Examen et évaluation de l’Accord entre le Canada et les États Unis sur la qualité de l’air

Avis de non‑responsabilité des États‑Unis

Le présent document mentionne ou examine des textes législatifs ou réglementaires uniquement à titre d’information. Il ne substitue pas à ces lois ou règlements, et les lecteurs doivent consulter les lois ou règlements pour savoir ce qu’ils exigent. Ni le présent document ni aucune de ses parties ne constitue en soi une règle ou un règlement. Il ne peut donc pas modifier ou imposer des exigences juridiquement contraignantes à l’EPA, aux États, aux tribus, au public ou à la communauté réglementée.

Avertissement général

Toute l’information contenue dans le présent document est à jour en date du 19 juillet 2023. Les niveaux de dépassement des normes canadiennes de qualité de l’air ambiant (NCQAA) et des National Ambient Air Quality Standards (NAAQS; normes nationales de qualité de l’air ambiant) peuvent avoir été mis à jour depuis la publication du présent rapport.

Résumé

L’Accord entre le Canada et les États‑Unis sur la qualité de l’air (AQA), signé en 1991, a été conçu à l’origine pour contrôler les contributions transfrontalières aux pluies acides causées par les émissions de dioxyde de soufre (SO₂) et d’oxydes d’azote (NO_X). En 2000, l’Accord a été modifié pour traiter le problème de l’ozone troposphérique transfrontalier, avec l’ajout d’engagements à l’égard des composés organiques volatils (COV) et de mesures supplémentaires sur les émissions de NO_X.

En 2007, les deux pays avaient rempli leurs engagements respectifs au titre de l’Accord. Bien que l’AQA soit un exemple remarquable de ce qui peut être réalisé grâce à la coopération bilatérale, les engagements datent maintenant de plus de 20 ans. C’est pourquoi, conformément à l’article X, qui prévoit un examen et une évaluation complets de l’Accord et de sa mise en œuvre tous les cinq ans, à moins que les Parties n’en conviennent autrement, le Canada et les États‑Unis ont entrepris conjointement les travaux présentés ici.

Les objectifs de cet examen et de cette évaluation sont les suivants :

• examiner ce que l’AQA a accompli à ce jour, y compris s’il atteint ses objectifs actuels et si les réductions d’émissions imposées par l’Accord ont permis d’atteindre les objectifs en matière de réduction du flux transfrontalier de pollution atmosphérique, de réduction des dépôts acides, de réduction des concentrations d’ozone troposphérique et d’amélioration de la qualité de l’air au Canada et aux États‑Unis;
• évaluer si les objectifs de réduction des émissions et les mesures prévues à l’annexe 1 (pluies acides) et à l’annexe 3 (ozone), ainsi que les engagements prévus à l’annexe 2 (coopération scientifique), restent adaptés aux besoins politiques et scientifiques des deux pays;
• examiner si de nouvelles actions telles que des engagements ou des mesures seraient appropriées (p. ex. pour les polluants inclus dans l’Accord et ceux qui ne sont pas visés actuellement, tels que les PM_2,5).

Dans le cadre de cet examen et de cette évaluation, les Parties envisagent toute action appropriée, y compris la modification de l’AQA ou la modification des politiques, programmes et mesures existants.

Pluies acides

L’annexe sur les pluies acides (annexe 1) de l’AQA fixe des objectifs pour le Canada et les États‑Unis afin de réduire les émissions de SO₂ et de NO_X qui causent les pluies acides. Les deux pays ont respecté leurs engagements en matière de réduction des émissions de SO₂ et de NO_X au titre de l’Accord depuis 2007.

En 2020, les émissions totales de SO₂ du Canada s’élevaient à environ 651 000 tonnes métriques, soit une réduction de 78 % par rapport au total de 3 millions de tonnes métriques en 1990. De 1990 à 2020, les émissions totales de NO_X du Canada ont également diminué de 36 % (826 000 tonnes métriques). Ces réductions ont été obtenues grâce à des programmes tels que le Programme de lutte contre les pluies acides de l’est du Canada de 1985 et la Stratégie pancanadienne sur les émissions acidifiantes après l’an 2000.

Aux États‑Unis, de 1990 à 2020, les émissions de SO₂ ont diminué de 92 %, passant de 23,1 millions à 1,9 million de tonnes métriques, et les émissions de NO_X ont diminué de 69 %, passant de 25,5 millions à 7,8 millions de tonnes métriques. L’Acid Rain Program (programme de lutte contre les pluies acides) des États‑Unis a permis de réduire considérablement les émissions de SO₂ et de NO_X des centrales électriques, réduisant ainsi les pluies acides. Les mesures réglementaires prises aux États‑Unis, telles que la Cross-State Air Pollution Rule (CSAPR) et ses mises à jour ultérieures, ont également permis de diminuer considérablement les émissions annuelles de SO₂ et les émissions annuelles et estivales de NO_X provenant du secteur de l’électricité.

Le succès continu et remarquable obtenu dans les deux pays en matière de réduction des polluants contribuant aux dépôts acides (SO₂ et NO_X) a mené à des signes récents de rétablissement. Certaines régions des deux pays, notablement l’est du Canada, ne se sont pas encore remises des charges polluantes historiques et reçoivent des dépôts acides qui peuvent dépasser les charges critiques actuelles. La modélisation laisse croire à un effet transfrontalier sur les dépôts totaux, en particulier dans les régions moins peuplées du nord du Montana et du nord de la province de l’Ontario, où les dépôts sont plus faibles que dans le nord‑est des États‑Unis. En outre, les dépôts d’azote réduit (y compris l’ammoniac [NH₃] et l’ammonium [NH₄⁺]) n’ont pas diminué au cours des dernières décennies et ont même augmenté dans certaines régions.

Ozone

En 2000, l’annexe sur l’ozone de l’AQA (annexe 3) a défini les engagements pris par le Canada et les États‑Unis pour réduire les émissions de NO_X et de COV qui contribuent à la pollution transfrontalière par l’ozone. Ces engagements s’appliquent à une région définie dans les deux pays, la zone de gestion des émissions de polluants (ZGEP), qui comprend le centre et le sud de l’Ontario, le sud du Québec, 18 États des États‑Unis et le District de Columbia. Au moment de la signature de l’annexe, cette ZGEP était la zone jugée la plus critique pour la réduction de l’ozone transfrontalier. Ces engagements visaient à aider les deux pays à atteindre leurs objectifs respectifs en matière de qualité de l’air et à protéger la santé humaine et l’environnement.

Le Canada et les États‑Unis ont respecté les engagements qu’ils avaient pris dans le cadre de l’annexe sur l’ozone en vue de réduire les émissions de NO_X et de COV provenant de sources fixes et mobiles ainsi que de solvants, de peintures et de produits de consommation. De 1990 à 2020, les émissions nationales de NO_X et de COV du Canada ont diminué respectivement de 36 % et de 49 %. Aux États‑Unis, durant la même période, les émissions atmosphériques nationales de NO_X et de COV ont diminué respectivement de 70 % et de 48 %.

Les concentrations ambiantes d’ozone ont également diminué dans la région frontalière entre le Canada et les États‑Unis depuis l’établissement de l’annexe sur l’ozone. La quatrième valeur annuelle la plus élevée des maximums quotidiens des concentrations d’ozone moyennes sur 8 heures (MQCOM8) a diminué de plus de 10 parties par milliard (ppb) à de nombreuses stations de surveillance en Ontario, au Québec et dans les Maritimes, et de 20 ppb à certaines stations des États des Grands Lacs et de la vallée de l’Ohio, où les concentrations d’ozone sont les plus élevées.

L’ozone continue également d’avoir des répercussions importantes sur la santé publique et la production agricole aux États‑Unis et au Canada, malgré les progrès réalisés grâce aux engagements pris dans le cadre de l’annexe 3. Le transport en provenance des États‑Unis continue de contribuer à une grande partie de l’ozone anthropique au Canada, où l’on observe le plus grand effet dans le corridor Windsor‑Québec, ainsi que dans le sud‑ouest de la Colombie‑Britannique, dans la région du Grand Vancouver et de Victoria, dans le sud de l’Alberta, dans la région du Grand Toronto et de Hamilton et dans la région de Montréal. Les stations de surveillance de l’air dans le sud de l’Ontario et le sud du Québec continuent de mesurer des concentrations d’ozone qui approchent ou dépassent les NCQAA, et les projections de modélisation donnent à penser que ces normes continueront d’être dépassées en 2035. Selon la modélisation, le flux transfrontalier d’ozone et de ses précurseurs des États‑Unis vers le Canada contribue à une portion importante des effets sur la santé dans le centre du pays et au Canada atlantique et constitue la principale source des effets sur la santé en Ontario, au Québec, en Nouvelle‑Écosse, au Nouveau‑Brunswick, à Terre‑Neuve‑et‑Labrador et à l’Île‑du‑Prince‑Édouard. On estime que le flux transfrontalier des États‑Unis vers le Canada contribue également à réduire le rendement des cultures, en particulier le long du corridor Windsor‑Québec.

Particules fines

Bien que l’Accord n’inclue pas les PM_2,5), les émissions de certains précurseurs des PM_2,5) secondaires sont abordées dans des mesures de réduction des NO_X, des SO₂ et des COV. Toutefois, les émissions directes de PM_2,5) et de NH₃ (un précurseur des PM_2,5)) ne sont pas prises en compte dans l’Accord. De 1990 à 2020, les émissions de PM_2,5) primaires du Canada ont diminué de 15 % après avoir atteint un plateau d’environ 1,5 million de tonnes métriques par an. Les émissions nationales de PM_2,5) primaires des États‑Unis ont diminué de 38 % de 1990 à 2020, après avoir diminué progressivement jusqu’en 2015, puis atteint un plateau au cours des dernières années. Les programmes régionaux et multiétatiques qui ont permis de réduire les concentrations d’ozone ont également entraîné une diminution des émissions de plusieurs précurseurs chimiques des PM_2,5) secondaires (NO_X, SO₂ et COV). Toutefois, les émissions de NH₃ ont augmenté de 24 % au Canada et de 25 % aux États‑Unis de 1990 à 2020.

Les effets néfastes sur la santé de l’exposition aux PM_2,5) sont bien consignés, et les deux pays continuent de prendre des mesures pour réduire leurs émissions respectives. Au cours des dernières années, les concentrations de PM_2,5) sont les plus élevées à proximité des zones urbaines, en particulier dans la vallée de l’Ohio, sur la côte atlantique et dans le corridor Windsor‑Québec, où les concentrations observées à plusieurs stations au Canada approchent ou dépassent les seuils des NCQAA. Bien que la modélisation prévoie que les concentrations de PM_2,5) diminueront d’ici 2035, elles devraient également continuer à dépasser les seuils des NCQAA dans certaines des plus grandes villes du Canada. L’analyse présentée dans ce rapport révèle une augmentation du transport des PM_2,5) des États‑Unis vers le Canada. Une modélisation et une analyse récentes indiquent également que les PM_2,5) transfrontalières augmentent la morbidité et la mortalité au Canada et ont un impact plus important sur la santé que l’ozone transfrontalier. Les résultats de la modélisation confirment que la plupart des effets transfrontaliers des PM_2,5) se situent à plusieurs centaines de kilomètres de la frontière et sont principalement ressentis dans les régions du Michigan, de l’Ontario et du Québec, et que les effets les plus importants sont observés dans la région de Détroit‑Windsor.

Coopération scientifique et technique

Les Parties ont renforcé leurs relations par le biais de la collaboration et des échanges scientifiques dans le cadre de l’AQA. Depuis 1994, elles se notifient mutuellement des sources particulières de pollution atmosphérique situées à moins de 160 km (100 miles) de la frontière entre le Canada et les États‑Unis. Les gouvernements des deux pays échangent des données par le biais d’une série de programmes et d’outils tels que AirNow et le National Atmospheric Deposition Program (NADP; programme national sur les dépôts atmosphériques), et entretiennent un dialogue informel continu sur toute une série de sujets liés aux réseaux de surveillance et aux méthodes de mesure. Le Canada et les États‑Unis collaborent et mettent en commun des inventaires, des résumés et des analyses d’émissions dans le cadre de plusieurs accords et rapports tels que le rapport d’étape de l’AQA, le Conseil de l’Arctique et la Convention sur la pollution atmosphérique transfrontalière à longue distance. Outre le respect de leurs engagements respectifs en matière de pollution, les Parties ont mené à bien de nombreux projets pilotes ainsi que des activités conjointes de modélisation et d’analyse dans le cadre de l’annexe sur l’ozone. Ces efforts ont permis d’améliorer la mise en commun de l’information et la connaissance du transport transfrontalier, au bénéfice de chaque pays.

Pour l’avenir, les coprésidents du Sous‑comité du CQA sur la collaboration scientifique ont organisé une série d’ateliers d’échange scientifique afin de mettre en commun de l’information, de continuer à établir des liens et d’alimenter le dialogue politique sur les questions transfrontalières actuelles et émergentes. Les Parties ont accompli beaucoup de choses dans le cadre de l’AQA, continuent de collaborer dans le cadre de divers projets et cherchent des moyens de continuer à travailler ensemble à la poursuite d’objectifs communs pour améliorer les conditions de la qualité de l’air.

Conclusion générale et recommandation

L’AQA entre le Canada et les États‑Unis est un modèle de coopération bilatérale réussie qui a permis d’améliorer considérablement l’environnement au cours de ses trois décennies d’existence. Les conclusions générales de l’examen et de l’évaluation de l’AQA indiquent que d’importants résultats ont été obtenus dans le cadre de l’AQA actuel et que les deux pays ont pleinement respecté leurs obligations. Toutefois, la pollution atmosphérique transfrontalière continue d’avoir un impact sur les deux pays en ce qui concerne la santé et de l’environnement. Pour continuer à atteindre l’objectif de l’AQA « de contrôler la pollution atmosphérique entre les deux pays », il est recommandé de mettre l’Accord à jour, notamment en explorant de nouvelles stratégies pour tenir compte des questions émergentes qui ne sont pas actuellement couvertes par l’AQA.

Liste des abréviations et des acronymes

• μeq/l: Micro-équivalents par litre
• µg/m³: Microgrammes par mètre cube
• µmol_c L^-1: Équivalent de charge en micromole par litre
• ADAGIO: Atmospheric Deposition Analysis Generated from optimal Interpolation from Observations (analyse des dépôts atmosphériques générée à partir d’une interpolation optimale des observations)
• APCA: Anthropogenic Precursor Culpability Assessment (évaluation de la culpabilité des précurseurs Anthropiques)
• AQA: Accord entre le Canada et les États‑Unis sur la qualité de l’air
• AQS: Air Quality System (États‑Unis)
• CAIR: Clean Air Interstate Rule (États‑Unis)
• CAMx: Comprehensive Air Quality Modeling with Extensions (modélisation complète de la qualité de l’air avec extensions)
• CBR: Combustion de bois à des fins résidentielles
• CEE-ONU: Commission économique des Nations Unies pour l’Europe
• CMAQ: Community Multiscale Air Quality Modeling System (système communautaire de modélisation multi‑échelle de la qualité de l’air)
• CNA: Capacité de neutralisation de l’acide
• COD: Carbone organique dissous
• COV: Composés organiques volatils
• CQA: Comité Canada-États‑Unis sur la qualité de l’air
• CSAPR: Cross-State Air Pollution Rule (États‑Unis)
• DCM: Dépassements cumulés moyens
• ECCC: Environnement et Changement climatique Canada
• EPA: Environmental Protection Agency des États‑Unis
• éq ha^-1 an^-1: Équivalent par hectare par an
• EQUATES: Projet Air Quality Time Series de l’EPA
• GEM-MACH: Global Environmental Multiscale Model – Modeling Air Quality and Chemistry (modèle global environnemental multi‑échelle – modélisation de la qualité de l’air et de la chimie)
• IEPA: Inventaire des émissions de polluants atmosphériques (Canada)
• kg ha^-1 an^-1: Kilogramme par hectare par an
• kg-N/ha: Kilogramme d’azote par hectare
• kg-S/ha: Kilogramme de souffre par hectare
• Mm^-1: Mégamètres inversés
• MOOSE: Michigan-Ontario Ozone Source Experiment (expérience de surveillance des sources d’ozone du Michigan et de l’Ontario)
• MQCOM8: Maximum quotidien des concentrations d’ozone moyennes sur 8 heures
• MSQ: Maintien du statu quo
• MWe: Mégawatts électriques
• NAAQS: National Ambient Air Quality Standards (États‑Unis)
• NADP: National Atmospheric Deposition Program (États‑Unis)
• NASA: National Aeronautics and Space Administration (U.S.)
• NCQAA: Normes canadiennes de qualité de l’air ambiant
• NH₃: Ammoniac
• NH₄⁺: Ammonium
• NO₃^-: Nitrate
• NOAA: National Oceanic and Atmospheric Administration (États‑Unis)
• NO_X: Oxydes d’azote
• nssSO₄^-2: Sulfates ne provenant pas du sel de mer
• Ozone PA: Ozone Policy Assessment (évaluation de la politique) (États‑Unis)
• PA16: Évaluation de la politique nominale pour l’année de référence 2016 (États‑Unis)
• PGA: Secteur pétrolier et gazier d’amont
• pH: Potentiel d’hydrogène
• PM: Particules fines
• PM₁₀: Particules inhalables dont le diamètre est généralement inférieur ou égal à 10 micromètres
• PM_2,5: Particules fines; particules inhalables dont le diamètre est généralement inférieur ou égal à 2,5 micromètres
• ppb: Parties par milliard, par volume
• RCSAP: Réseau canadien de surveillance de l’air et des précipitations
• RCU: Final Revised Cross State Air Pollution Rule Update (États‑Unis)
• RCU16: Modélisations selon la RCU de l’année 2016 (États‑Unis)
• RCU23: Projections selon la RCU pour l’année 2023 (États‑Unis)
• RCU28: Projections selon la RCU pour l’année 2028 (États‑Unis)
• RHR: Regional Haze Rule (États‑Unis)
• RHR16: Modélisation selon la RHR pour 2016 (États‑Unis)
• RHR28: Modélisation selon la RHR pour 2028 (États‑Unis)
• SCE: Surveillance continue des émissions
• SGQA: Système de gestion de la qualité de l’air (Canada)
• SIP: State Implementation Plan (États‑Unis)
• SO₂: Dioxyde de soufre
• SO₄^2-: Sulfate
• SSWC: Steady-State Water Chemistry model (modèle de la chimie de l’eau à l’équilibre)
• TDep: Dépôts totaux
• TEMPO: Tropospheric Emissions: Monitoring of Pollution (Émissions troposphériques : surveillance de la pollution
• ZGEP: Zone de gestion des émissions de polluants (annexe sur l’ozone de l’AQA)

Liste des tableaux

• Tableau 2‑1. Pluies acides (annexe 1) : Objectifs spécifiques pour l’anhydride sulfureux et les oxydes d’azote.
• Tableau 3‑1. Annexe sur l’ozone (annexe 3) : objectifs spécifiques pour les précurseurs de l’ozone troposphérique
• Tableau 3‑2. Normes nationales de qualité de l’air ambiant pour l’ozone.
• Tableau 4‑1. Normes nationales de qualité de l’air ambiant pour les PM_2,5.
• Tableau 5‑1. Résumé de l’annexe 2 – Activités scientifiques et techniques et de recherche en économie.
• Tableau A-1. Description des simulations utilisées dans l’analyse américaine de l’ozon.
• Tableau A-2. Description des simulations utilisées dans l’analyse américaine de l’ozone.

Liste des figures

• Figure 2‑1. Tendances des émissions canadiennes de SO₂ de 1990 à 2020.
• Figure 2‑2. Tendances des émissions canadiennes de NO_X de 1990 à 2020.
• Figure 2‑3. Tendances des émissions de SO₂ aux États‑Unis de 1990 à 2020.
• Figure 2‑4. Tendances des émissions de NO_X aux États‑Unis de 1990 à 2020.
• Figure 2‑5. Dépôts humides annuels de nssSO₄^2-pour a) 1990 et b) 2019.
• Figure 2‑6. Dépôts humides annuels de NO₃^- pour a) 1990 et b) 2019.
• Figure 2‑7. Moyenne triennale des dépôts totaux de soufre aux États‑Unis pour a) 2000‑2002 et b) 2018‑2020.
• Figure 2‑8. Moyenne triennale des dépôts totaux d’azote aux États‑Unis pour (a) 2000‑2002 et (b) 2018‑2020.
• Figure 2‑9. Influence des émissions canadiennes et américaines sur les dépôts annuels de soufre dans la région transfrontalière, estimée à partir des simulations de l’Ozone Policy Assessment de 2020 de l’EPA.
• Figure 2‑10. Influence des émissions canadiennes et américaines sur les dépôts annuels d’azote dans la région transfrontalière, estimée à partir des simulations de l’Ozone Policy Assessment de 2020 de l’EPA.
• Figure 2‑11. Cartes des dépassements cumulés moyens (DCM) des sols naturels et semi‑minéraux selon les modèles de dépôt de soufre et d’azote du Global Environmental Multiscale Model – Modeling Air Quality and Chemistry (GEM-MACH).
• Figure 2‑12. Dépassement des lacs cartographiés en fonction des dépôts modélisés par GEM‑MACH.
• Figure 2‑13. Dépassements dans les lacs et les cours d’eau des charges critiques estimées pour les dépôts d’azote total et de soufre total.
• Figure 3‑1. Carte de la ZGEP de l’annexe sur l’ozone.
• Figure 3‑2. Tendances des émissions de COV au Canada pour la période de 1990 à 2020.
• Figure 3‑3. Tendances des émissions de COV aux États‑Unis pour la période de 1990 à 2020.
• Figure 3‑4. Concentrations d’ozone (moyenne triennale de la quatrième valeur annuelle la plus élevée des MQCOM8) le long de la frontière entre le Canada et les États‑Unis pour a) 2000‑2002 et b) 2018‑2020.
• Figure 3‑5. Concentrations d’ozone (moyenne quinquennale de la quatrième valeur annuelle la plus élevée des MQCOM8) le long de la frontière entre le Canada et les États‑Unis pour a) 1996‑2000 et b) 2016‑2020.
• Figure 3‑6. Moyenne saisonnière des MQCOM8  des scénarios de modélisation d’ECCC pour la période de mai à septembre pour a) l’année de référence 2015 et pour les projections futures b) de 2025 et c) de 2035.
• Figure 3‑7. Moyenne saisonnière des MQCOM8 des scénarios de modélisation de l’EPA de mai à septembre pour l’année de référence a) PA16 et b) RCU16, et pour les projections c) de la RCU23 et d) de la RCU28.
• Figure 3‑8. Influence des émissions canadiennes et américaines sur les maximums quotidiens des concentrations d’ozone du modèle d’ECCC.
• Figure 3‑9. Effet des émissions canadiennes et américaines (axe des ordonnées de gauche) et concentration d’ozone (axe des ordonnées de droite) pour la moyenne estivale de 2015 des maximums quotidiens des concentrations d’ozone sur 8 heures dans a) les villes canadiennes et b) les villes américaines, d’après la modélisation d’ECCC.
• Figure 3‑10. Attribution de l’ozone selon la PA16 à partir a) des émissions américaines et b) des émissions canadiennes; selon la RCU23 à partir c) des émissions américaines et d) des émissions canadiennes; selon la RCU28 à partir e) des émissions américaines et f) des émissions canadiennes. Tous les résultats sont des moyennes des MQCOM8 de mai à septembre.
• Figure 3‑11. Ratio d’ozone entre les États‑Unis et le Canada à partir des scénarios de modélisation de la PA16 (a), de la RCU23 (b), et de la RCU28 (c) des États‑Unis.
• Figure 3‑12. Contributions moyennes (ppb) modélisées par ECCC des sources (toutes, américaines, canadiennes) aux maximums quotidiens des concentrations d’ozone moyennes sur 8 heures (MQCOM8), pondérés en fonction de la population, de mai à septembre, touchant les populations résidant en deçà de 500 km ou dans les États de la ZGEP, dans la partie américaine ou la partie canadienne.
• Figure 3‑13. Contributions moyennes (ppb) modélisées par l’EPA des sources (toutes, américaines, canadiennes) aux maximums quotidiens des concentrations d’ozone moyennes sur 8 heures (MQCOM8), pondérés en fonction de la population, de mai à septembre, touchant les populations résidant en deçà de 500 km ou dans les États de la ZGEP, dans la partie américaine ou la partie canadienne.
• Figure 3‑14. Rapport entre les contributions de sources américaines et celles de sources canadiennes aux conséquences totales sur la santé liées à l’ozone au Canada (estimées en tant que valeur économique annuelle), par division de recensement.
• Figure 4‑1. Tendances des émissions de PM_2,5 au Canada, 1990‑2020.
• Figure 4‑2. Tendances des émissions de NH₃ au Canada, 1990‑2020.
• Figure 4‑3. Tendances des émissions de PM_2,5 aux États‑Unis, 1990‑2020.
• Figure 4‑4. Tendances des émissions de NH₃ aux États‑Unis, 1990‑2020.
• Figure 4‑5. Concentrations des PM_2,5 (98^e centile des concentrations moyennes quotidiennes) le long de la frontière entre le Canada et les États‑Unis pour les périodes : a) 2001‑2005 et b) 2016‑2020.
• Figure 4‑6. Concentrations de PM_2,5 (moyenne annuelle des concentrations moyennes quotidiennes) le long de la frontière entre le Canada et les États‑Unis pour les périodes : a) 2001‑2005 et b) 2016‑2020.
• Figure 4‑7. Concentrations moyennes annuelles de PM_2,5 d’après les scénarios de modélisation d’ECCC pour l’année de référence a) 2015, et pour les années de projection b) 2025 et c) 2035.
• Figure 4‑8. Concentrations moyennes annuelles de PM_2,5 d’après les scénarios de modélisation de l’EPA pour l’année de référence 2016 : a) PA16 et b) RHR16, et pour l’année de projection 2028 : c) RHR28.
• Figure 4‑9. Effet des émissions américaines et canadiennes sur les concentrations moyennes annuelles de PM_2,5 d’après la modélisation de mise à zéro d’ECCC.
• Figure 4‑10. Effet des émissions canadiennes et américaines (axe des Y de gauche), concentrations de PM_2,5 (axe des Y de droite) et concentrations moyennes annuelles de PM_2,5 en 2015 dans : a) les villes canadiennes; et b) les villes américaines, d’après la modélisation d’ECCC.
• Figure 4‑11. Effet des émissions américaines et canadiennes sur les concentrations moyennes annuelles de PM_2,5 d’après la modélisation de mise à zéro de l’EPA.
• Figure 4‑12. Rapport entre les contributions américaines et les contributions canadiennes aux concentrations de PM_2,5 d’après les scénarios de modélisation selon la PA16 (à gauche) et selon la RHR28 (à droite).
• Figure 4‑13. Contributions moyennes annuelles de PM_2,5 (µg/m³), pondérées en fonction de la population, modélisées par ECCC, en fonction des sources (toutes, américaines, canadiennes), touchant les populations résidant en deçà de 500 km ou dans les États de la ZGEP, dans la partie américaine ou la partie canadienne.
• Figure 4‑14. Contributions moyennes annuelles de PM_2,5 (µg/m³), pondérées en fonction de la population, modélisées par l’EPA, en fonction des sources (toutes, canadiennes, américaines), touchant les populations résidant en deçà de 500 km ou dans les États de la ZGEP, dans la partie américaine ou la partie canadienne.
• Figure 4‑15. Rapport entre les contributions de sources américaines et celles de sources canadiennes aux conséquences globales sur la santé liées aux PM_2,5 au Canada (estimées en tant que valeur économique annuelle), par division de recensement.
• Figure 4‑16. Relation entre la concentration quotidienne de PM_2,5 et la portée visuelle reconstruite à partir des données de spéciation des particules provenant de stations situées partout au Canada, pour les années 2003‑2015.
• Figure 4‑17. Composition chimique et en sources de la brume sèche régionale dans le parc UL Bend au Montana.
• Figure A-1. Émissions canadiennes de NO_X en 2015, 2025, 2030 et 2035.
• Figure A-2. Émissions canadiennes de COV en 2015, 2025, 2030 et 2035.
• Figure A-3. Émissions canadiennes de PM_2,5 en 2015, 2025, 2030 et 2035.
• Figure A-4. Moyenne annuelle des concentrations maximales quotidiennes d’ozone issue de la modélisation d’ECCC.
• Figure A-5. Carte de la population du Canada et des États‑Unis montrant un contour noir de la zone proposée pour l’analyse de l’Accord.
• Figure B-1. Les pressions moyennes mensuelles en surface et les champs de vent issus de la MERRA‑2 sont présentés pour les mois de mai, de juillet et de septembre 2016.
• Figure B-2. Les pressions moyennes mensuelles en surface et les champs de vent issus de la MERRA‑2 sont présentés pour les mois de janvier, de mars et de novembre 2016.

1 Introduction

1.1 Contexte historique

Dans les années 1970, les forêts et les lacs d’Amérique du Nord ont commencé à montrer des signes de dommages causés par les pluies acides attribuables aux émissions de dioxyde de soufre (SO₂) et d’oxydes d’azote (NO_x). Reconnaissant que le flux transfrontalier de ces polluants contribuait de façon importante aux pluies acides, le Canada et les États‑Unis (également appelés « les Parties ») ont signé, le 13 mars 1991, l’Accord entre le Canada et les États‑Unis sur la qualité de l’air (AQA; ci‑après appelé « Accord » ou « AQA »), un accord sous forme de traité qui engage les deux pays à réduire les émissions de polluants et les impacts de la pollution atmosphérique transfrontalière. Le but de l’Accord est d’établir « un instrument pratique et efficace pour chercher à résoudre les sujets de préoccupations communs en ce qui a trait à la pollution atmosphérique transfrontalière », avec l’objectif général de « contrôler la pollution atmosphérique transfrontalière entre les deux pays » (Canada-United States Air Quality Agreement, 1991).

Le corps principal de l’Accord aborde des questions telles que les objectifs généraux, les rôles et les responsabilités des Parties, les méthodes d’échange d’information, ainsi que l’évaluation et la consultation. Il établit le cadre des obligations des deux pays en matière de lutte contre la pollution atmosphérique transfrontalière.

L’AQA initial comprenait deux annexes :

1. Objectifs spécifiques pour l’anhydride sulfureux et les oxydes d’azote (annexe 1) : Cet annexe énonce les engagements du Canada et des États‑Unis à réduire les émissions nationales des précurseurs des pluies acides, soit de SO₂ et de NO_x.
2. Activités scientifiques et techniques et études économiques (annexe 2) : Cet annexe contient les lignes directrices pour la collaboration dans les activités scientifiques et techniques et les études économiques, les activités de surveillance et l’échange de renseignements relatifs à la qualité de l’air, aux dépôts acides et à d’autres domaines d’intérêt mutuel.

En 2000, l’AQA a été modifié pour inclure les Objectifs spécifiques pour les précurseurs de l’ozone troposphérique (annexe 3) (Canada-US Air Quality Agreement: Ozone Annex, 2000), afin de résoudre le problème de l’ozone troposphérique transfrontalier, un élément clé du smog. Le smog est un terme qui décrit un brouillard ou une brume combinée à de la fumée et à d’autres polluants atmosphériques. La mauvaise qualité de l’air due au smog est souvent associée à une visibilité réduite et à une augmentation de l’incidence des maladies respiratoires telles que l’asthme. Le smog est composé d’un mélange de polluants atmosphériques, mais ses deux principaux composants sont l’ozone troposphérique et les particules fines (PM).

En 2000, le Canada et les États‑Unis ont également mis à jour l’annexe 2 pour y inclure d’autres lignes directrices sur la coopération et l’échange d’information concernant l’échange de droits d’émissions, les activités de sensibilisation et le partage des données sur l’ozone troposphérique et ses précurseurs.

1.2 Contexte environnemental

La pollution atmosphérique transfrontalière fait référence aux émissions de polluants atmosphériques qui sont rejetées dans un pays et ensuite transportées ou déplacées par les vents et les systèmes météorologiques dans un autre pays. Les flux transfrontaliers comprennent les polluants directement émis dans l’air (c.‑à‑d. polluants primaires) et ceux qui se transforment en différentes substances par une réaction chimique dans l’air (c.‑à‑d. polluants secondaires). De nombreux pays sont à la fois sources et récepteurs de la pollution atmosphérique transfrontalière (Kauffmann et Saffirio, 2020). L’AQA a été créée pour lutter contre la pollution atmosphérique transfrontalière dans les deux pays. En raison des vents dominants et des grandes sources d’émissions, les émissions américaines de polluants atmosphériques peuvent affecter la qualité de l’air dans certaines régions du Canada, comme le montrent les scénarios de modélisation canadiens. Le transport transfrontalier de polluants se produit tout le long de la frontière entre le Canada et les États‑Unis, mais il a un impact plus important sur la qualité de l’air dans le sud de l’Ontario, au Québec et au Canada atlantique (AMC, 2021a). Cependant, les récents épisodes de feux de forêt dans les deux pays ont mis en évidence le potentiel de la fumée de ces feux à exercer des effets néfastes sur toute la longueur de la frontière (Albores et al., 2023; NOAA, 2023).

La pollution atmosphérique est le principal facteur environnemental contribuant à la charge mondiale de morbidité, entraînant selon les estimations de 6 à 7 millions de décès prématurés par an et d’importantes pertes économiques (5,1 billions de dollars américains ou 6,6 % du produit mondial) (UNEP, 2019). En 2020, le Health Effects Institute a indiqué que la pollution atmosphérique était le quatrième facteur de risque de décès prématuré en importance dans le monde lors de l’année précédente. L’Institute for Health Metrics Evaluation a calculé qu’en 2019, la pollution atmosphérique dans le monde a contribué à environ 6,67 millions de décès prématurés et à 213 millions d’années de vie corrigées de l’incapacité perdues. Selon cette analyse, les particules fines (PM_2,5) sont responsables de 4,14 millions de décès prématurés, la pollution atmosphérique dans les maisons, de 2,31 millions de décès prématurés, et l’ozone, d’environ 365 000 décès prématurés (Health Effects Institute, 2020).

Bien que la qualité globale de l’air au Canada et aux États‑Unis soit relativement bonne par rapport à celle d’autres pays développés, plusieurs études récentes indiquent que la pollution atmosphérique augmente le risque de mortalité, même à de faibles concentrations ambiantes (Brunekreef et al., 2021; Crouse et al., 2015; Pappin et al., 2019; Pinault et al., 2017). Des chercheurs ont examiné les effets de faibles concentrations ambiantes de PM_2,5 chez 68,5 millions d’Américains âgés et ont constaté une augmentation du risque de mortalité estimée de 6 à 8 % pour 10 μg/m³ (moyenne annuelle) de PM_2,5 dans un sous‑groupe faiblement exposé (Dominici et al., 2022). Santé Canada estime que la pollution atmosphérique d’origine humaine et naturelle en Amérique du Nord contribue à 15 300 décès prématurés par an au Canada, ainsi qu’à 2,7 millions de jours de symptômes d’asthme et 35 millions de jours de symptômes respiratoires aigus par an, ce qui entraîne un coût économique total d’environ 120 milliards de dollars canadiens (Health Canada, 2021). Dans le cadre de l’étude intitulée Global Burden of Disease Study (étude sur le fardeau de la maladie à l’échelle mondiale), on estime que la pollution atmosphérique contribue à 602 000 décès prématurés aux États‑Unis. Un total de 10 % de ces décès estimés sont dus à des maladies pulmonaires obstructives chroniques, 4 % à des cancers du poumon et 3 % à des infections des voies respiratoires inférieures (Global Burden of Disease Collaborative Network, 2021).

Les émissions atmosphériques ont également des conséquences sur l’environnement par le biais des dépôts. Les dépôts acides (dépôts humides ou secs de composés acides) éliminent les nutriments essentiels des sols par lixiviation et mobilisent l’aluminium toxique. Cette perte de nutriments a un impact négatif sur la santé et la croissance des arbres et réduit la capacité des sols à neutraliser les charges futures de dépôts acides. Ainsi, les dépôts acides peuvent contribuer à la baisse des taux de croissance et à l’augmentation des taux de mortalité des arbres, ainsi qu’à une réduction de la biodiversité (voir par exemple Clark et al., 2019). Des descriptions détaillées des impacts des dépôts acides sur les écosystèmes aquatiques et terrestres en Amérique du Nord sont disponibles dans les documents d’évaluation des États‑Unis (Burns et al., 2011) et du Canada (Environment Canada, 2005).

Depuis l’établissement de l’AQA, le Canada et les États‑Unis ont tous deux réalisé d’importantes réductions des émissions de SO₂ et de NO_x, les deux principaux polluants à l’origine des dépôts acides. Depuis 2000, les Parties ont également progressé dans la réduction des émissions de NO_x et de composés organiques volatils (COV) pour lutter contre l’ozone troposphérique dans la région frontalière entre le Canada et les États‑Unis^{Note de bas de page 1} . En 2007, les deux pays ont atteint les objectifs de réduction des émissions fixés dans les annexes relatives aux pluies acides et à l’ozone, et ces émissions ont continué à diminuer au cours des années suivantes. Ces réductions d’émissions ont entraîné une diminution des niveaux de pluies acides et d’ozone troposphérique ambiant, ainsi qu’une diminution des niveaux de PM ambiants (ECCC et US EPA, 2023).

Au cours des trois dernières décennies, le contexte environnemental mondial, y compris celui propre à l’Amérique du Nord, a considérablement évolué. Par exemple, les effets des changements climatiques sont de plus en plus apparents dans le monde entier, notre compréhension des changements climatiques et leurs effets a évolué et les changements climatiques eux‑mêmes se sont accélérés. Ces derniers sont liés à des changements de la qualité de l’air, dont des changements dans les concentrations d’ozone et de PM, à cause de températures plus élevées, de systèmes météorologiques de haute pression à déplacement lent de plus en plus fréquents, et d’événements extrêmes plus fréquents liés à la hausse des températures, comme les feux de forêt (Health Canada, 2022b). Au Canada et aux États‑Unis, les impacts des changements climatiques se font déjà sentir dans de nombreuses collectivités par le biais d’événements climatiques et météorologiques extrêmes plus fréquents et plus intenses. On s’attend à ce que ces événements provoquent des perturbations et des dommages aux infrastructures et aux biens, et qu’ils entravent le taux de croissance économique. En outre, les incidences sur la santé et le bien‑être du public, en particulier des populations vulnérables, restent préoccupantes (USGCRP, 2018). Les sources d’émissions ont également connu des changements importants. Par exemple, il est prouvé que la croissance rapide des activités d’extraction de pétrole et de gaz dans la formation Bakken entraîne une augmentation du transport transfrontalier de polluants atmosphériques dans les deux sens entre le Dakota du Nord, le Montana, l’Alberta et la Saskatchewan (Prenni et al., 2016).

Les États‑Unis et le Canada prennent des mesures pour relever les nouveaux défis environnementaux grâce à des initiatives stratégiques visant à réduire la pollution atmosphérique et à atténuer les changements climatiques. En 2022, les États‑Unis ont annoncé leur plus gros investissement dans la lutte contre les changements climatiques : l’Inflation Reduction Act. Les investissements dans le cadre de cette loi, ainsi que d’autres conformément au Bipartisan Infrastructure Law de 2021 et au CHIPS and Science Act de 2022, accélèrent la transition vers une économie fondée sur les énergies propres, remédient aux injustices environnementales, réduisent les coûts des énergies renouvelables, stimulent l’innovation et devraient permettre de réduire les émissions de carbone d’environ 40 % d’ici 2030. Les États‑Unis déploient également de nouveaux efforts réglementaires pour lutter contre une gamme de polluants atmosphériques, tels que de nouvelles exigences conçues pour lutter contre le transport de l’ozone par le biais de la Good Neighbor Rule (US EPA, 2023b). En 2022, le gouvernement du Canada a publié le Plan de réduction des émissions pour 2030 2030 Emissions Reduction Plan, qui fournit une feuille de route pour atteindre les engagements climatiques du pays, tels que la réduction des émissions nationales de gaz à effet de serre de 40 à 45 % par rapport au niveau de 2005 d’ici 2030 conformément à l’Accord de Paris, et l’atteinte de la carboneutralité d’ici 2050. Le gouvernement du Canada élabore actuellement le Règlement sur l’électricité propre, qui permettra de progresser vers un réseau électrique carboneutre d’ici 2035. De plus, il a proposé des modifications à la réglementation^{Note de bas de page 2}  qui exigent des fabricants et des importateurs qu’ils atteignent des objectifs annuels précis en matière de véhicules zéro émission. Le Canada a également modifié la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999) (Canada, 2023) afin de reconnaître que chaque Canadien a droit à un environnement sain, ce qui inclut la prise en compte du principe de justice environnementale. Bon nombre de ces politiques historiques ne sont pas prises en compte dans les projections incluses dans le présent rapport, mais elles auront, directement ou indirectement, un impact sur les émissions dans l’ensemble des économies des deux pays.

1.3 Objectifs de l’examen et de l’évaluation

L’article X de l’AQA prévoit que le Canada et les États‑Unis procèdent à un examen et à une évaluation complets de l’Accord et de sa mise en œuvre tous les cinq ans, à moins qu’il n’en soit convenu autrement. Le dernier examen et la dernière évaluation ont été réalisés en 2012 et ont fait l’objet d’une section dans le rapport d’étape bisannuel de 2012 sur l’AQA (Environment Canada et US EPA, 2012). L’examen de 2012 a recommandé d’envisager la rationalisation du processus de déclaration dans le cadre de l’AQA; l’élargissement du champ d’application de l’accord aux PM transfrontalières; la résolution des problèmes de qualité de l’air transfrontalier dans la zone frontalière ouest, si les données scientifiques démontrent l’existence de problèmes préoccupants dans cette région. La menace permanente que représentent les problèmes de qualité de l’air pour la santé humaine, l’environnement et l’économie, en particulier dans le contexte du réchauffement climatique en cours qui risque d’intensifier les problèmes de qualité de l’air, a motivé davantage la nécessité d’un examen et d’une évaluation en 2012.

En novembre 2020, le Comité Canada-États‑Unis sur la qualité de l’air (CQA), qui supervise la mise en œuvre de l’AQA, a accepté d’entreprendre un exercice visant à définir la portée et le contenu d’un éventuel examen et d’une évaluation de l’AQA. Cet exercice s’est concentré sur l’examen des annexes annuelles couvrant les pluies acides et l’ozone troposphérique et sur l’évaluation des incidences transfrontalières des PM_2,5, qui ne font pas actuellement partie de l’AQA. Après avoir défini la portée d’un examen et d’une évaluation de l’AQA au printemps 2021, le Sous‑comité du CQA sur la surveillance et la production de rapports, en consultation avec le Sous‑comité du CQA sur la collaboration scientifique, a mis la dernière main aux plans pour entreprendre un nouvel examen de l’AQA, de son efficacité et de ses lacunes potentielles.
Les objectifs de cet examen et de cette évaluation sont les suivants :

• examiner ce que l’AQA a accompli à ce jour, y compris s’il atteint ses objectifs actuels et si les réductions d’émissions imposées par l’Accord ont permis d’atteindre les objectifs en matière de réduction du flux transfrontalier de pollution atmosphérique, de réduction des dépôts acides, de réduction des concentrations d’ozone troposphérique et d’amélioration de la qualité de l’air au Canada et aux États‑Unis;
• évaluer si les objectifs de réduction des émissions et les mesures prévues à l’annexe 1 et à l’annexe 3, ainsi que les engagements prévus à l’annexe 2, restent adaptés aux besoins politiques et scientifiques des deux pays;
• examiner si de nouvelles actions telles que des engagements ou des mesures seraient appropriées (p. ex. pour les polluants inclus dans l’Accord et ceux qui ne sont pas visés actuellement, tels que les PM_2,5).

1.4 Approche de l’examen et de l’évaluation

Afin d’évaluer l’efficacité des mesures prises conformément à l’annexe 1 et à l’annexe 3 et d’orienter les travaux futurs dans le cadre de l’AQA, les données sur les émissions, la surveillance et la modélisation ont été évaluées. Les données sur les émissions provenant de l’Inventaire des émissions de polluants atmosphériques (IEPA) et du National Emissions Inventory (inventaire national des émissions) des États‑Unis ont été utilisées pour évaluer les changements historiques depuis l’entrée en vigueur de l’AQA. Il est à noter que l’année la plus récente pour laquelle des données sont disponibles pour ce rapport, l’année 2020, a été marquée par la pandémie de COVID‑19, qui a coïncidé avec des changements dans les émissions de nombreux polluants. Les dépôts humides et secs ont été mesurés par le Réseau canadien de surveillance de l’air et des précipitations (RCSAP), l’Alberta Precipitation Quality Monitoring Program (programme de surveillance de la qualité des précipitations de l’Alberta) et le National Atmospheric Deposition Program (NADP; programme national sur les dépôts atmosphériques) des États‑Unis. Les émissions d’ozone et les PM_2,5 ont été mesurés par le Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique et les réseaux de surveillance de l’air des États‑Unis qui font partie de l’Air Quality System (AQS; système de qualité de l’air). Les données de surveillance ont été utilisées pour évaluer les tendances historiques et les concentrations et dépôts actuels. On a effectué une modélisation de la qualité de l’air et des dépôts pour estimer les concentrations et les dépôts futurs et pour attribuer l’influence relative des émissions canadiennes et américaines à un endroit donné. Quatre ensembles de données de modélisation ont été pris en compte, dont une nouvelle modélisation réalisée par Environnement et Changement climatique Canada (ECCC) et une modélisation provenant d’études antérieures de l’Environmental Protection Agency (EPA) des États‑Unis^{Note de bas de page 3} , comme décrit à l’annexe A. Au lieu d’effectuer une nouvelle modélisation conjointe pour le présent rapport, les deux pays ont convenu d’utiliser la modélisation existante, et d’effectuer de nouvelles modélisations distinctes si nécessaire. Les modélisations de l’EPA et d’ECCC ne sont pas directement comparables, car elles prennent en compte des inventaires d’émissions et des périodes différents. Toutefois, les modélisations peuvent être examinées ensemble de manière qualitative afin d’améliorer la confiance à l’égard des résultats. Les modélisations n’incluent pas les émissions attribuables aux feux de forêt, car l’actuel AQA se concentre sur l’impact transfrontalier des sources d’émissions qui peuvent être directement ciblées par des mesures prises par chaque pays. Les résultats de la modélisation de la qualité de l’air d’ECCC ont également été utilisés avec des modèles de santé et d’agriculture pour estimer les impacts de la pollution transfrontalière.

Les résultats de ces évaluations sont présentés pour les engagements pris conformément à l’annexe 1 concernant les pluies acides (section 2), les engagements pris conformément à l’annexe 3 concernant l’ozone (section 3), ainsi que les PM_2,5 (section 4). Un examen de l’annexe 2 sur la coopération scientifique et technique (section 5) a également été effectué. Conformément à l’article X de l’Accord, dans le cadre de cet examen et de cette évaluation, les Parties envisagent toute action appropriée, y compris la modification de l’AQA ou des politiques, programmes et mesures existants. Les principales conclusions (section 6) et les recommandations pour la poursuite de la collaboration (section 7) sont également présentées.

2 Pluies acides

Que sont les pluies acides? Les dépôts acides sont l’élimination de composés acides présents dans l’atmosphère par le processus de dépôt humide (précipitations et brouillard) et de dépôt sec (transfert de gaz et de particules à la surface de la Terre). Les dépôts humides sont plus connus sous le nom de pluies acides. Les émissions de SO₂ et de NO_x provenant des centrales électriques, des transports, des industries et d’autres sources réagissent dans l’atmosphère avec les oxydants pour former divers composés acides, notamment l’acide sulfurique et l’acide nitrique. Ces composés acides peuvent réagir avec l’ammoniac (NH₃) pour former des espèces inorganiques secondaires, telles que le sulfate de particules (SO₄^2-) et le nitrate de particules (NO₃-), qui sont également des composants importants des PM_2,5 (section 4). Une fois déposés (sous forme de gaz ou de particules) sur les surfaces, les composés acides nuisent aux écosystèmes aquatiques et terrestres (en particulier les forêts) et endommagent les surfaces des bâtiments et d’autres structures anthropiques.

Les pluies acides dans l’AQA : L’annexe 1 sur les pluies acides de l’AQA (voir le tableau 2‑1) a permis d’établir les engagements du Canada et des États‑Unis pour réduire les émissions de SO₂ et de NO_x, les principaux précurseurs des pluies acides, provenant de sources fixes et mobiles. Les pays ont tous deux respecté leurs engagements au titre de l’annexe sur les pluies acides, comme indiqué à la section 2.1. Les rapports d’étape biennaux contiennent des renseignements précis sur le moment où les engagements ont été respectés au cours des trois dernières décennies. De 1990 à 2020, les émissions totales de SO₂ et de NO_x au Canada ont diminué respectivement de 78 % et de 36 %. Pour la même période, les réductions totales des émissions de SO₂ et de NO_x aux États‑Unis ont diminué respectivement de 92 % et de 68 %. Les réductions des émissions de SO₂ et NO_x au Canada et aux États‑Unis depuis 1990 ont entraîné une diminution importante des dépôts humides de SO₄^2- et de NO₃- dans la moitié est des deux pays. La mise en œuvre de diverses mesures réglementaires et non réglementaires pendant plus de vingt ans au Canada a permis de réduire considérablement les émissions de SO₂ et de NO_x ainsi que les concentrations ambiantes. Des mesures similaires, en particulier des programmes réglementaires dans le secteur de l’électricité, ont permis de grandement réduire les émissions de SO₂ et de NO_x et les concentrations ambiantes aux États‑Unis.

Tableau 2-1. Pluies acides (annexe 1) : Objectifs spécifiques pour l’anhydride sulfureux et les oxydes d’azote^{Note de bas de page 4}

2.1 Effet des stratégies de réduction des émissions sur les polluants acidifiants

2.1.1 Canada

Dans le cadre de l’annexe sur les pluies acides (annexe 1), le Canada a accepté de plafonner ses émissions nationales de SO₂ à 3,2 millions de tonnes métriques par an au plus tard en l’an 2000. Il a également accepté de réduire les émissions annuelles de NO_X provenant des centrales électriques, des principales sources de combustion et des fonderies de métaux de 100 000 tonnes métriques par rapport au niveau prévu de 970 000 tonnes métriques au plus tard en l’an 2000. Le pays a respecté ces engagements grâce aux efforts entrepris par le gouvernement fédéral et les provinces de l’est dans le cadre du Programme de lutte contre les pluies acides de l’est du Canada de 1985 et de la Stratégie pancanadienne sur les émissions acidifiantes après l’an 2000, qui a été adoptée en 1998. Le Programme de lutte contre les pluies acides de l’est du Canada engageait le pays à plafonner les émissions totales de SO₂ dans les sept provinces, du Manitoba vers l’est, à 2,3 millions de tonnes métriques au plus tard en 1994. Le Canada a atteint ce plafond en 1993. Dans le cadre de l’AQA, le plafond a été prolongé pour couvrir la période de 1994 à 1999.

La Stratégie pancanadienne sur les émissions acidifiantes après l’an 2000 a mis en place un cadre pour traiter les problèmes liés aux pluies acides, dans le but de veiller à ce que les dépôts de polluants acidifiants ne détériorent pas davantage l’environnement dans l’est du Canada et que de nouveaux problèmes liés aux pluies acides ne surviennent pas ailleurs au Canada. Dans le cadre de cette stratégie, les provinces de l’Ontario, du Québec, du Nouveau‑Brunswick et de la Nouvelle‑Écosse se sont engagées à réduire au plus tard en 2010 (2015 pour l’Ontario) leurs émissions de SO₂ de 50 % par rapport aux objectifs fixés en 1985 dans le cadre du Programme de lutte contre les pluies acides de l’est du Canada. Les quatre provinces ont atteint les objectifs plus stricts en matière d’émissions de SO₂ fixés dans le cadre de la stratégie. Le Canada continue d’élaborer des mesures visant à réduire les émissions qui contribuent aux pluies acides et au smog. En 2016, le Canada a publié le Règlement multisectoriel sur les polluants atmosphériques, qui comprend des limites sur les émissions de SO₂ des installations de fabricants de ciment. Ce règlement a établi les premières normes nationales obligatoires d’émissions de polluants atmosphériques pour les grandes installations industrielles et constitue un élément clé du Système de gestion de la qualité de l’air (SGQA) du Canada.

En 2020, les émissions totales de SO₂ du Canada s’élevaient à approximativement 651 000 tonnes métriques, soit environ 80 % de moins que le plafond national de 3,2 millions de tonnes métriques. Dans l’ensemble, les émissions de SO₂ ont diminué de 78 % (2,4 millions de tonnes métriques) de 1990 à 2020 (figure 2‑1). La réduction des émissions des industries des minéraux et du minerai, et en particulier du secteur de l’industrie de la fonte et de l’affinage des métaux non ferreux, a été le principal moteur de cette tendance à la baisse, en particulier au début des années 1990, et de nouveau de 2008 à 2020. La diminution des émissions de SO₂ depuis 2008 peut être attribuée à la préparation et à la mise en œuvre de plans de prévention de la pollution par les installations, à l’installation de nouvelles technologies ou de nouveaux procédés dans les installations, à aux installations qui atteignent les exigences de base relatives aux émissions industrielles par le biais d’ententes sur la performance environnementale (ECCC, 2017; idem, 2018). Les émissions attribuables à la production d’électricité (services publics) ont considérablement diminué de 2005 à 2020, principalement en raison de la fermeture ou de l’amélioration de centrales électriques fonctionnant au mazout lourd. Les améliorations ont consisté à installer des équipements de contrôle de la pollution ou à passer à du mazout lourd à faible teneur en soufre. En outre, la production d’électricité à partir de charbon a permis d’obtenir une baisse importante des émissions de SO₂ de 19 % (37 000 tonnes métriques) de 2019 à 2020, attribuée à une diminution de la consommation de charbon.

Figure 2‑1. Tendances des émissions canadiennes de SO₂ de 1990 à 2020.

Le Canada a également respecté l’engagement qu’il avait pris en 2000 de réduire les émissions de NO_X provenant des centrales électriques, des principales sources de combustion et des fonderies de métaux de 100 000 tonnes métriques par rapport au niveau prévu de 970 000 tonnes métriques (c.‑à‑d. que le plafond a été fixé à 870 000 tonnes métriques). Les mesures récentes prises dans le Règlement multisectoriel sur les polluants atmosphériques de 2016 limitent davantage les émissions de NO_X provenant des chaudières industrielles, des appareils de chauffage, des moteurs fixes alimentés par des combustibles gazeux et des installations de fabrication de ciment.

De 1990 à 2020, les émissions totales de NO_X au Canada ont diminué de 36 % (826 000 tonnes métriques) (figure 2‑2) (ECCC, 2022). Les changements les plus importants dans les émissions de NO_X comprennent une diminution de 47 % (607 000 tonnes métriques) dans la catégorie « Transport et équipements mobiles », une diminution de 61 % (156 000 tonnes métriques) dans la catégorie « Production d’électricité » et une augmentation de 30 % (103 000 tonnes métriques) de la catégorie « Industrie pétrolière et gazière ». Une analyse plus complète des émissions de SO₂ et de NO_X au Canada est présentée dans le rapport de l’IEPA du Canada pour 2022 (ECCC, 2022).

Figure 2‑2. Tendances des émissions canadiennes de NO_X de 1990 à 2020.

2.1.2 États‑Unis

Les États‑Unis ont respecté leurs engagements en matière de réduction des émissions de SO₂ et de NO_X conformément à l’annexe sur les pluies acides (annexe 1). L’Acid Rain Program (programme de lutte contre les pluies acides) a permis de diminuer considérablement les émissions de SO₂ et de NO_X des centrales électriques, réduisant ainsi les pluies acides et la formation secondaire de PM_2,5. D’autres réductions de la pollution issue des centrales électriques ont été obtenues grâce aux efforts déployés par l’EPA et les États pour réduire la pollution atmosphérique interétatique, ce qui a également aidé les États situés sous le vent à respecter les normes de qualité de l’air basées sur la santé en ce qui a trait aux particules fines et à l’ozone. La Clean Air Interstate Rule (CAIR) a permis d’importantes réductions des émissions annuelles de SO₂ et de NO_X des centrales électriques, ainsi que des réductions supplémentaires de NO_X pendant l’été, au‑delà de celles requises par le NO_X State Implementation Plan (SIP) de 1998. En 2015, la CAIR a été remplacée par la Cross-State Air Pollution Rule (CSAPR). En outre, les Mercury and Air Toxics Standards; normes sur les émissions de mercure et d’autres polluants atmosphériques), qui sont entrées en vigueur en avril 2015, ont permis de réduire considérablement les émissions de SO₂, ce qui constitue un avantage supplémentaire par rapport aux réductions des émissions de polluants atmosphériques provenant du secteur de l’électricité. Ces réductions ont eu lieu alors que la demande d’électricité augmentait et sont le résultat d’une amélioration continue de l’efficacité, de l’installation de dispositifs antipollution de pointe et du passage à des combustibles moins polluants. Ces programmes réglementaires, associés aux forces économiques, ont contribué à une diminution des émissions de SO₂ et de NO_X de 93 % et de 70 %, respectivement, de 1990 à 2020. Outre les programmes de contrôle susmentionnés, l’amélioration de l’efficacité de la production d’énergie et l’utilisation de combustibles moins polluants ont permis de réduire les émissions.

Le Clean Air Act exige que lors de la conception et de la construction de nouvelles installations industrielles, un bon contrôle de la pollution fasse partie de la conception. Dans les régions où les National Ambient Air Quality Standards (NAAQS) ne sont pas respectées, les grandes usines et installations nouvelles ou modifiées doivent respecter le taux d’émission le plus bas possible et obtenir des réductions d’émissions compensatoires d’autres sources pour éviter d’aggraver la pollution. Dans les régions où les NAAQS sont respectées, les grandes usines et installations nouvelles et modifiées doivent appliquer la meilleure technologie de contrôle disponible, en tenant compte du coût et d’autres facteurs, et éviter de causer une dégradation importante de la qualité de l’air ou une réduction de la visibilité dans les parcs nationaux. Par exemple, les unités alimentées au gaz naturel réduisent les émissions de NO_X grâce à une recirculation des gaz de combustion et à des brûleurs à faible teneur en NO_X, ce qui permet de réduire les NO_X de 60 à 90 %.

Dans le secteur des transports, qui comprend les véhicules routiers et hors route, l’EPA a exigé au fil des ans des réductions importantes des émissions des nouveaux véhicules à moteur et des moteurs hors route par le biais de normes qui exigent une combinaison de technologies de moteurs plus propres et de carburants plus propres. Depuis le milieu des années 1970 et le début des années 1980, lorsque l’EPA a établi les toutes premières normes d’émission pour les nouveaux véhicules à moteur, chaque décennie a vu l’adoption de nouvelles normes plus strictes et l’utilisation de carburants plus propres pour le parc automobile. Pour ne citer que quelques réalisations, au cours des années 1980, l’EPA a mis en place des programmes d’inspection et d’entretien pour les véhicules à moteur et a finalisé à la réglementation visant à supprimer le plomb de l’essence. Dans les années 1990, l’EPA a imposé des limites à la teneur en soufre du carburant diesel et a mis la dernière main à de nouvelles normes d’émission pour les moteurs diesel utilisés dans l’équipement de construction et l’équipement agricole. Au début des années 2000, l’EPA a mis en vigueur une réglementation pour les petits moteurs portatifs hors route tels que les débroussailleuses et les tronçonneuses, ainsi qu’une réglementation visant à réduire les substances toxiques dans l’air provenant de sources mobiles. L’exemple le plus récent est celui de l’EPA qui, en décembre 2021, a établi des normes pour les véhicules légers (US EPA, 2021b) qui réduiront les émissions, tout en renforçant la sécurité énergétique et en encourageant l’innovation dans le secteur manufacturier. L’EPA a également établi de nouvelles normes pour les véhicules lourds et leurs moteurs (US EPA, 2022b) en décembre 2022. Cette règle fixe des normes d’émission plus strictes afin de réduire davantage la pollution atmosphérique provenant des véhicules lourds et de leurs moteurs à partir de l’année de modèle 2027. Le programme final comprend de nouvelles normes d’émissions plus strictes qui couvrent une gamme plus large de conditions de fonctionnement des moteurs de véhicules lourds par rapport aux normes actuelles, et il exige que ces normes d’émissions plus strictes soient respectées pendant une période plus longue lorsque ces moteurs fonctionnent sur la route.

La figure 2‑3 montre l’évolution des émissions de SO₂ aux États‑Unis. La réduction la plus importante des émissions de SO₂ de 1990 à 2020 est due à la combustion stationnaire de combustibles (95 %). En 2020, la combustion de combustibles par les services publics d’électricité a contribué à 49 % des émissions totales de SO₂ (1,7 million de tonnes courtes). Le secteur des transports a connu une diminution de 97 % des émissions totales de SO₂ (42 000 de tonnes courtes).

Figure 2‑3. Tendances des émissions de SO₂ aux États‑Unis de 1990 à 2020.

La figure 2‑4 illustre les tendances des émissions de NO_X aux États‑Unis. Les émissions totales de NO_X provenant de la combustion de combustibles par les services publics d’électricité ont diminué de 87 % de 1990 à 2020. Le secteur du pétrole et des industries connexes a connu une augmentation des émissions de NO_X jusqu’à un sommet en 2012, mais elles ont diminué de 28 % depuis. Les émissions de NO_X attribuables au transport ont diminué de 70 % de 1990 à 2020. Les méthodes utilisées pour calculer toutes les catégories d’émissions ont été mises à jour à partir de 2002. Une version différente du Motor Vehicle Emissions Simulator (modèle des émissions des véhicules à moteur) de l’EPA a été utilisée à partir de 2001 pour les véhicules routiers, les facteurs d’émission et les données d’activité, ce qui explique l’augmentation des émissions de 2001 à 2002.

Figure 2‑4. Tendances des émissions de NO_X aux États‑Unis de 1990 à 2020.

2.2 Niveaux et tendances actuels des dépôts acides

Les dépôts humides de SO₄^2- et de NO₃^- sont mesurés par les réseaux de surveillance de la chimie des précipitations au Canada et aux États‑Unis. Les données de mesure, présentées en kilogrammes par hectare et par an (kg ha^-1 an^-1), sont à la base des cartes binationales des dépôts humides.

La figure 2‑5 présente les configurations spatiales des dépôts humides annuels de SO₄^2- de sulfate non salin (nssSO₄^2-), en 1990 et en 2019, ainsi que des valeurs ponctuelles dans des sites se trouvant dans des régions moins densément mesurées. Le sulfate non salin est le SO₄^2- mesuré dont la contribution du SO₄^2- salin a été supprimée (WMO, 2004) pour les sites se trouvant à moins de 100 km d’un océan.  

Figure 2‑5. Dépôts humides annuels de nssSO₄^2-pour a) 1990 et b) 2019.

Sources des données : RCSAP, Alberta Precipitation Quality Monitoring Program et NADP.

L’interpolation pour 2019 a été étendue au sud‑ouest du Canada en raison de l’augmentation de la densité des sites dans cette région par rapport à 1990. La région des Grands Lacs inférieurs a reçu les dépôts humides de SO₄^2- les plus élevés au début de la période de 30 ans, alors que récemment le maximum a été enregistré dans la vallée du Mississippi. En 1990, les dépôts de SO₄^2- dépassaient 26 kg nssSO₄^2- ha^‑1 dans une grande partie de l’est de l’Amérique du Nord. En 2019, seule une petite zone du sud de la Louisiane a dépassé les 10 kg nssSO₄^2- ha^‑1. Il convient de noter que si les diminutions des dépôts de SO₄^2- ont été les plus prononcées dans l’est, toutes les régions du domaine ont connu une diminution des impacts.

La figure 2‑6 illustre les tendances des dépôts humides de NO₃^- en 1990 et en 2019, ainsi que des valeurs ponctuelles dans des sites se trouvant dans des régions moins densément mesurées. Comme pour le SO₄^2-, la région des Grands Lacs inférieurs a toujours reçu les dépôts humides de NO₃^- les plus élevés au début de la période de 30 ans. Les dépôts de NO₃^- ont dépassé 19 kg de NO₃^- ha^‑1 dans de nombreuses régions du nord‑est des États‑Unis et du sud de l’Ontario et du Québec en 1990. En 2019, les dépôts de NO₃^- étaient inférieurs à 13 kg de NO₃^- ha^‑1 dans toute l’Amérique du Nord. Les fortes baisses des dépôts humides de NO₃^- après 2000 sont dues à d’importantes réductions des émissions de NO_X dans les deux pays. Comme pour le SO₄^2-, la plupart des régions du continent ont bénéficié d’avantages en ce qui concerne les dépôts de NO₃^-.

Figure 2‑6. Dépôts humides annuels de NO₃^- pour a) 1990 et b) 2019.

Sources des données : RCSAP, Alberta Precipitation Quality Monitoring Program et NADP.

Ces résultats sont cohérents avec d’autres études récentes, qui ont montré que les réductions des émissions de SO₂ et de NO_X au Canada et aux États‑Unis de 1990 à 2019 ont entraîné une diminution des dépôts humides de SO₄^2- et de NO₃^- dans la moitié est des deux pays. Les dépôts humides de SO₄^2- et de NO₃^- aux stations de surveillance de l’est du Canada et des États‑Unis ont diminué respectivement de 69 % et de 46 % de 1989 à 2016. La baisse des dépôts humides de NO₃^- s’est produite principalement après 2000 (Feng et al., 2021), ce qui correspond aux baisses substantielles des émissions de NO_X à partir de cette année. Des tendances à la baisse similaires des dépôts humides de SO₄^2- et de NO₃^- ont été observées dans les États du centre du littoral de l’Atlantique, du Midwest et du nord‑est selon les échantillons de précipitations prélevés de 1981 et à 2019 (Baldigo et al., 2021; Burns et al., 2021; Isil et al., 2022; Likens et al., 2021; McHale et al., 2021).

Les dépôts totaux se composent des dépôts humides et des dépôts secs. La mesure des dépôts secs est généralement coûteuse et plus sujette aux incertitudes que celle des dépôts humides (Walker, Bell et al., 2019). Afin d’estimer les dépôts secs et, par la suite, les dépôts totaux, les mesures des concentrations ambiantes sont associées aux vitesses modélisées des dépôts secs dans les techniques de fusion de modèles de mesure (Fu et al., 2022), y compris la méthode des dépôts totaux (TDep) (Schwede et Lear, 2014) pour les États‑Unis et la méthode Atmospheric Deposition Analysis Generated from optimal Interpolation from Observations (ADAGIO; analyse des dépôts atmosphériques générée à partir d’une interpolation optimale des observations) (Robichaud et al., 2020) pour le Canada.

En 2018‑2020, les dépôts secs représentaient 33 % des dépôts totaux de soufre en moyenne dans l’ensemble des États‑Unis, ce qui représente une diminution par rapport aux 40 % enregistrés de 2000 à 2002. Il existe des régions où les dépôts secs de soufre sont particulièrement élevés (plus de 60 %) le long de la frontière entre le Canada et les États‑Unis (nord‑ouest et nord‑est de l’État de Washington, nord‑est du Montana et nord‑ouest du Dakota du Nord). D’après les données de 15 sites du RCSAP recueillies de 2000 à 2018 (Cheng et al., 2022), les dépôts secs contribuent de 11 à 55 %, et les dépôts humides, de 45 à 89 % des dépôts totaux de soufre au Canada. En utilisant les données sur les dépôts annuels de Cheng et al. (2022), la réduction des dépôts de soufre total dans les sites de l’est du Canada de 2000‑2002 à 2016‑2018 était de 70 %. Il existe peu de données sur le bilan des dépôts totaux d’azote au Canada, car le RCSAP ne mesure pas systématiquement le NO₂, les autres formes oxydées d’azote ou le NH₃ dans l’air ambiant pour l’estimation subséquente des flux des dépôts secs. Des cartes des dépôts totaux (humides et secs) aux États‑Unis présentent les dépôts de soufre (figure 2‑7) et les dépôts d’azote (figure 2‑8). Il est à noter que des cartes similaires de dépôts totaux ne sont pas encore disponibles pour le Canada en raison de l’élaboration et de l’évaluation en cours d’un produit de fusion modèle‑mesure des dépôts. La réduction des dépôts totaux de soufre (humides et secs) dans l’est des États‑Unis a été d’une ampleur similaire à celle des dépôts humides, avec une réduction moyenne globale de 81 % de 2000‑2002 à 2018‑2020 (figure 2‑7). Toutes les régions de l’est des États‑Unis ont connu une amélioration importante des dépôts humides de SO₄^2-, avec une réduction globale de 70 % de 2000‑2002 à 2018‑2020. Durant cette période, le nord‑est et le centre du littoral de l’Atlantique ont enregistré les réductions les plus importantes de dépôts humides de SO₄^2-, soit 77 % et 74 %, respectivement. Les réductions des dépôts d’azote total enregistrées depuis le début des années 1990 ont été moins prononcées que celles du soufre. Les études canadiennes et américaines les plus récentes indiquent que la diminution des dépôts totaux depuis 2010 a été plus lente que celle de la décennie précédente, en particulier pour l’azote (Benish et al., 2022; Cheng et al., 2022).

L’importance croissante de l’azote réduit (NH₃ et ammonium [NH₄⁺]) dans les dépôts d’azote total a été signalée dans les deux pays. Au Canada, les dépôts humides d’azote inorganique (NO₃^- plus NH₄⁺) ont diminué en moyenne de 25 % dans les sites de l’est du Canada de 2000‑2002 à 2016‑2018. Toutefois, cette baisse était entièrement due à des changements dans le NO₃^-, car aucune tendance n’a été observée dans les dépôts humides de NH₄⁺ dans la plupart des sites de 2000 à 2018 (Cheng et al., 2022).

Figure 2‑7. Moyenne triennale des dépôts totaux de soufre aux États‑Unis pour a) 2000‑2002 et b) 2018‑2020^{Note de bas de page 7} .

Figure 2‑8. Moyenne triennale des dépôts totaux d’azote aux États‑Unis pour (a) 2000‑2002 et (b) 2018‑2020^{Note de bas de page 8} .

Aux États‑Unis, les dépôts humides d’azote inorganique ont diminué en moyenne de 19 % dans le centre du littoral de l’Atlantique et de 32 % dans le nord‑est, mais ont augmenté de 17 % et de 9 % dans les régions du centre‑nord et du centre‑sud de 2000‑2002 à 2018‑2020. L’augmentation des dépôts humides d’azote inorganique dans ces deux régions est attribuée à des augmentations respectives de 44 % et de 34 % des dépôts humides d’azote réduit (NH₄⁺) de 2000 à 2020. Si l’on considère les dépôts totaux (humides et secs), les diminutions de l’azote oxydé (NO_X) ont généralement été plus importantes que les augmentations des dépôts d’azote réduits. Les dépôts totaux d’azote oxydé ont diminué de 57 % dans l’est, tandis que les dépôts totaux d’azote réduit ont augmenté en moyenne de 38 % dans l’est de 2000‑2002 à 2018‑2020 (NADP, 2023). Dans l’ensemble, les tendances à long terme des dépôts atmosphériques de NH₄⁺ et de NH₃ au Canada et aux États‑Unis ont fluctué sans tendance statistiquement significative (Burns et al., 2021; Cheng et al., 2022; Feng et al., 2021; Likens et al., 2021; Zhang et al., 2018) ou ont augmenté (Benish et al., 2022; McHale et al., 2021). La contribution croissante de l’azote réduit à l’acidification, à l’eutrophisation et aux incidences sur la qualité de l’air est un sujet qui intéresse de plus en plus les scientifiques (Walker, Beachley et al., 2019) et les décideurs (Kanter et al., 2020).

2.3 Effets des flux transfrontaliers

L’Ozone Policy Assessment^{Note de bas de page 9}  (Ozone PA) de 2020 des États‑Unis (US EPA, 2020d) comprenait des simulations permettant d’estimer les dépôts d’azote et de soufre. Ces simulations ont utilisé la mise à zéro pour l’attribution, ce qui se prête à une analyse similaire de la contribution des dépôts. Cependant, les simulations n’ont pas été évaluées par rapport aux observations des dépôts et n’ont pas été fusionnées avec les observations comme les produits de dépôts totaux dans les cartes présentées ci‑dessus (US EPA, 2020d). Qualitativement, la figure 2‑9 et la figure 2‑10 montre que les contributions de chaque pays sont les plus importantes près de leurs propres centres de population. Dans les régions moins peuplées du nord du Montana et du nord de l’Ontario, les contributions sont plus importantes en raison des impacts transfrontaliers.

Figure 2‑9. Influence des émissions canadiennes et américaines sur les dépôts annuels de soufre dans la région transfrontalière, estimée à partir des simulations de l’Ozone Policy Assessment de 2020 de l’EPA. Les images montrent a) le dépôt total, b) le dépôt total provenant des sources d’émissions américaines uniquement, c) le dépôt total provenant des sources canadiennes uniquement et d) le ratio du dépôt total provenant des sources d’émissions américaines par rapport aux sources d’émissions canadiennes. Les dépôts modélisés sont indiqués pour la région située en deçà de 500 km de la frontière entre le Canada et les États‑Unis.

Il convient de noter que des ensembles de données différents ont été utilisés dans la modélisation réalisée dans le cadre de l’Ozone PA pour les États‑Unis et le Canada. Il y a des transitions marquées dans les classifications de l’utilisation des terres entre les prairies et les terres agricoles, en particulier dans le sud de l’Alberta et le nord du Montana. Ce changement radical de classification pourrait avoir un impact sur les niveaux modélisés de dépôt d’azote en particulier, compte tenu des niveaux relativement élevés d’azote associés aux terres cultivées. Une vérification plus poussée des classifications de l’utilisation des terres et de leur représentation dans les résultats modélisés pourrait être effectuée par les deux pays dans le cadre de futurs travaux.

Figure 2‑10. Influence des émissions canadiennes et américaines sur les dépôts annuels d’azote dans la région transfrontalière, estimée à partir des simulations de l’Ozone Policy Assessment de 2020 de l’EPA. Les images montrent a) le dépôt total, b) le dépôt total provenant des sources d’émissions américaines uniquement, c) le dépôt total provenant des sources canadiennes uniquement et d) le ratio du dépôt total provenant des sources d’émissions américaines par rapport aux sources d’émissions canadiennes. Les dépôts modélisés sont indiqués pour la région située en deçà de 500 km de la frontière entre le Canada et les États‑Unis.

2.4 Acidification et eutrophisation des eaux

Les dépôts totaux d’azote et de soufre dans les plans d’eau peuvent provoquer ou contribuer à l’acidification et à l’eutrophisation des eaux, ce qui peut nuire à la santé de l’écosystème aquatique. La quantité d’un polluant dont on estime qu’elle provoque un effet biologique ou un changement dans un système écologique est appelée « charge critique ». Les charges critiques pour les systèmes aquatiques sont généralement calculées à l’aide de modèles qui tiennent compte des impacts historiques de la pollution et des conditions géologiques, qui influencent tous deux le lessivage de l’azote total et du soufre hors du système aquatique. Les écosystèmes qui réagissent moins à la pollution acide ont des charges critiques élevées, tandis que les écosystèmes sensibles ont des charges critiques faibles. On dit d’un écosystème qu’il dépasse sa charge critique lorsque les dépôts acides franchissent le seuil des charges critiques. Aux États‑Unis et au Canada, les réductions soutenues des émissions et les taux de dépôt décrits dans les sections 2.1 et 2.2 ont permis de réduire considérablement les dépassements des charges critiques. Toutefois, certains défis persistent dans les deux pays, où les charges actuelles de soufre et d’azote pour la période de 2019 à 2021 dépassent encore les niveaux requis pour la régénération de certains lacs et cours d’eau. Aux États‑Unis, les charges critiques sont utilisées uniquement à des fins d’analyse, tandis qu’au Canada, elles servent à orienter l’élaboration des politiques en matière d’émissions.

Bien que les dépôts provenant de sources d’émissions atmosphériques contribuent de manière importante à l’azote total et au soufre total, ils ne constituent généralement pas la principale source d’azote total et de soufre total pour les plans d’eau situés à l’intérieur ou à proximité de zones agricoles. Par exemple, on estime que les engrais synthétiques constituent la plus grande source d’azote total d’origine humaine (US EPA, 2020b). Les sources géologiques dans le sol du bassin versant, généralement sous la forme de SO₄^-2, libèrent du soufre total dans l’eau et peuvent être des contributeurs importants, en particulier dans les régions qui ont connu des dépôts de soufre total historiquement élevés (US EPA, 2020b).

2.4.1 Canada

Les charges critiques d’acidité ont été établies pour les lacs du Canada à l’aide du modèle de la chimie de l’eau à l’équilibre (modèle SSWC, pour Steady‑State Water Chemistry model) (Henriksen et Posch, 2001) et en fixant un seuil basé sur la capacité de neutralisation de l’acide (CNA). Le seuil de CNA a généralement été fixé à une valeur liée à la concentration de carbone organique dissous (COD) dans l’eau d’un lac^{Note de bas de page 10}  ou, en l’absence de données sur le COD, à la valeur couramment utilisée de 40 µmol_c L^-1 (Henriksen et al., 2002). La charge critique pour une région a été fixée à un niveau permettant de protéger 95 % des lacs de cette région contre les effets néfastes des dépôts acides. Les charges critiques d’acidité pour les sols minéraux naturels et semi‑naturels (c.‑à‑d. à l’exclusion des sols organiques et agricoles) ont été récemment cartographiées à l’aide du bilan massique simple (Posch et al., 2015), qui prend en compte les entrées des dépôts et de l’altération des cations basiques ainsi que les sorties telles que le lessivage et la récolte. Un rapport cation basique‑aluminium critique propre au site représentant une restriction de 5 % de la croissance des racines ou de la biomasse a été fixé pour protéger les arbres et la végétation sensible.

Les charges critiques d’acidité aquatiques et terrestres qui en résultent peuvent être utilisées pour estimer les dépassements afin de cerner les zones préoccupantes. Par exemple, dans une étude récente (Cheng et al., 2022), les charges critiques terrestres ont été estimées autour de 14 stations, et les charges critiques aquatiques, autour de 5 sites au Canada, qui représentent une gamme de conditions de sol et d’eau de surface. Au début des années 2000, les dépôts acides dépassaient les charges critiques sur environ un tiers des sites, mais depuis 2012, ils ont diminué en dessous de ces seuils.

Les estimations modélisées des dépôts d’azote et de soufre permettent d’améliorer la couverture spatiale et la couverture chimique (p. ex. les dépôts d’espèces non mesurées) et d’examiner l’impact des projections d’émissions futures sur les dépôts acides et les dépassements des charges critiques qui en résultent. Les scénarios du modèle décrits à l’annexe A présentent les dépôts estimés d’azote total et de soufre total. La figure 2‑11 compare les dépassements des charges critiques terrestres de soufre et d’azote pour l’année de référence (2015) aux dépassements projetés pour le scénario de 2035 du maintien du statu quo (MSQ). Les dépassements de la charge critique des lacs (figure 2‑12) ont été estimés en utilisant uniquement les dépôts de soufre, puisque le modèle SSWC ne tient pas compte des puits d’azote dans un bassin versant ou un lac, et ils doivent être considérés comme le « meilleur scénario » pour les eaux de surface.

Comme le montrent la figure 2‑11 et la figure 2‑12, de vastes zones du nord de l’Alberta et de la Saskatchewan sont particulièrement sensibles aux dépôts acides et dépassent leurs charges critiques tant pour l’année de référence, 2015, que pour le scénario futur de 2035. L’est du Canada et le sud‑ouest de la Colombie‑Britannique présentent également des dépassements des charges critiques pour les sols et les eaux de surface, bien que les dépassements pour les sols minéraux soient nettement moins importants dans le cas des émissions projetées. Ces deux régions sont fortement touchées par les contributions des dépôts d’azote total et de soufre total dues au transport transfrontalier, comme le montrent la figure 2‑9 et la figure 2‑10. Dans le scénario de 2035 de MSQ, il est généralement prévu que les dépassements des charges critiques pour les sols diminuent en ampleur et en superficie, sauf dans quelques régions proches de sources ponctuelles; une réduction plus faible des dépassements pour le soufre dans le centre et l’est du Canada est observée dans les cartes des lacs.

Figure 2‑11. Cartes des dépassements cumulés moyens (DCM) des sols naturels et semi‑minéraux selon les modèles de dépôt de soufre et d’azote du Global Environmental Multiscale Model – Modeling Air Quality and Chemistry (GEM-MACH) pour a) l’année de référence de 2015 et b) le scénario de 2035 de MSQ, ainsi que c) les réductions (valeurs négatives) ou les augmentations (valeurs positives) des DCM de 2015 à 2035. Les charges critiques d’acidité ont été estimées à l’aide du modèle simple de bilan massique (UNECE, 2004).

Sources des données : Données sur les sols provenant du projet OpenLandMap et du Système d’information sur les sols du Canada. Les estimations du ruissellement proviennent de Reinds et al., 2015. Les données sur les forêts proviennent de l’Inventaire forestier national, et l’information supplémentaire, de Pardo et al., 2005 et de Paré et al., 2013. Les données sur la couverture terrestre sont tirées du North American Land Cover Change Monitoring System (2010).

Figure 2‑12. Dépassement des lacs cartographiés en fonction des dépôts modélisés par GEM‑MACH pour a) l’année de référence de 2015 et b) le scénario de 2035 de MSQ, avec les changements au niveau du dépassement indiqué à c). Les charges critiques d’acidité des lacs ont été estimées avec le modèle SSWC en utilisant uniquement les dépôts de soufre. Les valeurs supérieures à 0 sont considérées comme dépassant leurs charges critiques. Les charges critiques ont été additionnées au 5^e percentile, afin d’assurer la protection de 95 % des écosystèmes dans chaque grille de 42 km (Jeffries et al., 2010).

2.4.2 États‑Unis

La figure 2‑13 montre que les réductions d’émissions réalisées par les États‑Unis de 2000 à 2021 ont contribué à une amélioration générale des eaux de surface et à une protection accrue des écosystèmes aquatiques dans les cinq régions faisant l’objet d’une surveillance à long terme le long des Appalaches. Ces réductions d’émissions devraient continuer à contribuer aux améliorations dans les années à venir.

Pour étayer l’analyse présentée à la figure 2‑13, les États‑Unis ont prélevé des échantillons d’eau de surface dans 7 869 lacs et cours d’eau situés le long des régions sensibles à l’acidité des Appalaches et de certaines régions adjacentes de la plaine côtière du Nord, dans le cadre de plusieurs programmes de surveillance de la qualité de l’eau. L’information sur les charges critiques a été obtenue à partir de la National Critical Load Database (version 3.2.1), un référentiel de données sur les charges critiques pour les États‑Unis (CLAD, 2022; Lynch et al., 2022). Les charges critiques aquatiques ont été déterminées à l’aide d’une série de méthodes allant du modèle SSWC (Henriksen et Posch, 2001) à un modèle de régression régional (McDonnell et al., 2012; Sullivan et al., 2012). Les dépassements des charges critiques ont été déterminés à l’aide des estimations des dépôts d’azote total et de soufre total pour les périodes de 2000‑2002 et de 2019‑2021 (US EPA, 2021a).

L’analyse présentée à la figure 2‑13 se concentre sur les ressources biologiques aquatiques dans les régions sensibles à l’acidité de l’est des États‑Unis, c’est‑à‑dire les eaux des lacs et des cours d’eau ayant une CNA^{Note de bas de page 11}  – un indicateur clé du rétablissement des écosystèmes aquatiques face à l’acidification – d’une valeur supérieure à 50 μeq/l. Une CNA de 50 est souvent utilisée comme objectif dans les charges critiques dans les plans d’eau douce^{Note de bas de page 12} . La charge critique aquatique représente la quantité de soufre et d’azote combinés qui pourrait être déposée annuellement dans un lac ou un cours d’eau et son bassin versant tout en assurant un écosystème aquatique modérément sain. Les dépassements des charges critiques ont affiché une tendance à la baisse de 2000‑2002 à 2019‑2021. Le pourcentage de lacs et de cours d’eau dépassant les charges critiques est passé de 38 % à 5,8 %.

Figure 2‑13. Dépassements dans les lacs et les cours d’eau des charges critiques estimées pour les dépôts d’azote total et de soufre total, pour a) les sites qui dépassaient la charge critique en 2000‑2002 mais pas en 2019‑2021 et b) les sites qui dépassaient encore la charge critique en 2019‑2021.

2.5 Rétablissement

Des études récentes sur les tendances à long terme de la chimie de l’eau et du sol fournissent des indicateurs du rétablissement des écosystèmes dans les deux pays. Les signes des répercussions des dépôts acides sur les sols comprennent la libération d’aluminium libre, qui est toxique pour les plantes et les animaux, et l’augmentation du potentiel d’hydrogène (pH). Les sols forestiers de l’est du Canada et du nord‑est des États‑Unis présentaient des signes de diminution de l’aluminium libre et d’augmentation du pH dans la plupart des sites échantillonnés (Lawrence et al., 2015), ce qui laisse croire que les sols forestiers sont en train de se rétablir des effets des dépôts acides. En réponse à la réduction des dépôts acides, les concentrations de SO₄^2- ont considérablement diminué et le pH a généralement augmenté dans les eaux de surface du Canada atlantique, de l’Ontario, du Québec et du nord‑est des États‑Unis, de l’État de New York et de la Virginie (voir par exemple Baldigo et al., 2021; Houle et al., 2022; Marty et al., 2021; Nelson et al., 2021; Redden et al., 2021; Scanlon et al., 2021; Watmough et Eimers, 2020; Webster et al., 2021). Cependant, le rétablissement est incomplet. Par exemple, des lacs très sensibles à l’acidité situés en Nouvelle‑Écosse n’ont pas montré de signes de rétablissement avant 2007 (Clair et al., 2011), n’ont commencé à se rétablir que récemment (Redden et al., 2021), et les valeurs de pH et de calcium sont toujours inférieures aux seuils recommandés pour protéger la vie aquatique (Houle et al., 2022). Dans d’autres localités, la CNA, un indicateur de rétablissement, a continué à diminuer (voir par exemple Scanlon et al., 2021), ou l’aluminium a continué à augmenter (Redden et al., 2021). Les effets cumulatifs des dépôts acides dans les sols des bassins versants influent sur le rétablissement des lacs (voir par exemple Eng et Scanlon, 2021; Hazlett et al., 2020; Scanlon et al., 2021), et des décennies peuvent être nécessaires pour atteindre les seuils de pH et de CNA cibles (Whitfield et al., 2007). Des efforts soutenus visant à maintenir ou à réduire davantage les niveaux de dépôts acides dans l’ensemble des États‑Unis et du Canada donneraient à ces zones sensibles le temps de se rétablir.

2.6 Résumé

L’annexe sur les pluies acides (annexe 1) de l’AQA fixe des objectifs pour le Canada et les États‑Unis en vue de réduire les émissions de SO₂ et de NO_X qui causent les pluies acides. Les deux pays ont respecté leurs engagements de réduction des émissions de SO₂ et de NO_X conformément à l’Accord depuis 2007.

En 2020, les émissions totales de SO₂ du Canada s’élevaient à environ 651 000 tonnes métriques, soit une réduction de 78 % par rapport aux émissions totales de SO₂ du Canada en 1990, qui s’élevaient à 3 millions de tonnes métriques. De 1990 à 2020, les émissions totales de NO_X du Canada ont également diminué de 36 % (826 000 tonnes métriques). Ces réductions d’émissions ont été obtenues grâce à des programmes tels que le Programme de lutte contre les pluies acides de l’est du Canada de 1985 et la Stratégie pancanadienne sur les émissions acidifiantes après l’an 2000.

Aux États‑Unis, de 1990 à 2020, les émissions de SO₂ ont diminué de 92 %, passant de 23,1 millions à 1,9 million de tonnes métriques, et les émissions de NO_X ont diminué de 69 %, passant de 25,5 millions à 7,8 millions de tonnes métriques. Aux États‑Unis, l’Acid Rain Program a permis de diminuer considérablement les émissions de SO₂ et de NO_X des centrales électriques, ce qui a permis de réduire les pluies acides. Les mesures réglementaires prises aux États‑Unis, telles que la CSAPR et ses mises à jour ultérieures, ont également permis de réduire considérablement les émissions annuelles de SO₂ et les émissions annuelles et estivales de NO_X provenant du secteur de l’électricité. D’autres réductions, qui ne sont pas encore prises en compte dans les modélisations citées, sont attendues à la suite de mesures réglementaires récentes, telles que le Good Neighbor Plan (US EPA, 2023b), et de la mise en œuvre prochaine des dispositions contenues dans l’Inflation Reduction Act.

Les dépôts humides de SO₄^2- et de NO₃^- ont diminué d’environ 70 % et 50 %, respectivement, en réponse aux réductions des émissions de SO₂ et de NO_X au Canada et aux États‑Unis. Les études à long terme sur la qualité de l’eau montrent que les conditions s’améliorent par rapport à l’acidification historique des bassins hydrographiques dans certaines régions, tandis qu’un rétablissement tardif a été observé dans d’autres.

Bien que des progrès importants aient été réalisés, de nouvelles réductions des apports totaux d’azote et de soufre dans les plans d’eau américains et canadiens, y compris celles provenant de sources atmosphériques, pourraient réduire davantage l’acidification des eaux et accélérer le rétablissement des écosystèmes aquatiques et terrestres. La modélisation de mise à zéro laisse croire à un effet transfrontalier sur les dépôts totaux, en particulier dans les régions moins peuplées du nord du Montana et du nord de l’Ontario, où les dépôts sont plus faibles que dans le nord‑est des États‑Unis. De nombreux plans d’eau au Canada et certains aux États‑Unis sont encore exposés à des apports totaux d’azote et de soufre qui dépassent la capacité des sols et des eaux de surface à neutraliser les contributions acides. Les dépassements continus et les projections de modélisation indiquent que l’acidification des eaux demeure une préoccupation environnementale. En outre, les émissions d’ammoniac n’ont pas connu le même déclin marqué que les émissions de SO₂ et de NO_X. En fait, dans certaines régions (c.‑à‑d. régions agricoles), les émissions d’azote réduit ont augmenté. Le rôle de l’azote dans l’acidification et l’eutrophisation est une question qui intéresse beaucoup les scientifiques (Walker, Beachley et al., 2019) et les décideurs (Kanter et al., 2020).

3 Ozone troposphérique

Qu’est‑ce que l’ozone troposphérique? L’ozone troposphérique est un polluant atmosphérique et un gaz à effet de serre incolore et très irritant qui se forme juste au‑dessus de la surface de la Terre. Comme indiqué à la section 1.2, l’ozone est nocif pour la santé humaine et les écosystèmes et réduit le rendement des cultures. Ce polluant n’est pas émis directement dans l’air, mais se forme principalement par des réactions chimiques entre les NO_X et les COV en présence de la lumière du soleil. Les NO_X et les COV sont émis par des sources de combustion telles que les véhicules et les centrales électriques. Les COV sont également émis par les solvants, les produits de nettoyage et les peintures, ainsi que par des sources naturelles (biogéniques).

L’ozone troposphérique dans l’AQA : L’annexe 3 (annexe sur l’ozone) contient les engagements pris par le Canada et les États‑Unis pour contrôler et réduire les émissions de NO_X et de COV, précurseurs clés de l’ozone troposphérique. Les deux pays ont respecté leurs engagements, comme indiqué à la section 3.2. Ces engagements s’appliquent à une région définie dans les deux pays, connue sous le nom de zone de gestion des émissions de polluants (ZGEP) qui, au moment de la signature de l’annexe, était la zone jugée la plus critique pour la réduction de l’ozone transfrontalier. La ZGEP comprend le centre et le sud de l’Ontario, le sud du Québec, 18 États des États‑Unis et le District de Columbia (figure 3‑1). L’objectif de l’annexe sur l’ozone est d’aider les deux pays à respecter leurs normes respectives en matière de qualité de l’air pour l’ozone, c’est‑à‑dire la norme pancanadienne pour l’ozone en vigueur à l’époque (remplacée en 2013 par la norme canadienne de qualité de l’air ambiant [NCQAA] pour l’ozone) et la NAAQS pour l’ozone aux États‑Unis. Le tableau 3‑1 résume les engagements pris au titre de l’annexe sur l’ozone.

Figure 3‑1. Carte de la ZGEP de l’annexe sur l’ozone

Tableau 3‑1. Annexe sur l’ozone (annexe 3) : objectifs spécifiques pour les précurseurs de l’ozone troposphérique^{Note de bas de page 13}  

3.1 Normes et lignes directrices relatives à la qualité de l’air

Le Canada et les États‑Unis ont tous deux établi des normes de qualité de l’air pour protéger la santé humaine et l’environnement.

Au Canada, les NCQAA ont été préparées en tant qu’objectifs au titre de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999) et constituent un élément clé du SGQA du pays. La NCQAA pour l’ozone a été établie en vue d’obtenir un niveau précis de réduction de l’exposition de la population (et l’amélioration connexe de la santé de la population) lorsque les objectifs sont atteints. Les futurs objectifs plus stricts tiennent compte de la nature sans seuil des effets de l’ozone sur la santé (c.‑à‑d. que des effets néfastes se produisent même à de faibles concentrations) et du principe d’amélioration continue du SGQA. En outre, bien que les NCQAA soient principalement basées sur la santé, elles reconnaissent explicitement qu’à ces niveaux, l’ozone peut également avoir des effets sur l’environnement. Ces normes sont étayées par quatre niveaux de gestion de la qualité de l’air, chaque niveau exigeant des mesures de gestion progressivement plus rigoureuses de la part des provinces et des territoires lorsque la qualité de l’air dans une zone ou un secteur donné s’approche des NCQAA ou les dépasse (CCME, 2021). Certaines provinces et certains territoires canadiens ont également établi leurs propres critères/objectifs de qualité de l’air. Dans le cadre du SGQA, les gouvernements provinciaux et territoriaux sont tenus de fournir des rapports annuels sur la qualité de l’air pour chacune de leurs zones atmosphériques. Ces rapports comprennent les valeurs métriques réelles et l’état de réalisation des NCQAA pour chaque station de rapport et chaque zone atmosphérique des NCQAA, ainsi que les mesures de gestion connexes. Les NCQAA ne sont pas juridiquement contraignantes ou exécutoires, ce qui signifie qu’il n’existe aucun mécanisme (financier ou autre) mis en place par le gouvernement fédéral pour obliger les provinces à respecter les normes.

Les NAAQS des États‑Unis (US EPA, 2023e) sont fixés par l’EPA conformément au Clean Air Act, qui exige que l’EPA établisse des normes pour les polluants pour lesquels des critères de qualité de l’air ont été émis en vertu de l’article 108 du Clean Air Act, qui sont également appelés les principaux polluants. Les NAAQS sont généralement mises en œuvre par l’élaboration de plans de mise en œuvre au niveau étatique, dans le cadre desquels les États sont tenus d’atteindre et de maintenir le niveau des NAAQS, et qui doivent être soumis à l’EPA pour examen et approbation. L’article 109 du Clean Air Act charge l’administrateur de l’EPA de fixer deux types de NAAQS, soit les normes « primaires » et « secondaires », pour les principaux polluants. En vertu du paragraphe 109(b)(1) de la Loi, les NAAQS primaires sont basées sur la santé et sont définies comme les normes, dont la réalisation et le maintien, selon le jugement de l’administrateur, sur la base de ces critères de qualité de l’air et en autorisant une marge de sécurité adéquate, sont nécessaires à la protection de la santé publique. En vertu du paragraphe 109(b)(2), les normes secondaires sont basées sur le bien‑être et doivent spécifier un niveau de qualité de l’air dont la réalisation et le maintien, selon le jugement de l’administrateur, sur la base de ces critères, sont nécessaires pour protéger le bien‑être public de tout effet néfaste connu ou anticipé lié à la présence du polluant dans l’air ambiant. En vertu de paragraphe 302(h) de la Loi, les effets sur le bien‑être comprennent, sans s’y limiter, les effets sur les sols, l’eau, les cultures, la végétation, les matériaux artificiels, les animaux, les espèces sauvages, les conditions météorologiques, la visibilité et le climat, les dommages et la détérioration des biens et les risques pour les transports, ainsi que les effets sur les valeurs économiques et sur le confort et le bien‑être des personnes (US EPA, 2023e).

Le tableau 3‑2 résume les NCQAA et les NAAQS actuelles pour l’ozone. Chaque norme est définie en fonction de l’espèce chimique ou du mélange à mesurer, d’une période de calcul de la moyenne, d’une « valeur numérique » (niveau) et d’une « valeur métrique » (forme statistique de la norme numérique). Dans le cas de l’ozone, les NCQAA et les NAAQS utilisent la moyenne triennale de la quatrième valeur annuelle la plus élevée des maximums quotidiens des concentrations d’ozone moyennes sur 8 heures (MQCOM8). Les valeurs numériques des NCQAA pour l’ozone deviennent plus strictes au fil du temps, avec des changements en 2015, en 2020 et en 2025.

Tableau 3‑2. Normes nationales de qualité de l’air ambiant pour l’ozone

3.2 Effets des stratégies de réduction des émissions sur les précurseurs de l’ozone troposphérique

3.2.1 Canada

Dans le cadre de l’annexe sur l’ozone, le Canada s’est engagé à établir des normes plus strictes pour les émissions de NO_X et de COV des véhicules et des moteurs, à limiter la teneur en soufre des carburants, à fixer des plafonds annuels d’émissions de NO_X pour les centrales électriques à combustibles fossiles du sud de l’Ontario et du sud du Québec, et à établir une réglementation visant à réduire les émissions de COV. Le Canada a respecté ses engagements au titre de l’annexe sur l’ozone. Le pays a mis en œuvre et continue de mettre en œuvre une série de règlements visant à aligner les normes d’émission canadiennes attribuables aux véhicules, aux moteurs et aux carburants sur les normes américaines correspondantes. Il s’agit notamment de règlements qui fixent des normes de rendement en matière d’émissions pour les véhicules routiers (Règlement sur les émissions des véhicules routiers et de leurs moteurs, DORS/2003-2) et les véhicules hors route (Règlement sur les émissions des petits moteurs hors route à allumage commandé, DORS/2003-355) et pour les moteurs mobiles et stationnaires hors route (voir le dernier rapport d’étape pour plus de détails; ECCC et US EPA, 2023), ainsi que des règlements visant à limiter le soufre et le benzène dans l’essence et le soufre dans le carburant diesel. L’Ontario et le Québec ont tous deux atteint leurs limites de NO_X pour le secteur de l’électricité.

Le Canada a également mis en place divers règlements concernant les émissions de COV, telles que des règlements visant à réduire les COV provenant du nettoyage à sec, du dégraissage au solvant, des produits de retouche automobile et des revêtements architecturaux. Des règlements récents établissent des concentrations et des émissions maximales de COV pour la fabrication et l’importation de plus de 130 catégories et sous‑catégories de produits. Le Canada a publié un avis d’intention de renouveler le programme fédéral de réduction des émissions de COV provenant des produits de consommation et commerciaux pour la période de 2022 à 2030. Il a aussi établi des exigences pour limiter les émissions de COV des installations industrielles, et mis en place des règlements pour réduire les émissions de méthane et de certains COV du secteur pétrolier et gazier en amont.

Figure 3‑2. Tendances des émissions de COV au Canada pour la période de 1990 à 2020.

L’ajout de l’annexe sur l’ozone en 2000 a entraîné une nouvelle diminution des émissions de NO_X au Canada, comme le montre la figure 2‑2. Des stratégies de réduction des émissions de NO_X ont été incluses dans l’annexe sur les pluies acides, mais les émissions de NO_X au Canada ont continué d’augmenter de 485 000 tonnes métriques (21 %) de 1990 à 1999. De 2000 à 2020, après l’inclusion de l’annexe sur l’ozone dans l’AQA, les émissions de NO_X au pays ont diminué de 1,3 million de tonnes métriques, soit les baisses les plus importantes enregistrées dans les secteurs des transports (900 000 tonnes métriques), de la production d’électricité (226 000 tonnes métriques) et de l’industrie manufacturière (111 000 tonnes métriques).

De 1990 and 2020, les émissions nationales de COV au Canada ont diminué de 49 % (1,4 million de tonnes métriques) (figure 3‑2). Par exemple, la réglementation de plus en plus stricte sur les moteurs à allumage commandé a entraîné une diminution de 657 000 tonnes métriques des émissions de COV provenant des véhicules et équipements hors route fonctionnant à l’essence, au gaz de pétrole liquéfié et au gaz naturel.

3.2.2 États‑Unis

Dans le cadre de l’annexe sur l’ozone, les États‑Unis se sont engagés à mettre en œuvre les règles existantes concernant les véhicules, les moteurs hors route et la qualité des carburants afin de réduire les émissions de COV et de NO_X. En outre, les États‑Unis se sont engagés à mettre en œuvre les règles existantes en matière de contrôle des émissions de sources fixes de polluants atmosphériques dangereux et de contrôle des COV provenant des produits de consommation et commerciaux, des revêtements architecturaux et des revêtements pour la réparation automobile, et à maintenir les New Sources Performance Standards (normes de performance des nouvelles sources) afin de réduire les émissions de COV et de NO_X provenant de nouvelles sources. Ces mesures ont permis au pays de respecter ses engagements au titre de l’annexe sur l’ozone.

Les émissions de précurseurs de l’ozone ont été réduites grâce à plusieurs programmes. Les réductions des émissions des centrales électriques ont été obtenues grâce à des programmes multiétatiques de budget des émissions de NO_X conçus pour lutter contre le transport interétatique de la pollution atmosphérique contribuant à l’ozone, d’abord par douze États de la Nouvelle‑Angleterre et du centre du littoral de l’Atlantique et par le District de Columbia, puis par une grande partie de l’est des États‑Unis (NO_X SIP Call Regulations). La règle CAIR qui a suivi a permis de réduire considérablement les émissions annuelles de SO₂ et de NO_X des centrales électriques, au‑delà de ce qui était exigé par le NO_X SIP Call. À la suite d’un litige, la CAIR a été remplacée par la CSAPR. Cette dernière a ensuite été mise à jour et révisée pour réduire davantage les émissions estivales de NO_X des centrales électriques de l’est des États‑Unis et aider les États situés sous le vent à respecter les normes relatives à l’ozone. En mars 2023, les États‑Unis ont adopté une nouvelle série d’exigences en matière de contrôle des NO_X pour les centrales électriques et les sources industrielles dans le cadre de la Good Neighbor Rule (US EPA, 2023b).

Au fil des ans, les États‑Unis ont exigé d’importantes réductions des émissions de NO_X et de COV des nouveaux véhicules à moteur et des moteurs hors route – tels que ceux utilisés dans la construction, l’agriculture, l’industrie, les trains et les navires – par le biais de normes qui requièrent une combinaison de technologies de moteurs plus propres et de carburants plus propres, telles que celles énumérées à la section 2.1.2.

L’EPA continue de mettre en œuvre et d’actualiser les New Sources Performance Standards afin de réduire les émissions de COV et de NO_X provenant de sources nouvelles et modifiées. Des réductions des émissions de NO_X sont également obtenues grâce à des règles sur les unités d’incinération des déchets solides et à des lignes directrices qui ont un impact sur les unités d’incinération nouvelles et existantes. Les programmes et les règles tels que ceux mentionnés ci‑dessus ont contribué de manière significative à la réduction des NO_X et des COV, améliorant ainsi la santé publique et la protection de l’environnement au niveau régional et pour les collectivités locales.

Comme le montre la figure 2‑4, on observe une tendance générale à la réduction des émissions de NO_X. Une tendance similaire est observée pour les COV, comme l’illustre la figure 3‑3. De 1990 à 2020, la diminution des émissions de NO_X et de COV est de 70 % et de 48 %, respectivement. Les réductions les plus importantes de NO_X sont observées dans la combustion de combustibles par les services publics d’électricité. Le secteur des transports a enregistré une réduction de plus de 80 % des émissions de COV de 1990 à 2020. Bien qu’il y ait une diminution globale des émissions de COV, les industries pétrolières et connexes ont enregistré une augmentation des émissions de 611 000 tonnes courtes en 1990 à un sommet de 3,1 millions de tonnes courtes en 2015, une tendance similaire à celle des NO_X. En 2020, les émissions de COV ont diminué de 13 % par rapport au sommet de 2015. Les méthodes d’estimation et de déclaration des émissions pour les sources liées à la production de pétrole et de gaz se sont également considérablement améliorées ces dernières années.

Figure 3‑3. Tendances des émissions de COV aux États‑Unis pour la période de 1990 à 2020.

3.3 Concentrations ambiantes d’ozone

Les concentrations ambiantes d’ozone ont été analysées afin d’évaluer les changements depuis la mise en vigueur de l’AQA et d’évaluer les concentrations ambiantes actuelles. La figure 3‑4 présente des cartes interpolées (par krigeage) de la moyenne de la quatrième valeur annuelle la plus élevée des MQCOM8 en deçà de 500 km de la frontière entre le Canada et les États‑Unis pour 2000‑2002 et 2018‑2020. La figure 3‑4a présente les concentrations d’ozone dans la région frontalière pour 2000‑2002, à peu près au moment de la signature de l’annexe sur l’ozone. Les concentrations d’ozone les plus élevées se trouvaient généralement dans la région des Grands Lacs et du Saint‑Laurent, dans le haut du Midwest et le nord‑est des États‑Unis, dans le sud de l’Ontario, dans le sud du Québec et dans le sud des Maritimes. Certaines parties du sud de l’Ontario et du sud du Québec ont enregistré la quatrième valeur annuelle la plus élevée des MQCOM8, soit plus de 80 ppb et de 70 ppb, respectivement, dépassant ainsi la norme pancanadienne de 2000 pour l’ozone, qui est de 65 ppb. Diverses zones de non‑conformité dans les États américains des Grands Lacs ont également dépassé la NAAQS de 1997 de 80 ppb, atteignant à certains endroits des moyennes triennales de 90 ppb pour la quatrième valeur annuelle la plus élevée des MQCOM8. Les concentrations d’ozone les plus faibles ont été observées dans la partie ouest de la région frontalière entre les États‑Unis et le Canada.

Les concentrations d’ozone ont diminué de manière significative dans toute la région frontalière depuis la signature de l’annexe sur l’ozone. La figure 3‑4b, qui illustre les concentrations d’ozone dans la région frontalière pour 2018‑2020, montre que les concentrations d’ozone ont beaucoup diminué par rapport à 2000‑2002. Cependant, des concentrations d’ozone plus élevées sont encore observées près des Grands Lacs et le long de la côte est des États‑Unis. Les valeurs les plus faibles sont généralement observées dans l’ouest et l’est du Canada. Les concentrations sont généralement plus élevées dans les zones urbaines et sous le vent de celles‑ci. Bien que les concentrations d’ozone aient diminué dans le sud de l’Ontario, le sud du Québec et les États des Grands Lacs, elles continuent de dépasser les normes nationales aux États‑Unis et au Canada dans ces régions au moment de la rédaction du présent rapport.

Figure 3‑4. Concentrations d’ozone (moyenne triennale de la quatrième valeur annuelle la plus élevée des MQCOM8) le long de la frontière entre le Canada et les États‑Unis pour a) 2000‑2002 et b) 2018‑2020. Les concentrations sont indiquées pour la région située en deçà de 500 km de la frontière.

Les données de surveillance de l’ozone enregistrées aux stations individuelles se trouvant en deçà de 500 km de la frontière entre le Canada et les États‑Unis pour la période précédant la signature de l’annexe sur l’ozone, soit de 1996 à 2000 (figure 3‑5a), et pour les années de données les plus récentes, de 2016 à 2020 (figure 3‑5b), sont présentées dans la figure 3‑5. Les concentrations d’ozone sont présentées sous forme de moyenne quinquennale de la quatrième valeur annuelle la plus élevée des MQCOM8. Cette forme statistique est similaire aux mesures des NCQAA et des NAAQS, mais elle est étendue à une période de calcul plus longue pour tenir compte de la variabilité introduite par les feux de forêt et d’autres facteurs. Les concentrations n’ont pas été ajustées pour tenir compte des flux transfrontaliers ou des événements exceptionnels, dont les feux de forêt. Ces derniers ont un effet significatif sur l’ozone à certaines stations, comme décrit ci‑dessous.

Presque toutes les stations canadiennes et américaines situées à l’est de la frontière entre le Manitoba et l’Ontario ont enregistré des concentrations d’ozone plus faibles depuis 2000, de plus de 10 ppb pour de nombreuses stations en Ontario, au Québec et des Maritimes, et jusqu’à 20 ppb à certaines stations des États des Grands Lacs et dans la vallée de l’Ohio. Bien que certaines concentrations d’ozone mesurées au cours des deux dernières décennies aient été associées à des étés frais et pluvieux, les diminutions des MQCOM8 élevés sont principalement dues aux programmes de réglementation de la qualité de l’air mis en place par les deux pays. Une légère augmentation des concentrations d’ozone de 1996‑2000 à 2016‑2020 est observée à certaines stations de l’Alberta, de la Saskatchewan et de l’État de Washington. Ce phénomène peut être lié aux impacts de plusieurs feux de forêt de grande ampleur (Canadian Interagency Forest Fire Centre, 2023; National Interagency Fire Center, 2023).

Dans l’ensemble, les diminutions nettes des concentrations d’ozone soulignent le succès de la réglementation en matière de qualité de l’air dans la région d’analyse pertinente pour les transports. Cependant, malgré les tendances à la baisse, les concentrations d’ozone pour 2016‑2020 restent élevées dans le sud‑est et le sud de l’Ontario, ainsi qu’à certaines stations situées près des côtes du centre du littoral de l’Atlantique et de la Nouvelle‑Angleterre. Certaines stations situées sous le vent de la région du Grand Toronto ont enregistré des concentrations d’ozone plus élevées, probablement à cause de l’augmentation des émissions de NO_X provenant de sources situées dans cette grande région métropolitaine. Au Canada, de nombreuses stations situées dans la ZGEP continuent d’enregistrer des concentrations d’ozone qui approchent ou dépassent les NCQAA.

Figure 3‑5. Concentrations d’ozone (moyenne quinquennale de la quatrième valeur annuelle la plus élevée des MQCOM8) le long de la frontière entre le Canada et les États‑Unis pour a) 1996‑2000 et b) 2016‑2020.

3.4 Évolution prévue de l’ozone

Les concentrations d’ozone actuelles et projetées, obtenues dans le cadre de récents travaux de modélisation par ECCC et l’EPA, ont été utilisées pour estimer l’évolution des concentrations d’ozone. La modélisation est décrite plus en détail à l’annexe A. ECCC a effectué ses modélisations à l’aide du Global Environmental Multiscale Model – Modeling Air Quality and Chemistry (modèle global

environnemental multi‑échelle – modélisation de la qualité de l’air et de la chimie - GEM‑MACH), un modèle de transport chimique. Les scénarios de modélisation sont présentés pour l’année de référence 2015 ainsi que pour les scénarios de MSQ projetés pour 2025 et 2035. Les années projetées incluent une réglementation qui sera appliquée ultérieurement. Les données de modélisation de l’EPA comprennent les résultats de l’Ozone PA de 2020 (US EPA, 2020d) et de la Final Revised Cross‑State Air Pollution Rule Update (RCU) (US EPA, 2020a).^{Note de bas de page 17}  L’EPA utilise le Community Multiscale Air Quality Model (CMAQ; système communautaire de modélisation multi‑échelle de la qualité de l’air) pour la modélisation de l’Ozone PA et le Comprehensive Air Quality Model with Extensions (CAMx; modélisation complète de la qualité de l’air avec extensions) pour la modélisation de la RCU. Les scénarios des années à venir incluent la croissance de l’activité et les contrôles d’émissions associées à la réglementation « en vigueur » aux États‑Unis – par exemple, l’effet de la rotation du parc automobile. Dans le cadre de la modélisation de la RCU, les émissions canadiennes ont été calculées à partir de l’année de référence 2015 et des données de projection pour 2023 et 2028 qu’ECCC a fournies à l’EPA. De plus amples détails sur les inventaires du projet de la RCU figurent dans la documentation de soutien technique relative à la modélisation des émissions (US EPA, 2021c).

Les résultats des modélisations d’ECCC et de l’EPA sont présentés pour la moyenne saisonnière de la MQCOM8 de mai à septembre pendant les simulations des années à venir. La modélisation a été réalisée en utilisant la méthodologie de 2019 (ECCC) ou de 2016 (EPA), et en faisant varier les émissions projetées pour différentes années à venir. Ainsi, les changements projetés sont entièrement dus aux changements dans les émissions de précurseurs, et au transport, à la transformation et au devenir des constituants chimiques qui s’ensuivent. Il convient de noter qu’ECCC et l’EPA ont modélisé des années de référence et des années à venir différentes et que la modélisation utilise des années différentes pour la météorologie et des ensembles de données d’émissions différents, de sorte que les résultats ne sont pas directement comparables. Toutefois, les projections de la modélisation peuvent être examinées ensemble de manière qualitative afin d’obtenir une plus grande confiance dans les changements projetés des concentrations d’ozone.

Les résultats des modélisations d’ECCC sont présentés à la figure 3‑6 pour l’année de référence 2015 et pour deux scénarios futurs (2025 et 2035). La modélisation pour l’année de référence 2015 est globalement cohérente avec les données de surveillance présentées à la section 3.3, les concentrations d’ozone les plus élevées étant observées dans la région des Grands Lacs et du Saint‑Laurent et dans le sud des Maritimes. De même, aux États‑Unis, les concentrations d’ozone les plus élevées ont été estimées dans le nord‑ouest et le sud du lac Érié, ce qui correspond aux centres urbains de Détroit (Michigan) et de Cleveland (Ohio). Des concentrations d’ozone quelque peu élevées sont également prises en compte par le modèle pour certaines parties de l’Alberta et du sud de la Colombie‑Britannique. De 2015 à 2025, on observe une diminution substantielle des concentrations d’ozone modélisées, et les changements les plus importants sont observés aux États‑Unis et dans le sud de l’Ontario. Ces résultats sont cohérents avec les diminutions prévues des émissions de précurseurs (NO_X et COV) dues à la poursuite des actions au Canada et aux États‑Unis (voir la section 3.2). De 2025 à 2035, les projections indiquent peu de changements dans les émissions, et les concentrations d’ozone restent relativement stables. Malgré les diminutions prévues des émissions et des concentrations d’ozone de 2015 à 2035, la quatrième valeur annuelle la plus élevée des MQCOM8 pour 2035 (non montrée ici) dépasse la NCQAA de 2025 de 60 ppb dans les régions du sud de l’Ontario, les concentrations les plus élevées se trouvant le long de la région frontalière entre l’Ontario et le Michigan.

Les résultats des modélisations de l’EPA sont présentés à la figure 3‑7 pour l’année de référence 2016 et pour les projections pour 2023 et 2028. Les modélisations de référence de l’Ozone PA et de la RCU pour 2016 sont globalement cohérentes avec les données de surveillance présentées à la section 3.3 et les résultats de la modélisation de référence d’ECCC pour 2015. Les concentrations d’ozone modélisées sont plus élevées dans la région de la vallée de l’Ohio (Illinois, Indiana, Ohio, Virginie‑Occidentale) et dans le sud de l’Ontario, et plus faibles dans d’autres régions. Notamment, le gradient d’ozone du sud vers le nord est le plus prononcé le long de l’est des États‑Unis et du Canada. Le gradient est moins prononcé dans l’Ozone PA nominale présente pour l’année de référence 2016 (PA16) que dans la RCU16. Cela est probablement dû à une combinaison de facteurs. La PA16 a utilisé une version antérieure des émissions fournies par ECCC, qui comportait d’importantes émissions en Alberta liées à la production de pétrole. La RCU a utilisé une version plus récente dans laquelle les émissions de l’Alberta ont été revues à la baisse. La PA16 a utilisé le modèle CMAQ, et la RCU16, le modèle CAMx. Bien que de nombreux principes fondamentaux soient communs, chaque modèle a sa propre mise en œuvre de la chimie, des aérosols, du transport et des dépôts. En outre, les inventaires d’émissions des États‑Unis sont des versions différentes de la plateforme de modélisation de 2016 (c.‑à‑d. versions 2016fe et 2016fh). L’ampleur de ces différences est utile pour comprendre l’éventail des résultats raisonnables.

Figure 3‑6. Moyenne saisonnière des MQCOM8  des scénarios de modélisation d’ECCC pour la période de mai à septembre pour a) l’année de référence 2015 et pour les projections futures b) de 2025 et c) de 2035.

En comparant les trois tracés de la RCU dans la figure 3‑7, on peut déduire les changements prévus dans les concentrations d’ozone. Celles‑ci devraient diminuer de 2016 à 2023, et les baisses les plus importantes seront observées dans la vallée de l’Ohio et le nord‑est des États‑Unis. De 2023 à 2028, les concentrations d’ozone demeurent relativement stables. Ces résultats sont globalement cohérents avec ceux de la modélisation d’ECCC. Ces graphiques mettent en évidence l’effet des diminutions prévues des émissions américaines et canadiennes, mais d’autres simulations sont nécessaires pour quantifier et attribuer les contributions totales. Selon la modélisation de la RCU, on s’attend à ce que les régions des États‑Unis situées en deçà de 500 km de la frontière avec le Canada atteignent le seuil des NAAQS pour l’ozone de 70 ppb avant 2028. Il convient de noter que la modélisation ne tient pas compte de l’impact des changements climatiques et de l’augmentation des températures, qui sont susceptibles d’avoir un impact sur la formation de l’ozone.

Figure 3‑7. Moyenne saisonnière des MQCOM8 des scénarios de modélisation de l’EPA de mai à septembre pour l’année de référence a) PA16 et b) RCU16, et pour les projections c) de la RCU23 et d) de la RCU28.

3.5 Effet du flux transfrontalier

On sait que l’ozone a une longue durée de vie dans l’atmosphère, allant de 8 à 120 jours (Seinfeld et Pandis, 2006), ce qui permet son transport sur de longues différences. Une modélisation antérieure de la qualité de l’air réalisée par le ministère de l’Environnement et de l’Action en matière de changement climatique de l’Ontario^{Note de bas de page 18}  (MOECC, 2018) a révélé d’importantes contributions transfrontalières à l’ozone près de la frontière entre le Canada et les États‑Unis dans le sud‑ouest de la province.

L’annexe B présente une analyse météorologique des vents le long de la frontière entre le Canada et les États‑Unis. Pour l’ozone, on se concentre sur l’été, lorsque la production d’ozone est élevée. Durant cette période, les vents en altitude soufflent généralement de l’ouest vers l’est. Près de la surface, les flux prennent plutôt une composante sud‑nord, en particulier entre Détroit et Windsor. Ce changement de flux fait que le transport des États‑Unis vers le Canada est favorable pendant la saison de l’ozone.

Pour estimer l’effet des émissions canadiennes et américaines, d’autres modélisations ont été effectuées. Les séquences de modélisation d’ECCC et d’Ozone PA de l’EPA ont été répétées, et les émissions anthropiques de chaque pays ont été fixées à zéro (c.‑à‑d. mises à zéro). Pour visualiser l’effet des émissions de chaque pays, une carte des différences peut être calculée en soustrayant le résultat de la mise à zéro du cas de référence (qui inclut les émissions des deux pays). Lorsque la carte des différences est positive, le scénario de référence a une valeur plus élevée, ce qui signifie que le pays exclu a une incidence sur ces régions. Il convient de noter que pour la modélisation de l’EPA, les émissions canadiennes n’ont pas été mises à zéro. Au contraire, les émissions canadiennes et mexicaines ont été supprimées simultanément. Les deux pays sont assez éloignés l’un de l’autre et les schémas de transport sont suffisamment différents pour que la contribution du Canada (ou du Mexique) puisse généralement être distinguée en fonction de la région. Les séquences de modélisation mises à zéro sont une méthode de premier ordre pour déterminer l’effet d’un ensemble d’émissions par rapport à un autre. À titre d’étape intermédiaire, des séquences de réduction de 20 % pour l’année d’émission de 2015 ont également été réalisées avec le modèle d’ECCC afin de mieux comprendre ces résultats. La modélisation RCU de l’EPA utilise la technologie de répartition à la source de l’ozone pour inférer les contributions du Canada et des États‑Unis.

Ces résultats de modélisation sont interprétés qualitativement en raison de la nature non linéaire de la production d’ozone. Alors que les NO_X sont des précurseurs de l’ozone dans de nombreuses conditions, dans les régions très polluées, ils peuvent titrer l’ozone, ce qui conduit à des concentrations d’ozone très faibles, par exemple dans les centres‑villes ou dans les régions peu ventilées. Dans ces cas, les concentrations locales d’ozone peuvent être inférieures aux concentrations de fond, et une réduction des NO_X peut entraîner une augmentation de l’ozone puisqu’il n’est plus titré. On en trouve un exemple dans le sud du Québec, près de la frontière entre le Canada et les États‑Unis, où une diminution de 20 % des émissions canadiennes ou américaines dans la modélisation d’ECCC (voir l’annexe A) entraîne une légère augmentation de l’ozone. En outre, l’ozone peut être formé par les NO_X ou les COV, de sorte que dans les régions où les concentrations de NO_x sont plus faibles, la production d’ozone peut être contrôlée par les NO_X et vice versa. Ce facteur ajoute un autre niveau de non‑linéarité à la production d’ozone. Étant donné que les scénarios de mise à zéro sont des cas extrêmes et non réalistes, l’interprétation quantitative des résultats de la modélisation de mise à zéro n’est pas présentée ici. Ce type de modélisation peut cependant être utilisée pour démontrer de manière générale l’effet relatif du flux transfrontalier, de sorte que l’interprétation qualitative des résultats est présentée ici, en indiquant si le flux transfrontalier contribue fortement ou faiblement aux concentrations totales.

La figure 3‑8a montre la moyenne annuelle modélisée par ECCC des différences de concentrations maximales quotidiennes d’ozone entre le scénario de référence de 2015 et le scénario correspondant sans les émissions américaines, qui peut être utilisé pour estimer l’effet des émissions américaines. La région la plus touchée au Canada est le sud de l’Ontario, où l’on observe un important gradient, les différences de concentration augmentant du nord au sud. On observe également un effet plus faible des émissions américaines dans le sud du Québec, au Nouveau‑Brunswick, en Nouvelle‑Écosse et dans le sud de la Colombie‑Britannique. L’effet des émissions anthropiques américaines sur les concentrations ambiantes d’ozone au‑dessus des États‑Unis est important, et le plus grand effet est observé dans le nord‑est des États‑Unis et s’étend vers le sud du lac Supérieur, ainsi qu’autour de la région de Seattle.

Figure 3‑8. Influence des émissions canadiennes et américaines sur les maximums quotidiens des concentrations d’ozone du modèle d’ECCC. Différences dans la moyenne annuelle modélisée des maximums quotidiens des concentrations d’ozone pour 2015 lorsque a) les émissions américaines et b) les émissions canadiennes sont mises à zéro, et pour 2035 lorsque c) les émissions américaines et d) les émissions canadiennes sont mises à zéro.

La figure 3‑8b montre la moyenne annuelle modélisée par ECCC des différences de maximums quotidiens des concentrations d’ozone entre le scénario de référence de 2015 et le scénario correspondant sans émissions canadiennes, qui peut être utilisé pour estimer l’effet des émissions canadiennes à la fois sur les États‑Unis et sur le Canada. Les valeurs positives indiquent une contribution des émissions anthropiques canadiennes. Les émissions canadiennes ont une forte influence sur les concentrations d’ozone au Canada, l’effet le plus important étant observé dans le sud‑ouest de la Colombie‑Britannique, dans la région du Grand Vancouver et de Victoria, dans le sud de l’Alberta, dans la région du Grand Toronto et de Hamilton et dans la région de Montréal. Dans le sud de l’Ontario, l’effet des émissions américaines sur les concentrations ambiantes d’ozone (figure 3‑8a) est plus important que celui des émissions canadiennes (figure 3‑8b).

Les projections de la modélisation d’ECCC jusqu’en 2035 ont servi à estimer l’effet futur des émissions américaines (figure 3‑8c) et canadiennes (figure 3‑8d). Les concentrations d’ozone devraient diminuer de 2015 à 2035, comme décrit à la section 3.4, en raison des diminutions prévues des émissions. Toutefois, étant donné que la même météorologie de 2019 est utilisée pour les modélisations de 2015 et de 2035, l’effet du flux transfrontalier est similaire en 2035 par rapport à l’année de référence 2015, et les diminutions prévues sont dues à des changements dans les sources d’émission. Les projections de la modélisation n’incluent pas les conséquences des changements climatiques sur la météorologie.

La figure 3‑9 montre l’effet des émissions canadiennes et américaines sur la moyenne saisonnière des MQCOM8 de mai à septembre dans 27 villes canadiennes (figure 3‑9a) et américaines (figure 3‑9b) situées en deçà de 500 km de la frontière entre le Canada et les États‑Unis pour l’année de référence 2015. Pour une ville donnée, les données de modélisation de la cellule de la grille contenant la latitude et la longitude de la ville a été utilisée. Il est à noter que l’effet des émissions canadiennes et américaines ne totalise pas 100 %, car les concentrations d’ozone sont également touchées par d’autres facteurs, tels que les concentrations de fond mondiales. La réponse des concentrations d’ozone des villes canadiennes aux émissions américaines varie de moins de 5 % du MQCOM8 estival à Calgary, où la concentration d’ozone modélisée est d’environ 35 ppb, à environ 40 % du MQCOM8 estival à Windsor, où la concentration d’ozone modélisée est d’environ 50 ppb. Pour plus de la moitié des villes canadiennes indiquées, la réponse aux émissions américaines est plus importante que la réponse aux émissions canadiennes, en particulier pour les villes situées plus près de la frontière entre les deux pays. Dans toutes les villes canadiennes énumérées, la majorité des concentrations d’ozone sont touchées par des facteurs autres que les émissions américaines et canadiennes, tels que les niveaux de fond de l’ozone mondial. La réponse des concentrations d’ozone des villes américaines aux émissions canadiennes varie de moins de 2 % à Washington (D.C.), où le MQCOM8 estival est d’environ 65 ppb, à environ 10 % à Rochester, dans l’État de New York, où le MQCOM8 estival est d’environ 40‑45 ppb. Pour toutes les villes américaines représentées, la réponse attribuée aux émissions américaines est beaucoup plus importante que celle attribuée aux émissions canadiennes.

Figure 3‑9. Effet des émissions canadiennes et américaines (axe des ordonnées de gauche) et concentration d’ozone (axe des ordonnées de droite) pour la moyenne estivale de 2015 des maximums quotidiens des concentrations d’ozone sur 8 heures dans a) les villes canadiennes et b) les villes américaines, d’après la modélisation d’ECCC.

La modélisation par l’EPA de l’effet des émissions américaines et canadiennes est présentée à la figure 3‑10 pour la moyenne du MQCOM8 de mai à septembre. Cette modélisation inclut deux projets avec différents niveaux de détails. Les simulations de l’Ozone PA comprennent une simulation de 2016 et une attribution de mise à zéro à partir de simulations hémisphériques grossières (108 km) et de simulations régionales fines (12 km). Le projet de la RCU comprend une simulation de 2016 et des projections pour 2023 et 2028. Seules les simulations de la RCU (2023 et 2028) comprenaient une attribution basée sur la répartition des sources. L’annexe A fournit de plus amples renseignements à ce sujet. Les résultats de la modélisation de mise à zéro aux États‑Unis sont présentés sous la forme de MQCOM8 absolus de mai à septembre et ne sont pas directement comparables aux différences de modélisation d’ECCC en ce qui concerne la moyenne annuelle des maximums quotidiens des concentrations d’ozone modélisées. Toutefois, les grandes tendances du transport transfrontalier peuvent être comparées entre les séquences de modélisation.

La figure 3‑10 illustre les concentrations d’ozone attribuées aux émissions américaines pour le scénario de référence de 2016. La contribution des États‑Unis est la plus importante dans la vallée de l’Ohio et le nord‑est des États‑Unis. Pour toutes les années, la plus grande contribution des concentrations d’ozone des États‑Unis au Canada se produit dans le corridor Windsor‑Québec, avec des contributions plus faibles observées dans le sud du Québec et le sud de la Colombie‑Britannique. Des contributions plus faibles peuvent également être observées dans le scénario de référence de 2016 au Nouveau‑Brunswick et en Nouvelle‑Écosse, mais ces régions sont en dehors de la portée géographique de la modélisation de la RCU. Cela correspond globalement aux zones d’effet les plus importantes observées dans les résultats de la modélisation de mise à zéro d’ECCC. Les zones désignées comme non conformes aux NAAQS pour l’ozone de 2015 qui se trouvent en deçà de 500 km de la frontière ont des contributions locales américaines relativement importantes (figure 3‑10a) et de faibles contributions en provenance du Canada (figure 3‑10b).

Les modélisations de la RCU23 et de la RCU28 ont été utilisées pour projeter les contributions des États‑Unis et du Canada à la concentration d’ozone pour les années à venir (figure 3‑10, images c-f). Les contributions sont plus faibles dans les années à venir, ce qui est cohérent avec les réductions d’émissions prévues (voir la section 3.4). Cependant, la PA16 a utilisé un modèle et une technologie d’attribution différents, ce qui empêche une comparaison quantitative entre les attributions en 2016 et en 2023. Les différences d’attribution entre 2023 et 2028 pour les deux modélisations de la RCU montrent que les réductions relatives à l’ozone se poursuivent. En outre, les schémas d’effet des flux transfrontaliers sont cohérents entre 2016 et les années modélisées à venir, avec des effets transfrontaliers des États‑Unis sur le sud‑ouest de l’Ontario évidents pour toutes les années de modélisation. Cela est globalement cohérent avec les résultats de la modélisation d’ECCC.

Des différences dans les contributions canadiennes aux concentrations d’ozone sont observées en Alberta entre les modélisations de la PA16 (figure 3‑10b), de la RCU23 et de la RCU28 (figure 3‑10d, f). Comme indiqué à l’annexe A, la modélisation de la RCU23 a été réalisée pour le domaine de 12 km avec des conditions frontières provenant d’un domaine de 36 km. Le plus grand domaine n’a pas suivi l’attribution, de sorte que les conditions frontières dans le domaine de 12 km ne peuvent pas distinguer la contribution canadienne. Par conséquent, les émissions canadiennes en dehors du domaine sont classées comme faisant partie des « conditions frontières » plutôt que comme étant attribuées au Canada. Ainsi, les valeurs de la RCU23 et de la RCU28 près de la limite du domaine peuvent sous‑estimer la contribution du Canada. Encore une fois, la différence entre la PA16 et la RCU23 reflète les différences de modèle et de méthodes décrites ci‑dessus, en plus de l’année d’émission. Malgré cela, on observe une tendance à la baisse de 2016 à 2023 et 2028. Il convient de noter que la même échelle de couleurs a été utilisée pour les contributions des États‑Unis et du Canada, ce qui permet de les comparer.

La figure 3‑11 montre le rapport entre les contributions des États‑Unis et du Canada à partir des modélisations de la PA16, de la RCU23 et de la RCU28 de l’EPA. Ces résultats peuvent être utilisés pour cibler les zones où les contributions des deux pays sont relativement similaires (rouge clair, blanc, bleu clair) ou celles où les contributions proviennent d’un pays en particulier. Le rouge indique les zones où les contributions des États‑Unis sont plus importantes que celles du Canada, et le bleu indique l’inverse. Le transport est clairement important lorsque la contribution des États‑Unis au Canada est comparable à la contribution du Canada, et vice versa.

Figure 3‑10. Attribution de l’ozone selon la PA16 à partir a) des émissions américaines et b) des émissions canadiennes; selon la RCU23 à partir c) des émissions américaines et d) des émissions canadiennes; selon la RCU28 à partir e) des émissions américaines et f) des émissions canadiennes. Tous les résultats sont des moyennes des MQCOM8 de mai à septembre.

Figure 3‑11. Ratio d’ozone entre les États‑Unis et le Canada à partir des scénarios de modélisation de la PA16 (a), de la RCU23 (b), et de la RCU28 (c) des États‑Unis.

Dans le cas des États‑Unis, les figures illustrent que les contributions du Canada à l’ozone sont le plus souvent inférieures à un quart des contributions des États‑Unis. Les contributions du Canada peuvent être plus proches de la moitié des contributions des États‑Unis dans une bande étroite le long de la limite nord du Montana, du Dakota du Nord, de l’État de New York, du Vermont, du New Hampshire et du Maine. La contribution maximale du Canada à l’ozone aux États‑Unis se situe dans le coin nord‑ouest de l’État de Washington. Cet effet est également visible à la figure 3-10.

Au Canada, les contributions des États‑Unis à l’ozone sont souvent plus importantes que les contributions du Canada. C’est le plus souvent le cas dans les régions moins peuplées. Par exemple, les contributions des États‑Unis peuvent être quatre fois supérieures aux contributions du Canada dans les parties ouest de l’Ontario. Dans les régions plus peuplées de l’Ontario, cependant, la contribution des États‑Unis est de deux à deux tiers supérieurs à la contribution du Canada. Une exception notable est Windsor et l’ensemble du comté d’Essex, où l’effet du flux transfrontalier est plus important à cause de la proximité de la frontière et des zones métropolitaines américaines. Bien que les émissions en provenance des États‑Unis influent sur les concentrations d’ozone au Canada, il convient de noter que les émissions locales et la formation locale d’ozone dans certaines régions de l’est du Canada jouent un rôle important dans les concentrations élevées d’ozone proches ou supérieures aux NCQAA. En outre, le document intitulé Évaluation scientifique du smog au Canada (Environment Canada, 2012) a indiqué que le transport intercontinental de polluants de l’Asie vers l’Amérique du Nord peut se produire pendant l’hiver et au début du printemps, ce qui contribue aux concentrations defond^{Note de bas de page 19}  à la surface et conduit à des augmentations de la pollution de l’air ambiant partout au Canada et aux États‑Unis, depuis les latitudes moyennes jusqu’à l’Arctique. Le transport intercontinental de l’ozone et de ses précurseurs (provenant par exemple des émissions de l’Asie) est explicitement pris en compte dans la modélisation de l’EPA à l’échelle hémisphérique, qui fournit des conditions frontières horaires pour la modélisation à plus petite échelle. La modélisation d’ECCC inclut implicitement le transport à longue distance par le biais de conditions frontières climatologiques. Ces dernières représentent les concentrations d’ozone et de précurseurs provenant de l’extérieur du domaine, et incluent donc le transport transpacifique (p. ex. depuis l’Asie) dans un sens moyen, mais n’incluraient pas le comportement épisodique associé aux épisodes de transport à longue distance.

3.6 Conséquences sur la santé

L’exposition à court terme à l’ozone peut provoquer de nombreux effets respiratoires selon le niveau d’exposition. Ces effets comprennent de petits changements transitoires ou réversibles de la fonction pulmonaire, l’inflammation des voies respiratoires et d’autres symptômes respiratoires (p. ex. toux, gorge irritée et douleur lors d’une inspiration profonde), mais aussi des conséquences plus graves pour la santé nécessitant notamment une visite aux services d’urgence et une hospitalisation (US EPA, 2020c). Outre les effets susmentionnés, Santé Canada a conclu que l’exposition aiguë à l’ozone entraîne probablement un risque accru de mortalité non accidentelle totale et de mortalité cardiopulmonaire totale (Health Canada, 2013). Des études portant sur des expositions à court terme à des concentrations élevées d’ozone font également état d’une association probable avec des effets métaboliques (US EPA, 2020c). L’exposition à long terme à l’ozone serait liée à l’aggravation de maladies pulmonaires telles que l’asthme et la maladie pulmonaire obstructive chronique et pourrait entraîner l’apparition de l’asthme (US EPA, 2020c). Des études menées dans des endroits où les concentrations d’ozone sont élevées font également état d’associations entre l’exposition à long terme à l’ozone et les décès dus à des problèmes respiratoires. Certaines populations, comme les personnes souffrant de maladies respiratoires préexistantes (p. ex. l’asthme), les enfants, les personnes âgées, les personnes qui travaillent à l’extérieur, les personnes présentant certaines variations génétiques (p. ex. enzymes antioxydantes et médiateurs inflammatoires) et les personnes ayant un apport réduit en certains éléments nutritifs (p. ex. les vitamines C et E) courent un risque plus élevé de conséquences sur leur santé (US EPA, 2020c). Santé Canada conclut qu’il n’y a pas de données indiquant l’existence d’un seuil sous lequel l’ozone ne pose aucun risque à la santé de la population (Health Canada, 2013). Au Canada, le fardeau sur la santé que représentaient les dépassements de la concentration de fond en 2016 a été estimé à 4 100 décès prématurés par année, auxquels s’ajoute un grand nombre de troubles respiratoires, avec un coût économique de 30 milliards de dollars par année (en dollars canadiens de 2016) (Health Canada, 2021).

Les moyennes pondérées en fonction de la population sont utilisées pour estimer les concentrations ambiantes auxquelles une population est exposée, en moyenne. En tant que telles, les concentrations pondérées en fonction de la population sont un bon indicateur de la direction et de l’ampleur des conséquences sur la santé. Les séquences de modélisation de mise à zéro d’ECCC et de l’EPA ont été utilisées pour estimer les contributions des sources américaines et canadiennes aux MQCOM8, pondérés en fonction de la population, de mai à septembre. Cette analyse utilise l’ensemble de données Gridded World Population, version 4, pour les estimations de population sur une grille à intervalles de 2,5 minutes d’arc. Les données sur les concentrations d’ozone ont été interpolées sur la grille avec les données de population pour calculer la moyenne pondérée en fonction de la population. Les contributions aux concentrations moyennes pondérées en fonction de la population sont indiquées à la figure 3‑12 et à la figure 3‑13. Chaque graphique représente une population distincte : a) toutes les personnes se trouvant dans la zone tampon de 500 km ou dans un État de la ZGEP; b) la population américaine se trouvant dans cette zone; et c) la population canadienne se trouvant dans cette zone. Chaque catégorie de sources représente un sous‑ensemble de sources d’émission : « toutes » représente l’ensemble des sources d’émissions du Canada et des États‑Unis, « américaines » représente uniquement les sources anthropiques situées aux États‑Unis, et « canadiennes » représente uniquement les sources anthropiques situées au Canada. Aux fins de la modélisation de l’EPA, le libellé « canadiennes » comprend les émissions du Canada et du Mexique. Cependant, les contributions mexicaines sont si petites que l’on peut ne pas en tenir compte près de la frontière canadienne, et c’est pourquoi seules les sources canadiennes sont indiquées.

Figure 3‑12. Contributions moyennes (ppb) modélisées par ECCC des sources (toutes, américaines, canadiennes) aux maximums quotidiens des concentrations d’ozone moyennes sur 8 heures (MQCOM8), pondérés en fonction de la population, de mai à septembre, touchant les populations résidant en deçà de 500 km ou dans les États de la ZGEP, dans la partie américaine ou la partie canadienne.

Les concentrations d’ozone moyennes, pondérées en fonction de la population, issues de la modélisation d’ECCC, sont présentées à la figure 3‑12. Pour toutes les populations situées dans la zone tampon de 500 km de part et d’autre de la frontière ou dans un État de la ZGEP (figure 3‑12a), on constate que les émissions américaines contribuent davantage à la concentration d’ozone moyenne, pondérée en fonction de la population, et que les émissions canadiennes y contribuent moins^{Note de bas de page 20} . Cela s’explique par le fait que la population américaine est plus nombreuse et qu’elle entraîne donc des conséquences concomitantes plus importantes. Des contributions semblables sont observées pour les populations américaines situées dans la zone tampon de 500 km ou dans un État de la ZGEP (figure 3‑12b). Pour les populations du Canada situées dans la zone tampon de 500 km (figure 3‑12c), les émissions du Canada et des États‑Unis ont un effet comparable sur les concentrations d’ozone moyennes, pondérées en fonction de la population. Les concentrations d’ozone totales, pondérées en fonction de la population (« toutes » les sources à la figure 3‑12a), sont plus faibles dans la partie canadienne de la zone tampon de 500 km que dans la partie américaine. Les concentrations d’ozone pondérées en fonction de la population devraient diminuer au Canada et aux États‑Unis entre 2015 et 2025, principalement en raison d’une baisse des contributions des sources américaines. Entre 2025 et 2035, d’après les projections, les concentrations d’ozone pondérées en fonction de la population connaîtront peu de changements.

La modélisation par l’EPA des moyennes pondérées en fonction de la population est présentée à la figure 3‑13 et concorde généralement avec la modélisation effectuée par ECCC. En deçà de 500 km de la frontière du côté américain (figure 3‑13b), le MQCOM8 total de 2016 devrait diminuer d’environ 10 % d’ici 2028. La contribution canadienne est généralement petite, tout comme l’ampleur des diminutions d’une année à l’autre.

Figure 3‑13. Contributions moyennes (ppb) modélisées par l’EPA des sources (toutes, américaines, canadiennes) aux maximums quotidiens des concentrations d’ozone moyennes sur 8 heures (MQCOM8), pondérés en fonction de la population, de mai à septembre, touchant les populations résidant en deçà de 500 km ou dans les États de la ZGEP, dans la partie américaine ou la partie canadienne.

Il n’est pas possible de déterminer quantitativement les tendances en comparant directement les résultats de la modélisation de la PA16 et de la RCU23 pour les contributions propres aux États‑Unis et au Canada. Toutefois, la réduction des émissions aux États‑Unis indiquée à la catégorie « toutes » entre les modélisations de la RCU16 et de la RCU23 peut être considérée, en grande partie, comme étant attribuable aux sources américaines, étant donné que les contributions canadiennes sont relativement marginales dans cette zone. En deçà de 500 km de la frontière du côté canadien (Figure 3‑13c), le MQCOM8 total de 2016 devrait diminuer de 5 % en 2028. Pour les valeurs pondérées en fonction de la population, les contributions des États‑Unis et du Canada sont presque égales en 2016. D’après les modélisations de la RCU, les contributions des États‑Unis au Canada de 2023 à 2028 diminuent plus rapidement que les contributions du Canada. Les réductions des contributions des États‑Unis sont plus importantes du côté américain de la frontière que du côté canadien, bien que les pourcentages soient semblables.

Pour attribuer les conséquences de l’ozone sur la santé au Canada à des sources américaines et canadiennes, Santé Canada a appliqué l’Outil pour évaluer les avantages d’une meilleure qualité de l’air (version 3) (Judek et al., 2019) aux données produites par les séquences de modélisation de mise à zéro d’ECCC pour 2015, comme dans Pappin et al. (2024). Étant donné que les séquences de modélisation doivent être interprétées de manière qualitative, comme il est décrit à la section 3.5, l’analyse des conséquences sur la santé doit également être interprétée en conséquence. La figure 3‑14 présente les rapports estimés entre les contributions de sources américaines et celles de sources canadiennes relativement aux conséquences totales de l’ozone sur la santé, par division de recensement canadienne. Les zones en orange et en jaune indiquent que la contribution des sources américaines aux conséquences locales sur la santé dépasse celle des sources canadiennes, tandis que les zones en vert indiquent des contributions plus importantes des sources canadiennes. Le flux transfrontalier de l’ozone et de ses précurseurs des États‑Unis vers le Canada contribue à une part importante des conséquences sur la santé dans le centre du Canada et au Canada atlantique ainsi qu’en Colombie‑Britannique, et constitue globalement la principale source de conséquences sur la santé en Ontario, au Québec, au Manitoba, en Nouvelle‑Écosse, au Nouveau‑Brunswick, à Terre‑Neuve‑et‑Labrador et à l’Île‑du‑Prince‑Édouard. Certaines grandes régions du Québec et de Terre‑Neuve‑et‑Labrador sont touchées par des contributions comparables des sources canadiennes et des sources américaines, mais beaucoup d’entre elles sont relativement peu peuplées. En outre, un tiers de la contribution totale aux conséquences de l’ozone transfrontalier sur la santé se produit dans les provinces canadiennes où les contributions américaines sont inférieures aux contributions canadiennes (rapport < 1). La majorité des conséquences sur la santé découlant des flux transfrontaliers d’ozone se produit à moins de 300 km de la frontière entre le Canada et les États‑Unis, ainsi qu’en Ontario et au Québec. Au Canada, les conséquences sur la santé attribuables aux flux transfrontaliers d’ozone devraient diminuer entre 2015 et 2025, puis augmenter jusqu’en 2035, en partie à cause de l’augmentation du nombre de Canadiens susceptibles de subir des conséquences négatives sur leur santé en raison du vieillissement, et de la croissance de la population canadienne due à l’augmentation de l’immigration. Il convient de noter que ces résultats ne tiennent pas compte des effets des changements climatiques sur la météorologie ni des répercussions qui en découlent sur la qualité de l’air et la santé.

Figure 3‑14. Rapport entre les contributions de sources américaines et celles de sources canadiennes aux conséquences totales sur la santé liées à l’ozone au Canada (estimées en tant que valeur économique annuelle), par division de recensement. a) Les rapports tiennent compte des conséquences sur la santé estimées à partir des concentrations d’ozone moyennes quotidiennes maximales sur 1 heure, de mai à septembre; b) Les rapports tiennent compte des conséquences sur la santé estimées à partir des concentrations d’ozone moyennes quotidiennes maximales sur 1 heure, sur 1 année. Les rapports supérieurs à 1 indiquent que la contribution des sources américaines aux conséquences locales sur la santé dépasse celle des sources canadiennes, tandis que les rapports inférieurs à 1 indiquent une plus grande contribution des sources canadiennes. Les rapports sont basés sur la mise à zéro dans GEM‑MACH pour 2015.

3.7 Conséquences sur l’environnement

Il existe une relation de cause à effet entre l’exposition à l’ozone et les conséquences sur la végétation (US EPA, 2020c). L’ozone est absorbé par les plantes à travers les pores, ou stomates, de leurs feuilles et peut causer des dommages physiques directs entraînant un vieillissement prématuré des plantes, une réduction de la photosynthèse, une réduction de la multiplication des plantes, des symptômes foliaires visibles (p. ex. décoloration, nécrose), une réduction de l’absorption du dioxyde de carbone, une vulnérabilité accrue aux attaques des ravageurs, une augmentation de la mortalité des arbres, une réduction de la productivité primaire, et d’autres encore (US EPA, 2020c). Ces changements au niveau de chaque plante peuvent entraîner une réduction de la croissance et du rendement de la végétation, une réduction de la capacité de stockage du carbone et des changements écosystémiques, car les plantes plus résistantes à l’ozone peuvent devenir dominantes. L’ampleur des dommages subis par chaque plante dépend de la concentration ambiante d’ozone, de la capacité de détoxication, de l’ampleur de l’ouverture des stomates (qui dépend de l’heure de la journée), de la teneur en eau du sol et des conditions météorologiques. L’ozone peut également réduire la capacité des écosystèmes forestiers à fournir des services écologiques tels que la filtration de l’air et la séquestration du carbone. Ces conséquences néfastes sur la végétation peuvent se traduire par une baisse du rendement des cultures (US EPA, 2020c).

Pour estimer les conséquences des flux transfrontaliers d’ozone sur la production de cultures agricoles canadiennes, ECCC a utilisé le module agricole du Modèle d’évaluation de la qualité de l’air pour estimer le changement du produit des ventes du secteur agricole pour 19 types de cultures au Canada, associé à différentes concentrations d’ozone troposphérique. Tout d’abord, les concentrations d’ozone modélisées produites par GEM‑MACH sont introduites dans les fonctions exposition‑réponse pour les scénarios de référence et de réduction des émissions afin d’estimer les réductions de rendement. Ensuite, ces rendements sont multipliés par les hectares de champs de cultures ensemencés en 2016 et les prix des cultures. Le processus est répété pour chaque type de culture dans chacune des 68 régions agricoles de recensement du Canada, et les résultats sont agrégés à l’échelle provinciale pour estimer le changement potentiel du produit des ventes pour les producteurs agricoles.

Les réductions estimées du rendement des cultures liées à l’ozone, attribuables aux émissions canadiennes et transfrontalières, sont d’ampleur semblable. On peut s’attendre à un tel résultat, car l’ozone et les précurseurs de l’ozone (tels que le NO_X) peuvent être transportés sur de plus grandes distances à partir de sources transfrontalières vers le territoire canadien. En raison de l’étendue des terres agricoles en Alberta, en Saskatchewan et au Manitoba et des émissions importantes de précurseurs de l’ozone provenant de l’Alberta, la part des Prairies dans les réductions de rendement dues aux émissions canadiennes est plus importante. Toutefois, les estimations des réductions de rendement des cultures découlant des émissions transfrontalières sont relativement plus élevées le long du corridor Windsor‑Québec. Il convient de souligner que les réductions de rendement des cultures ne sont pas directement proportionnelles au changement de la qualité de l’air ambiant, car elles dépendent également de la superficie cultivée et de sa proximité aux sources d’émission, de sorte que les zones qui connaissent les concentrations d’ozone les plus élevées ne sont pas nécessairement celles qui sont touchées par les réductions de rendement des cultures les plus importantes.

3.8 Le méthane comme précurseur de l’ozone

Les émissions de méthane au Canada et aux États‑Unis contribuent également à la production mondiale d’ozone troposphérique. Le méthane ayant une longue durée de vie dans l’atmosphère, les concentrations de méthane sont bien mélangées, et une diminution des émissions de méthane troposphérique à un quelconque endroit finit par entraîner une diminution des concentrations d’ozone troposphérique dans le monde entier. Toutefois, les concentrations d’ozone troposphérique, en particulier dans les zones urbaines, peuvent dépendre des caractéristiques chimiques locales et régionales. Les conséquences des augmentations locales de méthane sur la production d’ozone doivent faire l’objet d’études plus approfondies. Des approches ont été élaborées dans le cadre de plusieurs études pour quantifier les effets des réductions des émissions de méthane; la plus récente de ces études est l’Évaluation mondiale du méthane (UNEP, 2021). Cette évaluation détermine les avantages d’une réduction de 10 millions de tonnes des émissions de méthane, parmi ceux‑ci : moins de décès attribuables à une maladie respiratoire liée à l’ozone (428^{Note de bas de page 21}  aux États‑Unis et 35^{Note de bas de page 22}  au Canada) et moins de visites aux services d’urgence liées à l’asthme (1 500 aux États‑Unis et 224 au Canada)^{Note de bas de page 23} . Les autres avantages comprennent moins de décès attribuables à une maladie cardiovasculaire liée à l’ozone, une plus grande production de cultures agricoles et moins de dommages écologiques causés à la végétation naturelle. Bien que les émissions de méthane près de la frontière entre les États‑Unis et le Canada n’aient pas des conséquences disproportionnées sur les conditions transfrontalières en raison du taux élevé de mélange de ce gaz à l’échelle mondiale, le méthane contribue à la production d’ozone aux États‑Unis et au Canada.

3.9 Résumé

En 2000, l’annexe sur l’ozone de l’AQA (annexe 3) a établi les engagements du Canada et des États‑Unis pour réduire les émissions de NO_X et de COV qui contribuent à la pollution transfrontalière par l’ozone. Ces engagements visaient à aider les deux pays à atteindre leurs objectifs respectifs en matière de qualité de l’air et à protéger la santé humaine et l’environnement. Au moment où l’annexe a été présentée, l’objectif à long terme était de s’assurer que les concentrations ambiantes d’ozone ne dépassent pas les normes de qualité de l’air concernant l’ozone dans chaque pays.

Le Canada et les États‑Unis ont respecté les engagements qu’ils avaient pris dans le cadre de l’annexe sur l’ozone de réduire les émissions de NO_X et de COV provenant de sources fixes et mobiles ainsi que celles des solvants, des peintures et des produits de consommation. Les émissions nationales de NO_X et de COV du Canada ont diminué de 36 % et de 49 %, respectivement, entre 1990 et 2020. Les émissions atmosphériques nationales de NO_X et de COV des États‑Unis ont diminué de 70 % et de 48 %, respectivement, entre 1990 et 2020^{Note de bas de page 24} .

Les concentrations ambiantes d’ozone ont également diminué dans la région frontalière entre le Canada et les États‑Unis depuis l’établissement de l’annexe sur l’ozone. La quatrième valeur annuelle la plus élevée des MQCOM8 a diminué de plus de 10 ppb dans de nombreuses stations de surveillance en Ontario, au Québec et dans les Maritimes, et de jusqu’à 20 ppb dans certaines stations des États des Grands Lacs et de la vallée de l’Ohio, où les concentrations d’ozone sont les plus élevées. Les programmes réglementaires et non réglementaires conçus pour respecter les engagements de réduction des émissions, pris dans le cadre de l’annexe sur l’ozone, ainsi que les programmes conçus pour répondre à d’autres objectifs et à des exigences réglementaires ou juridiques du Canada et des États‑Unis, ont contribué à la réduction des concentrations d’ozone.

Malgré les progrès réalisés, les régions du sud de l’Ontario et du sud du Québec continuent de présenter des concentrations d’ozone plus élevées, qui s’approchent ou dépassent la NCQAA relative à l’ozone pour 2020, fixée à 62 ppb. D’après les projections de modélisation, les concentrations d’ozone devraient diminuer dans les années à venir, à mesure que de nouveaux règlements visant à réduire les émissions entreront en vigueur. Toutefois, selon la modélisation de la qualité de l’air réalisée par ECCC, le sud de l’Ontario devrait se classer au 4^e rang pour les MQCOM8, qui continueront de dépasser la NCQAA relative à l’ozone pour 2025 (60 ppb) en 2035.

Le transport de l’ozone dans le nord‑est des États‑Unis et la vallée de l’Ohio favorise la circulation vers le Canada, et le transport en provenance des États‑Unis continue de contribuer à une grande partie de l’ozone d’origine humaine au Canada. Les résultats des modélisations de l’EPA et d’ECCC concernant l’effet des émissions américaines et canadiennes concordent généralement – l’effet le plus important continue de toucher le corridor Windsor‑Québec, les émissions des États‑Unis influant également sur les concentrations d’ozone dans le sud‑ouest de la Colombie‑Britannique, dans la région du Grand Vancouver et de Victoria, dans le sud de l’Alberta, dans la région du Grand Toronto et de Hamilton et dans la région de Montréal, tant pour ce qui est des émissions actuelles que des émissions futures projetées. L’effet des émissions américaines sur les concentrations d’ozone dans les villes canadiennes situées en deçà de 500 km de la frontière va de moins de 5 % à Calgary à environ 40 % à Windsor, d’après les résultats de la modélisation d’ECCC. Le transport de l’ozone du Canada vers les États‑Unis peut également être observé, dans une moindre mesure, dans une bande étroite le long de la frontière, dans le nord du Montana, le Dakota du Nord, l’État de New York, le Vermont, le New Hampshire et le Maine, la zone d’effet la plus importante se situant dans le nord‑ouest de l’État de Washington.

L’ozone continue d’avoir des conséquences importantes sur la santé publique et la production agricole aux États‑Unis et au Canada. Le transport transfrontalier est observé dans les deux pays, mais il a un effet plus important au Canada, où les conséquences sur la qualité de l’air et la santé résultant des émissions de polluants atmosphériques des États‑Unis sont plus grandes que les conséquences aux États‑Unis résultant des émissions de polluants atmosphériques du Canada. Les résultats de modélisation prévoient que le flux transfrontalier d’ozone et de ses précurseurs des États‑Unis vers le Canada contribue à une part importante des conséquences sur la santé dans le centre du pays et le Canada atlantique et constitue la principale source de conséquences sur la santé en Ontario, au Québec, en Nouvelle‑Écosse, au Nouveau‑Brunswick, à Terre‑Neuve‑et‑Labrador et à l’Île‑du‑Prince‑Édouard. L’analyse donne également à penser que le flux transfrontalier des États‑Unis vers le Canada entraîne également des réductions du rendement des cultures, en particulier le long du corridor Windsor‑Québec.

4 Particules fines

En quoi consistent les PM_2,5 : L’abréviation PM (particulate matter) est un terme général utilisé pour décrire un mélange de particules solides et de gouttelettes en suspension dans l’air. Les PM sont caractérisées en fonction de leur taille et comprennent des particules grossières (PM₁₀), qui se composent de particules d’un diamètre égal ou inférieur à 10 microns (mm), et des particules fines (PM_2,5), qui se composent de particules d’un diamètre égal ou inférieur à 2,5 mm. La présente évaluation se concentre sur les PM_2,5, en raison du fardeau considérable qu’elles représentent pour la santé et parce que ces particules peuvent rester en suspension dans l’air pendant plusieurs jours, voire plusieurs semaines, qu’elles peuvent être transportées par les vents sur de grandes distances et qu’elles font donc l’objet d’un transport atmosphérique transfrontalier en Amérique du Nord. Les PM_2,5 directement émises dans l’atmosphère (également appelées PM_2,5 primaires) proviennent de sources telles que la poussière, les embruns ou les sources de combustion. Les PM_2,5 secondaires sont formées par le biais de réactions chimiques dans l’atmosphère mettant en jeu des gaz précurseurs provenant d’une grande variété de sources du secteur des transports, de sources de combustion et de sources industrielles. Les principaux gaz précurseurs des PM_2,5 sont le NH₃, le SO₂, les NO_X et les COV.

Évaluations scientifiques bilatérales des PM_2,5 précédentes dans le cadre de l’AQA : Le Canada et les États‑Unis ont déjà envisagé d’ajouter une annexe à l’AQA pour traiter les PM_2,5 transfrontalières. Les deux pays ont convenu de travailler sur les bases scientifiques, techniques et réglementaires nécessaires pour étudier l’ajout d’une annexe sur les PM à l’AQA, y compris une proposition de mise à jour de l’Évaluation Canada‑États‑Unis portant sur le transport frontalier des particules, qui a été achevée en 2004. Dans l’évaluation de 2004 (PDF) (US EPA et Environment Canada, 2004), on conclut que les concentrations de PM varient de manière significative d’une région géographique à l’autre et que le transport transfrontalier des PM et de leurs précurseurs peut être suffisamment important pour compromettre le respect des normes nationales dans les deux pays (US EPA et Environment Canada, 2004). En 2011, le Canada et les États‑Unis ont créé le Conseil de coopération en matière de réglementation afin de mieux harmoniser les approches réglementaires des deux pays, dans la mesure du possible. L’une des initiatives liées à l’environnement exigeait des deux pays qu’ils envisagent d’élargir l’AQA afin de s’attaquer aux PM transfrontalières, qui sont le polluant atmosphérique le plus souvent responsable de décès prématurés, sur la base de régimes de réglementation comparables dans les deux pays (Regulatory Cooperation Council, 2011).

Dans l’Évaluation Canada‑États‑Unis portant sur le transport frontalier des particules de 2013 (PDF), on conclut que : « En raison des effets considérables des MP_2,5 sur la santé et l’environnement, les deux pays devraient assurer le suivi des progrès et partager les renseignements pertinents pour réduire les émissions de MP_2,5, améliorer la qualité de l’air et mettre en œuvre des programmes au fil du temps » (ECCC et US EPA, 2016). L’Évaluation indique en outre qu’« il serait judicieux d’aborder les MP_2,5 d’une façon ou d’une autre dans le cadre de l’Accord Canada‑États‑Unis sur la qualité de l’air ». Par conséquent, le Canada et les États‑Unis ont convenu d’inclure les PM_2,5 dans le cadre du présent rapport d’examen et d’évaluation. Ce rapport tient compte de l’évolution des connaissances scientifiques sur les conséquences des PM_2,5 sur la santé humaine, des progrès en matière d’outils de modélisation utilisés pour estimer ces conséquences et des règlements mis en œuvre dans les deux pays depuis 2013.

4.1 Normes et lignes directrices relatives à la qualité de l’air

Tel qu’il est décrit à la section 3.1, le Canada et les États‑Unis ont établi des normes de qualité de l’air pour protéger la santé des humains et des écosystèmes. Le tableau 4‑1 présente une comparaison des NCQAA et des NAAQS des États‑Unis les plus récentes pour les PM_2,5. Les mesures (ou formes statistiques) des normes canadiennes et américaines sont identiques, bien que les États‑Unis disposent de normes primaires (basées sur la santé) et secondaires (basées sur le bien‑être) pour les PM_2,5.

Tableau 4‑1. Normes nationales de qualité de l’air ambiant pour les PM_2,5

4.2 Tendances des émissions de PM_2,5 primaires et de précurseurs des PM_2,5

Les concentrations ambiantes de PM_2,5 dépendent à la fois des émissions directes de PM_2,5 primaires et des émissions de précurseurs, qui peuvent donner lieu à la formation de PM_2,5 secondaires. Dans de nombreux emplacements aux États‑Unis et au Canada, les PM secondaires représentent la majorité de la masse des PM_2,5, dont une grande proportion est dérivée, au moins en partie, de précurseurs d’origine humaine. Au Canada, le transport à longue distance du NH₃ ambiant contribue à l’augmentation des concentrations de PM_2,5, en particulier dans les régions où les émissions locales de NH₃ sont faibles, comme le sud de l’Ontario et du Québec (Environment Canada, 2009). Les sections ci‑dessous montrent les tendances des émissions directes de PM_2,5 primaires et de NH₃ en tant que précurseur des PM_2,5. Les émissions d’autres précurseurs des PM_2,5 – NO_X, SO₂ et COV – (voir la section 2.1 et la section 3.1) ont toutes diminué de manière significative au Canada et aux États‑Unis. Bien que les PM_2,5 ne soient pas visées par l’AQA, les États‑Unis et le Canada continuent de prendre des mesures nationales pour réduire les PM_2,5 et leurs précurseurs.

4.2.1 Canada

La figure 4‑1 montre les émissions de PM_2,5 primaires au Canada provenant de sources anthropiques (à l’exclusion des feux de forêt). En 2020, environ 1,4 million de tonnes métriques de PM_2,5 primaires ont été émises au Canada (ECCC, 2022). La poussière, qui représente 62 % des émissions totales de PM_2,5, provient principalement des activités de construction (35 % des émissions totales de PM_2,5) et des routes non pavées (25 % des émissions totales de PM_2,5). L’agriculture est la deuxième source en importance et représente 24 % des émissions totales de PM_2,5, la plupart des émissions provenant de la production de cultures agricoles.

Les sources commerciales/résidentielles/institutionnelles représentent 7 % supplémentaires des émissions totales de PM_2,5 en 2020, la combustion de bois de chauffage résidentiel (6 %) étant le plus important contributeur. De 1990 à 2020, les émissions nationales de PM_2,5 primaires du Canada ont diminué de 15 % (250 000 tonnes métriques) (ECCC, 2022).

Comme indiqué ci‑dessus, les émissions provenant des feux de forêt ne sont pas incluses dans l’IEPA du Canada, à l’exception des brûlages dirigés qui sont inclus dans la catégorie de sources « Incendies (excluant les feux de forêt) ». Les feux de forêt constituent toutefois une source importante de PM_2,5 primaires au Canada. En prenant comme référence les saisons de feux de forêt de 2013 à 2016, le total des PM_2,5 émises par les feux de forêt varie de 790 000 à 1 700 000 tonnes métriques (Munoz‑Alpizar et al., 2017). Par conséquent, les émissions provenant des feux de forêt sont du même ordre de grandeur que les émissions primaires totales de PM_2,5 provenant de sources anthropiques (~1 200 000 à 1 700 000 tonnes métriques).

Figure 4‑1. Tendances des émissions de PM_2,5 au Canada, 1990‑2020