sources d’émission et des processus influant sur la production des aérosols secondaires est requise. L’élaboration et l’évaluation de modèles dépendent de la disponibilité de données d’observation pertinentes sur l’ozone, la masse des PM2,5, et la composition chimique des PM2,5 et d’autres importants précurseurs recueillies dans le cadre d’études de surveillance et d’observations sur le terrain. Ces données, combinées aux observations satellitaires, peuvent aussi être intégrées aux modèles afin d’améliorer les prévisions et, de ce fait, les estimations des émissions réalisées par modélisation inverse. L’approfondissement continu de ces méthodes est recommandé.

L’influence des secteurs sources individuels sur les concentrations ambiantes de particules et d’ozone à l’échelle nationale, telle qu’estimée par les scénarios de modélisation, doit être vérifiée et, dans certains cas, examinée davantage dans le cadre d’études plus approfondies. Mis à part les sources déjà surveillées régulièrement et pour lesquelles des données sur les émissions sont disponibles, il importe aussi d’envisager la réalisation d’études sur les sources intermittentes (incendies de forêt, vent, poussière, etc.). L’importance de ces sources augmentera probablement à mesure que les émissions de précurseurs diminueront et que l’incidence des changements climatiques deviendra plus prononcée.

Les études dans lesquelles les données des modèles peuvent être échangées de façon interactive entre les échelles mondiale, régionale et locale sont également recommandées pour obtenir l’information spatiale complète sur la qualité de l’air, y compris en ce qui concerne l’influence des concentrations de fond et une meilleure quantification de l’influence des sources ponctuelles, des sources locales et des processus de formation du smog.

Un certain nombre d’approches d’évaluation des modèles, soit l’évaluation opérationnelle (comparaison des prévisions des modèles aux données de surveillance régulière), l’évaluation dynamique (réponse des modèles aux changements dans les conditions météorologiques ou les émissions) et l’évaluation diagnostique (simulation des processus atmosphériques), nécessitent une élaboration continue. Les deux dernières méthodes d’évaluation sont particulièrement importantes afin d’assurer la crédibilité des modèles pour l’évaluation des scénarios de contrôle des émissions. Les approches de modélisation probabilistes fondées sur les incertitudes dans les entrées et les formules des modèles doivent aussi être envisagées pour évaluer les incertitudes des modèles en ce qui concerne les prévisions et les applications stratégiques.

Les modèles constituent actuellement le meilleur moyen existant pour estimer les effets des changements climatiques sur la qualité de l’air. Relativement peu d’études combinent la modélisation des changements climatiques et de la qualité de l’air, et davantage de travaux sont nécessaires dans ce domaine. Une partie intégrante de la caractérisation des répercussions des changements climatiques consistera, au départ, à comprendre la variabilité inhérente causée par les changements annuels des conditions météorologiques. L’élaboration de simulations pluriannuelles de la qualité de l’air pour caractériser la variabilité interannuelle est particulièrement importante dans l’examen des répercussions potentielles des changements climatiques sur les conclusions issues des analyses de modélisation qui évaluent l’efficacité de la réglementation proposée en matière de contrôle des émissions. De plus, des simulations pluriannuelles permettraient l’évaluation des réductions progressives des émissions et des effets connexes sur un certain nombre d’années plutôt que d’un seul coup, comme le font les simulations à l’heure actuelle. Des simulations pluriannuelles sont également nécessaires pour caractériser la variabilité interannuelle du transport transpacifique.

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Conclusions

Epidemiologic evidence has been published in recent years confirming earlier observations of significant harm from particulate matter (PM), especially, but not confined to, the fine fraction. Of note is the confirmation of mortality from long-term exposure to PM, and the linkage to adverse cardiac outcomes, both from acute and chronic exposures. Additionally, the finding of a robust relationship with lung cancer mortality in the most influential chronic exposure cohort study (the American Cancer Society study) has added to the understanding of specific adverse outcomes associated with fine PM. The emergence of animal toxicology studies using ambient particles has provided evidence of a broad range of mechanisms and toxicological pathways by which adverse outcomes could manifest themselves. These studies also implicate the importance of the source of PM (and hence the chemical composition of PM) in these outcomes. Overall, the database provides sufficient evidence to conclude that there are causal relationships between PM and a range of adverse effects including restricted activity days, respiratory symptoms, bronchitis (both acute and chronic), asthma exacerbation, as well a range of respiratory and especially cardiac impacts which result in increased emergency room visits, hospital admission and premature mortality.

Significant uncertainty remains as to the relative toxicity of sources and components of PM, the role of co-occurring pollutants for some endpoints, the importance of reproductive outcomes seen in an increasing number of studies, and the role of PM in eliciting effects beyond the cardio-respiratory systems. The lack of significant insights from studies with human volunteers in controlled exposure situations (i.e., clinical settings) limits understanding of some important mechanistic pathways.

The database on O3health effects confirms its role in mortality (especially acute exposure-related) and a variety of morbidity effects. The major effect is on respiratory outcomes, though there are indications of possible adverse effects beyond the lung. The most recent evidence on the health effects of ambient ozone is consistent with that reported in earlier evaluations, and provides additional details on outcomes, modifying factors, and the presence of significant susceptible groups in the population. 

Evidence is very strong for an effect of O3 on a range of adverse respiratory outcomes including lung function, respiratory symptoms, inflammation, and immunological defenses. Overall, this evidence lends considerable support to the epidemiological literature, which has reported significant associations with respiratory emergency room and hospital visits (especially asthma-related), and premature mortality associated with short-term exposure to ozone. 

Observations from the PM and O3 literature are sufficient to conclude that certain groups within the population can be characterized as particularly susceptible to adverse effects following exposure to these pollutants. Susceptible sub-populations include children (both healthy and asthmatic), the elderly (especially those with a pre-existing respiratory or cardiac condition), individuals who hyper-respond to respiratory irritants, and those who are more active outdoors (e.g., exercising individuals, outdoor workers). There is also an increasing body of evidence to support susceptibility related to the specific genetic makeup of the individual.

Recent evidence also confirms that exposure to PM and O3 can have negative effects on plant health which can lead to ecosystem changes. Plants take up O3 via leaf stomates which can cause direct physical damage, while PM effects are largely due to changes in soil chemistry rather than direct deposition. Vegetation response to these pollutants is dependent upon the composition of PM, plant species and development stages (in the case of O3), and can be modified when combined with other ecosystem stressors. Impacts from the exposure to PM and O3 on wildlife is an area of emerging concern in understanding ecosystem impacts; however, no research has been conducted to asses direct impacts or to identify which species are more sensitive.

Smog has wide-ranging negative impacts on our social and economic wellbeing. Although most of the focus has been on the quantification of health-related socio-economic impacts (e.g., medical treatment costs and lost worker productivity), non-health related socio-economic impacts (e.g., decline in crop and tree output from farm and forestry operations, reduced enjoyment of vistas from poor visibility, and costs associated with material breakdown) are also significant.

Recent monitoring observations and analyses show that southern Ontario and southern Quebec continue to record the highest fine PM2.5 and O3 levels in Canada, according to the Canada-wide Standards metrics. Almost all sites over the Canada-wide Standards 2010 targets are located in southwestern Ontario and in large urban centres and communities influenced by local industries in eastern Ontario and southern Quebec, although PM2.5 levels are closer to the target than is the case for O3. Southern Ontario and southern Quebec also have the highest number of days and frequency of episodes with levels greater than the Canada-wide Standards numeric targets for PM2.5 and O3(30 µg m-3 and 65 ppb, respectively). These conclusions are based on studies and data covering the period 2001–2006.

As discussed throughout this summary document, the spatial patterns of PM2.5 and O3 across the country vary regionally and seasonally. Local ambient levels of PM2.5 and O3 are influenced by a variety of factors that can lead to substantial differences in ambient concentrations from one region of the country to another and over time. These include meteorology, coastal and urban effects, the local chemical mixture, natural emissions, transboundary transport and background concentrations. High PM2.5levels occur both in the summer and winter, with the cold season receiving more attention recently due to the significant role of local emission sources leading to the build up of primary pollutants (i.e., primary PM2.5). High O3 levels occur in the spring or summer due to enhanced photochemical production, precursor emissions and favourable meteorological conditions. 

Air quality observations show that between 1985 and 2006, ambient PM2.5 levels at urban sites across Canada declined by approximately 40%; though most of the decline occurred before 1996 as a result of SO2 emission controls in eastern U.S. and Canada. No long-term data are available to examine regional-scale changes in ambient PM2.5; however, since 2001, emission reductions of sulphur dioxide (SO2) and nitrogen oxides (NOX) in eastern Canada and the northeastern U.S. have resulted in declines in PM2.5constituents (namely ammonium sulphate and ammonium nitrate) and ambient SO2 and nitric acid (HNO3) precursor gases. In light of decreasing SO2 and NOX emissions in eastern North America, the influence of ammonia (NH3) on PM2.5levels is expected to increase.

Changes in O3 levels have been observed at the regional and local scale. At urban sites across Canada, median and lower percentile ambient 8-hr O3 levels increased between 1990–2006; attributed to less O3 scavenging (the removal of O3 from the atmosphere as it reacts with NO to form NO2) as a result of NOXemission reductions. Outside of these unique urban circumstances, rural sites in Ontario and Quebec experienced a decreasing trend from 1990–2006 across all percentiles in the distribution of O3concentrations. Regionally, ambient O3concentrations have been declining in Quebec and Ontario, remaining constant in Alberta, and increasing in Atlantic Canada and on the Pacific coast.

Monitoring and modelling studies show that transboundary transport of pollutants occurs all across Canada but has a greater impact on air quality over southern Ontario, Quebec and Atlantic Canada. In spite of the strong influence of emissions from the U.S., local emissions and local formation of O3 and PM2.5 in some areas of eastern Canada play a significant role in degrading air quality to levels close to or above the Canada-wide Standards.

Baseline O3, the level measured at a given site in the absence of strong local influence is increasing in a number of areas in Canada (i.e., Georgia Basin in the Pacific coast, Atlantic coast, and continental western Canada). Changes in baseline O3 are consistent with evidence of increasing intercontinental transport of O3 into North America.

Air quality models project that with the implementation of existing North American legislation, PM2.5 and O3 levels are expected to decrease by 2015 (relative to 2002) across the country and regionally. Exceptions include large urban areas where emissions of primary PM2.5 are projected to increase and changes in the atmospheric chemical regime may lead to increases in PM2.5 formation, and parts of the Prairies where industrial emissions are increasing. The number of days exceeding the Canada-wide Standard numeric value for PM2.5is projected to increase in areas already showing exceedances, while the number of days exceeding the Canada-wide Standard numeric value for O3 are projected to decrease overall. Model simulations of additional reductions in industrial emissions, if new Canadian legislation is implemented, show widespread improvements in summertime PM2.5 and O3 levels in the Prairies but only marginal improvements in other parts of the country.

National emissions of primary PM2.5, and PM2.5 and O3 precursors have generally declined from 1985–2006, with the exception of NH3. Some of this improvement has been offset in recent years by increases in some source sectors. Emissions projections for the year 2015 show expected increases relative to 2006, namely for VOCs and NH3.

The state of knowledge of smog science in Canada has greatly improved over the last 10 years and is continually evolving. Emerging areas of research include the impact of climate change on smog and the associated ecosystem and human health effects, the role of intercontinental transport (e.g., across the Pacific from Asia) on Canadian air quality, and the use of satellite-based monitoring. Modelling studies indicate that climate change may result in increases in both PM2.5 and O3; however, further investigation is needed to understand the complex interactions between air quality and climate change and to quantify the overall impact and regional variation. The role of intercontinental transport of smog-forming pollutants on Canadian air quality is an issue needing attention, especially with changing domestic precursor emissions. The use of satellite-based measurements to study air pollution is expected to grow, particularly in areas of the country where ground-level monitoring is limited.

The information contained within the Canadian Smog Science Assessment and synthesized in this document reflects the considerable amount of research, monitoring and modelling information available across Canada. It is also clear that large gaps still remain in our understanding of smog and its impacts on Canadians and their environment. Further advancements are needed to address these gaps and to improve our ability to track changes resulting from air quality management strategies (see the sections “Knowledge Gaps” and “Recommendations for Future Research”).

Additional information can be obtained at:

Environment Canada
Inquiry Centre
351 St. Joseph Boulevard
Place Vincent Massey, 8th Floor
Gatineau, Quebec K1A 0H3
Telephone: 1-800-668-6767 (in Canada only) or 819-997-2800
Fax: 819-994-1412
TTY: 819-994-0736
Email: enviroinfo@ec.gc.ca

Additional information can be obtained at:

Health Canada
Address Locator 0900C2 Ottawa, Ontario K1A 0K9
Telephone: 1-866-225-0709 (in Canada only) or 613-957-2991
Fax: 613-941-5366
TTY: 1-800-267-1245
Email: Info@hc-sc.gc.ca

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