Rapport sur la caractérisation du bassin atmosphérique de Georgia Basin-Puget Sound 2014 : chapitre 12


12. Dépôts atmosphériques et effets écologiques

Patrick Shaw, Chris Eckley, Donna Strang, Bill Taylor, Sarah Hanna, Roxanne Vingarzan (Environnement Canada) et Julian Aherne (Université Trent)

La pollution atmosphérique peut avoir des effets importants sur les écosystèmes aquatiques et terrestres. À des niveaux de pollution faibles, ces effets pourraient inclure des dommages aux tissus végétaux (Krzyzanowski et al., 2006), la perte d’espèces végétales sensibles et les changements de la structure de la communauté qui en résultent (Emmett, 2007, Geiser et Neitlich, 2007, Bobbink et al., 2010), ainsi que les changements de la composition chimique du sol (Tomlinson, 2003). À des niveaux de dépôt élevés de polluants acidifiants en particulier, des changements irréparables de la composition chimique du sol par l’intermédiaire d’une perte de cations basiques (Jeziorski et al., 2008) et des modifications importantes de la chimie des eaux de surface peuvent être observés (Lawrence, 2002). La sensibilité des espèces varie considérablement, mais aucune d’entre elles ne résiste totalement aux effets des polluants atmosphériques.

Dans le présent chapitre, les répercussions écologiques des espèces sulfurées et azotées ainsi que des polluants atmosphériques dangereux, tels que les composés organochlorés et le mercure qui résultent des dépôts atmosphériques, feront l’objet d’un examen.

12.1 Aperçu des dépôts atmosphériques

Les polluants atmosphériques peuvent se déposer sur des surfaces telles que des bâtiments, des arbres, des terrains découverts ou des eaux de surface. Il peut s’agir de dépôts humides, lorsque les polluants sont récupérés dans l’air par la pluie, la neige, le brouillard, ou de dépôts secs lorsque les polluants se déposent sous la forme de gaz ou de matières particulaires. Dans le cas des dépôts secs, les particules sont éliminées de l’atmosphère par la gravité à une vitesse déterminée par leur taille et leur densité. La vitesse à laquelle les gaz et les particules se déposent sur la surface est exprimée en vitesse des dépôts, une valeur qui est modélisée mathématiquement pour plusieurs contaminants dans l’atmosphère, dans différentes conditions météorologiques (Vet et al., 2004).

Étant donné que deux processus et méthodes de surveillance indépendants sont présentés, des calculs distincts doivent être effectués pour les flux des dépôts humides et secs, dont la somme est le flux total de contaminants dans une région donnée. Les dépôts humides sont calculés à l’aide des concentrations en ion mesurées dans des échantillons de précipitations prélevés au cours d’une certaine période sur des sites d’échantillonnage des précipitations. Il n’est pas pratique d’entreprendre directement la surveillance des dépôts secs. On déduit donc le flux à partir des mesures des concentrations dans l’air ambiant. Le flux des dépôts secs est le produit des concentrations atmosphériques quotidiennes mesurées (µg/m3) et des vitesses moyennes quotidiennes modélisées des dépôts (m/s) pour chaque contaminant. Le flux ou la charge de contaminants totaux dans une région donnée sont exprimés en masse par unité de surface par unité de temps. Lorsqu’elle est intégrée au cours d’une année entière, la charge de contaminants est habituellement exprimée en unités de kg par an pour le soufre et l’azote ou en mg par an pour les polluants à l’état de traces tels que le mercure. Pour représenter le potentiel d’acidification lorsque l’apport d’un certain nombre d’espèces chimiques peut être en cause, les apports sont souvent exprimés en termes de charges chimiques, généralement en équivalents par unité de surface par an (éq. par an).

12.1.1 Effets nocifs des dépôts de soufre et d’azote

Les dépôts acides surviennent lorsque le dioxyde de soufre (SO2) et les oxydes d’azote (NOx) réagissent avec la vapeur d’eau dans l’atmosphère afin de produire l’acide sulfurique (H2SO4) et l’acide nitrique (HNO3). Le dioxyde de soufre est émis au cours de la combustion de combustibles fossiles (pétrole et charbon) et de la fusion de minerais riches en pyrites. Les émissions d’oxydes d’azote ont principalement lieu pendant la combustion de combustibles. Sur le plan géographique, la plupart des pluies acides sont observées dans la moitié est du Canada et des États-Unis, les sources d’émissions les plus importantes de polluants atmosphériques acides se trouvant dans les régions industrielles de l’est de l’Amérique du Nord et les vents en altitude transportent ces polluants généralement de l’ouest vers l’est. Les dépôts acides ont donné lieu à l’acidification des sols et des eaux de surface dans le monde entier, entraînant des effets nocifs sur les organismes terrestres et aquatiques.

En plus des dépôts acides, l’excès d’azote est une préoccupation croissante à l’échelle mondiale (Fenn et al., 2003, Galloway et al., 2003, Bleeker et al., 2011) et a été déterminé comme un problème important en Colombie-Britannique (Schindler et al., 2006). Bien que l’azote constitue un élément nutritif essentiel, l’enrichissement en azote au-delà des besoins ou des capacités d’assimilation des écosystèmes peut conduire à une saturation en azote (voir la Figure 12.1 concernant les systèmes alpins) et, en fonction de l’espèce azotée en cause, peut également être à l’origine d’une acidification (Aber et al., 1989, Stoddard, 1994). Les résultats peuvent comprendre l’eutrophisation, l’acidification des sols et des eaux de surface (Aber et al., 1989, Stoddard, 1994) ainsi que des modifications de la composition des communautés aquatique et terrestre, couramment liées à des changements vers des espèces de plantes nitrophiles (Bergström et Jansson, 2006). Des preuves de changements de la composition des espèces communautaires ont été observées dans le cadre des assemblages de diatomées, au sein des communautés végétales du Colorado Front Range (Bowman et al., 2006) et chez les espèces de lichens dans le nord-ouest du Pacifique (États-Unis) (Fenn et al., 2003, Geiser et al., 2010).

 

Figure 12.1 Continuum des effets des excès chroniques de dépôts d’azote sur les régions alpines. D’après Porter et Johnson (2007).

Figure 12.1 Continuum des effets des excès chroniques de dépôts d’azote sur les régions alpines. D’après Porter et Johnson (2007). (Voir la description ci-dessous)

Description de la figure 12.1

La figure 12.1 est un schéma avec une flèche à la gauche qui indique des charges d'azote accrues du bas vers le haut et du texte qui décrit les effets des dépôts d'azote chroniques sur les régions alpines situées le long de la flèche selon le niveau de charges d'azote. Il n'y a pas d'unités ni d'échelle numérique. Au bas de la figure, dans la région où les charges d'azote sont les moins importantes, il y a une augmentation du nitrate dans les lacs et les cours d'eau. Ensuite, il y a un changement des communautés de phytoplancton qui est rapidement suivi par un changement des communautés de lichens. Au-dessus du changement des communautés de lichens, il y a un changement de la composition chimique foliaire et du sol, et ensuite un changement des espèces végétales alpines. Les deux effets principaux sont mis en évidence en rouge : il s'agit de l'acidification épisodique et ensuite de l'acidification chronique.

 

12.1.2 Sensibilité aux dépôts de soufre et d’azote

L’eau et les sols qui manquent d’alcalinité naturelle ont un pouvoir tampon faible, résistent peu aux changements du pH et sont vulnérables aux dépôts acides. Les eaux de surface dans le sud-ouest de la Colombie-Britannique sont très sensibles à l’acidification, en raison de la dominance d’un substrat rocheux dont la résistance aux intempéries est faible (Wiens et al., 1987). La géologie de la côte de la Colombie-Britannique est dominée par le complexe intrusif côtier (Stowell and McClelland, 2000), une vaste région composée de substrat rocheux granitique très résistant. L’île de Vancouver, en revanche, fait partie du terrane de Wrangellie, dans l’ouest de l’Amérique du Nord (Greene et al., 2005), qui contient un nombre relativement plus important de carbonates et des roches basaltiques résistant mieux aux intempéries. Le pouvoir tampon du substrat rocheux peut être résumé en catégories d’altération générales (Figure 12.2), d’après Nanus et al. (2009) : catégorie 1 - pouvoir tampon faible, voire inexistant (p. ex. granite, quartzite, gneiss); catégorie 2 - pouvoir tampon modéré (p. ex. diorite, granodiorite); catégorie 3 - pouvoir tampon élevé (p. ex. basalte, gabbro); catégorie 4 - pouvoir tampon très élevé (p. ex. roches métamorphiques indifférenciées, olivine) et catégorie 5 - pouvoir tampon extrêmement élevé (p. ex. pierre calcaire, marbre, roches intrusives basiques). Les substrats rocheux des catégories 1 et 2 faiblement résistants aux intempéries dominent la côte sud, tandis que la catégorie 3 et celles qui suivent sont courantes sur l’île de Vancouver (Figure 12.2).

Les effets de l’excès d’azote seront les plus visibles dans les environnements à haute altitude où des sols minces, une végétation clairsemée et une saison de croissance courte contribueront à une lixiviation dans des plans d’eau locaux (Baron et al., 2000). La structure de la communauté végétale jouera un rôle majeur dans la détermination des capacités d’assimilation de l’azote d’un paysage. Par exemple, les bassins versants dominés par des espèces fixatrices d’azote, telles que l’aulne rouge, peuvent contenir suffisamment d’azote sans dépôt atmosphérique (Compton et al., 2003). Les processus de dénitrification peuvent fonctionner dans certaines situations afin d’atténuer les effets de l’excès d’azote (Aber et al., 1989).

 

Figure 12.2 Carte du sud-ouest de la Colombie-Britannique présentant le potentiel d’altération du substrat rocheux allant du pouvoir tampon faible (catégorie 1) au pouvoir tampon extrêmement élevé (catégorie 5). Assemblée par Beverley Raymond, Environnement Canada, selon la classification du substrat rocheux de Nanus et al. (2009) et la géologie de base du substrat rocheux du ministère des Mines et des Ressources pétrolières de la Colombie­Britannique.

Figure 12.2 Carte du sud-ouest de la Colombie-Britannique présentant le potentiel d’altération du substrat rocheux allant du pouvoir tampon faible (catégorie 1) au pouvoir tampon extrêmement élevé (catégorie 5). Assemblée par Beverley Raymond, Environnement Canada, selon la classification du substrat rocheux de Nanus et al. (2009) et la géologie de base du substrat rocheux du ministère des Mines et des Ressources pétrolières de la Colombie­Britannique. (Voir la description ci-dessous)

Description de la figure 12.2

La figure 12.2 est une carte du sud-ouest de la Colombie-Britannique et du nord-ouest de l'État de Washington. La partie canadienne de la région du bassin de Georgia et du bassin atmosphérique de Puget Sound est tracée en noir; des couleurs dans la province permettent de déterminer la catégorie d'altération. Il y a cinq niveaux de potentiel d'altération allant du pouvoir tampon faible (catégorie 1) au pouvoir tampon extrêmement élevé (catégorie 5).

Il y a seulement quelques très petits secteurs de catégorie 1 dans le bassin de Georgia, et ceux-ci sont principalement observés le long de la limite est. Deux très petits secteurs de catégorie 1 se trouvent à proximité de Whistler.

Le potentiel d'altération de catégorie 2 domine une grande partie de la région continentale du bassin atmosphérique au nord et à l'est de la vallée du Fraser. La côte Sunshine entre la baie Howe et le bras Jervis est principalement une région de catégorie 2 en ce qui concerne le potentiel d'altération; c'est également le cas de la plus grande partie de la région de la chaîne Côtière. Certains petits secteurs sont relevés sur l'île de Vancouver et des les îles Gulf, plus particulièrement au centre de l'île Saltspring et dans la péninsule Saanich, ainsi que dans une bande qui s'étend de l'est à partir de Port Renfrew le long de la rivière San Juan. D'autres régions de catégorie 2 en ce qui concerne le potentiel d'altération sont observées dans les montagnes autour du lac Cowichan.

Le potentiel d'altération de catégorie 3 survient à l'échelle de la vallée du bas Fraser et le long de la côte Sunshine, au nord du bras Jervis. On l'observe également le long des côtes est et sud de l'île de Vancouver, à l'échelle de la plupart des îles Gulf, et dans une bande nord-sud inégale tout juste à l'est de Hope.

Le potentiel d'altération de catégorie 4 domine la zone montagneuse à l'est du lac Cultus. Il est observé dans une bande inégale à l'est du lac Harrison, et encore une fois dans la région de Hope. La catégorie 4 couvre la plus grande partie de l'île Texada et les zones montagneuses à l'ouest de Campbell River et de Courtenay. Le potentiel de catégorie 4 est observé de façon inégale au nord de Port Renfrew et couvre les régions de Victoria et de Malahat.

Le potentiel d'altération de catégorie 5 est observé seulement sporadiquement dans une bande inégale qui s'étend du nord par le nord-ouest à partir du lac Harrison et dans des petits secteurs autour de la baie Howe et du bras Jervis.

 

12.2 Réseaux de mesures des dépôts

Les réseaux servant à mesurer les dépôts atmosphériques sont présents dans le bassin atmosphérique du bassin de Géorgia dans l’État de Washington et en Colombie-Britannique.

Par le passé, la province de Colombie-Britannique maintenait un réseau de stations pour mesurer la chimie de l’atmosphère (le réseau d’échantillonnage des précipitations de la Colombie-Britannique) relativement aux dépôts humides. De 1983 à 2006, lorsque le programme a été interrompu, jusqu’à 14 sites dans le sud-ouest de la Colombie­Britannique ont été surveillés. À l’heure actuelle, seul un site se surveillance de la composition chimique des précipitations demeure actif dans la province, sur l’île Saturna, dans le détroit sud de Géorgia. L’état actuel des capacités de surveillance rend quasiment impossible l’évaluation adéquate des conditions actuelles, ainsi que des changements et tendances des flux de substances acidifiantes ou tampons en Colombie-Britannique. Ce défaut est abordé plus loin au chapitre 15 intitulé « Résumé des principales constatations et répercussions ».

En Colombie-Britannique, le seul site d’échantillonnage des précipitations sur l’île Saturna fait partie du Réseau canadien d’échantillonnage des précipitations et de l’air (RCEPA), un réseau national non urbain de surveillance de la qualité de l’air qui mesure les dépôts humides et secs des produits chimiques acidifiants, ainsi que l’ozone troposphérique et certains métaux lourds. Des échantillons quotidiens d’eau de pluie relativement à l’hydrure (acidité sous la forme du pH), au sulfate, au nitrate, au chlorure et aux cations basiques (comme le calcium, le magnésium, le potassium et le sodium) sont analysés pour estimer les dépôts humides et des échantillons quotidiens des cartouches filtrantes (air) fournissent des dépôts secs. Les stations du Réseau canadien d’échantillonnage des précipitations et de l’air (RCEPA) sont situées de manière à s’assurer que les mesures sont représentatives à l’échelle régionale et qu’elles ne sont pas touchées par des sources locales de pollution atmosphérique à proximité.

Les mesures des dépôts dans la partie américaine du bassin atmosphérique sont menées par le National Atmospheric Deposition Program/National Trends Network (NADP/NTN). Il s’agit d’un effort de coopération entre de nombreux groupes différents, parmi lesquels les Stations expérimentales agricoles d’État, la Geological Survey des États-Unis, le département de l’Agriculture des États-Unis et d’autres entités gouvernementales et privées. Le but du réseau est de recueillir des données sur la chimie des précipitations afin d’en surveiller les tendances géographiques et temporelles à long terme. À chaque station, les précipitations sont prélevées chaque semaine et analysées : hydrures (acidité sous la forme du pH), sulfates, nitrates, ammonium, chlorure et cations basiques (comme le calcium, le magnésium, le potassium et le sodium). L’évaluation des dépôts secs est réalisée par le réseau Clean Air Status Trends Network (CASTNET). Le réseau CASTNET est considéré comme la principale source américaine de données atmosphériques pour estimer les dépôts acides secs et obtenir des données sur les concentrations d’ozone en milieu rural. Aux États-Unis, le CASTNET fait partie de la base de données constituée par le programme NADP, et la complète. Comme en Colombie-Britannique, les sites de surveillance dans le nord-ouest du Pacifique sont dispersés géographiquement. Dans la partie américaine de Georgia Basin, se trouve un site du programme NADP au parc national des North Cascades et un site du programme NADP-CASTNET situé au même endroit, au sud, dans le parc national Mount Rainier.

12.3 Charges de soufre et d’azote dans le bassin de Georgia/Puget Sound

Jusqu’à récemment, les recherches axées sur les charges de soufre et d’azote ont été menées dans l’est du Canada et des États-Unis où des effets environnementaux négatifs ont été à l’origine d’accords internationaux visant à réduire les émissions de SO2et de NOx. Ce n’est que récemment que l’accent a été mis sur l’ouest où des préoccupations relatives à l’expansion de l’industrie, aux transports et à l’urbanisation ont encouragé à effectuer de nouvelles recherches sur les effets des dépôts de soufre et d’azote. Une bonne part de ces recherches récentes s’est orientée vers la compréhension des sources, l’élaboration de charges critiques pour les dépôts et la surveillance de la réaction des écosystèmes au soufre et à l’azote dans la moitié ouest du continent (Aherne et Shaw, 2010).

12.3.1 Modélisation des dépôts

Les estimations des dépôts sur de vastes régions géographiques ont recours à des modèles informatiques qui combinent les inventaires de sources d’émissions, les conditions météorologiques observées ou modélisées et les estimations de la cinétique chimique dans l’atmosphère. Un modèle en particulier, le Community Multiscale Air Quality Model (CMAQ: Byun et Schere, 2006) a permis de découvrir une application précieuse en matière de compréhension des charges de dépôts dans le bassin de Georgia/Puget Sound.

Des chercheurs à l’Université de la Colombie-Britannique ((Université de la Colombie­Britannique, 2007) ont mené des simulations quotidiennes sur une zone géographique (domaine) couvrant la majeure partie du sud-ouest de la Colombie-Britannique et l’État de Washington à l’aide du modèle CMAQ à une résolution de 4 km sur 4 km pour une grande partie de la période comprise entre 2004 et 2006, en ayant recours à l’inventaire des émissions le plus récent à partir de 2000. La sortie horaire a été résumée et utilisée pour cartographier les flux annuels totaux d’azote et de soufre. Le total des dépôts de soufre a varié de < 1 à > 30 kg par an, les concentrations les plus élevées ayant été constatées près des routes de navigation maritimes et des principaux centres de population (Figure 12.3). Les points chauds particuliers observés dans le nord-ouest de l’État de Washington sont liés aux activités industrielles locales, y compris la raffinerie de pétrole de Cherry Point et une fonderie d’aluminium à Ferndale. La majeure partie du bassin a reçu moins de 8 kg S par an.

 

Figure 12.3 Total des dépôts annuels modélisés de soufre dans le bassin de Georgia/Puget Sound à une résolution de la grille de 4 km sur 4 km, à l’aide d’un inventaire des émissions atmosphériques de 2000. Carte produite en utilisant les données du modèle CMAQ provenant de l’Université de la Colombie-Britannique (2007).

Figure 12.3 Total des dépôts annuels modélisés de soufre dans le bassin de Georgia/Puget Sound à une résolution de la grille de 4 km sur 4 km, à l’aide d’un inventaire des émissions atmosphériques de 2000. Carte produite en utilisant les données du modèle CMAQ provenant de l’Université de la Colombie-Britannique (2007). (Voir la description ci-dessous)

Description de la figure 12.3

La figure 12.3 est une carte du sud-ouest de la Colombie-Britannique et du nord-ouest de l'État de Washington. Le bassin de Georgie et le bassin atmosphérique de Puget Sound sont tracés en noir et des couleurs indiquent les dépôts de soufre totaux en kg/ha par an pour la plus grande partie du bassin atmosphérique (à l'exception des extrémités très au nord et au sud). Les incréments, en kg/ha par an, sont les suivants : 0 à 2, 2 à 5, 5 à 8, 8 à 12, 12 à 18, 18 à 25, 25 à 30, et plus de 30.

Les dépôts de soufre totaux sont de moins de 8 kg/ha par an dans la plus grande partie du bassin atmosphérique. Des secteurs de dépôts se situant entre 8 et 18 kg/ha par an sont observés autour de Powell River, de Campbell River, de Courtenay, et à proximité de l'extrémité sud du lac Buttle dans le parc Strathcona. Ils surviennent également près de Nanaimo, de Duncan, et de Langdale, dans le détroit de Georgie à l'ouest du Grand Vancouver, le long de l'inlet Burrard, autour de Port Angeles, et dans la région de Everett à Tacoma. Des secteurs de dépôts dans la fourchette de 18 à 25 kg/ha par an sont observés à Nanaimo, à Vancouver, et dans la région autour de Tacoma. Dans la région immédiatement autour de Tacoma, les dépôts de soufre sont de l'ordre de 25 à 30 kg/ha par an. Deux endroits ont des dépôts de plus de 30 kg/ha par an; il s'agit de la région entre la baie Bellingham et la baie Birch, et la région autour de Anacortes, qui couvre l'île Fidalgo et la baie Padilla.

 

Le total des dépôts annuels d’azote a varié de < 1 à > 30 kg N par an pendant la période comprise entre 2005 et 2006 (Figure 12.4), la plupart des valeurs ayant été inférieures à 12 kg N par an. Des points chauds dont la valeur dépasse > 30 kg N par an ont été signalés dans la vallée du Fraser, dans la partie sud-ouest, en lien avec des activités agricoles mixtes, et dans la zone centrale où des rejets d’ammoniac provenant de l’élevage intensif de la volaille et du bétail entraînent des dépôts très élevés.

Les résultats des travaux de l’Université de la Colombie-Britannique ont été largement corroborés dans une modélisation indépendante sur une grille de résolution plus grossière concernant les états du nord-ouest du Pacifique, à l’aide du modèle CMAQ par Porter (2007). Les estimations des dépôts annuels ont été calculées à partir de dix années de données de modélisation (1990-1999). Les points chauds particuliers relatifs aux dépôts d’azote et de soufre correspondaient aux principaux centres de population (Vancouver, Seattle, Portland) et à des corridors de transport à volume élevé, mais ils étaient moins liés à la production agricole, peut-être en raison de la résolution plus faible.

 

Figure 12.4 Total des dépôts annuels modélisés d’azote dans le bassin de Georgia/Puget Sound pour une résolution de la grille de 4 km sur 4 km, à l’aide d’un inventaire des émissions atmosphériques de 2000. Carte produite en utilisant les données du modèle CMAQ provenant de l’Université de la Colombie-Britannique (2007).

Figure 12.4 Total des dépôts annuels modélisés d’azote dans le bassin de Georgia/Puget Sound pour une résolution de la grille de 4 km sur 4 km, à l’aide d’un inventaire des émissions atmosphériques de 2000. Carte produite en utilisant les données du modèle CMAQ provenant de l’Université de la Colombie-Britannique (2007). (Voir la description ci-dessous)

Description de la figure 12.4

La figure 12.4 est une carte du sud-ouest de la Colombie-Britannique et du nord-ouest de l'État de Washington. Le bassin de Georgie et le bassin atmosphérique de Puget Sound sont tracés en noir et des couleurs indiquent les dépôts d'azote totaux en kg/ha par an pour la plus grande partie du bassin atmosphérique (à l'exception des extrémités très au nord et au sud). Les incréments, en kg/ha par an, sont les suivants : 0 à 2, 2 à 5, 5 à 8, 8 à 12, 12 à 18, 18 à 25, 25 à 30, et plus de 30.

Les dépôts d'azote totaux sont de moins de 2 kg/ha par an au-dessus du détroit de Georgie et du détroit de Juan de Fuca. L'île de Vancouver, les îles Gulf, l'archipel de San Juan, la péninsule olympique, les Cascades, et la chaîne Côtière au nord de la baie Howe ont des dépôts d'azote totaux de 2 à 8 kg/ha par an. Les montagnes de la rive nord, la région entre Hope et le lac Harrison, et la plus grande partie de la région des Cascades ouest jusqu'à Puget Sound ont des dépôts de 8 à 18 kg/ha par an. La région autour d'Olympia a également des dépôts de 8 à 18 kg/ha par an. La région autour de l'inlet Burrard et le long du fleuve Fraser de Burnaby à Agassiz (à l'exception de Richmond) a des dépôts d'azote de l'ordre de 18 à 25 kg/ha par an; c'est également le cas de la partie nord de Seattle. Deux régions avec des dépôts de l'ordre de 25 à 30 kg/ha par an sont observées à Chilliwack, et à Kent, dans l'État de Washington. Des régions avec des dépôts d'azote totaux de plus de 30 kg/ha par an sont observées dans l'ouest de Surrey, autour d'Abbotsford, et autour de Bellingham.

 

12.3.2 Mesures des dépôts dans le bassin de Georgia et du Puget Sound

Au cours de la période 2004-2006, trois stations (une station du Réseau canadien d’échantillonnage des précipitations et de l’air et deux stations du réseau CASTNET) dans le bassin de Georgia/Puget Sound surveillaient les dépôts humides et secs : l’île Saturna, le parc national Mount Rainier et le parc national des North Cascades. Parmi les trois sites, entre 2004 et 2006, l’île Saturna présentait le total le plus élevé de dépôts annuels de soufre et d’azote, tandis que le total de dépôts le plus faible était observé dans le parc national Mount Rainier (Figure 12.5). Les dépôts humides de soufre et d’azote étaient comparables entre les trois stations, mais les estimations de dépôts secs étaient considérablement plus élevées à la station du Réseau canadien d’échantillonnage des précipitations et de l’air. Bien que cela puisse être dû à des facteurs géographiques et météorologiques, tels que l’altitude et les jours de pluie, la méthode utilisée par chaque réseau pour estimer les dépôts secs exercera aussi une influence sur ces observations (Schwede et al., 2011).

 

Figure 12.5 Dépôts moyens annuels (a) humides et secs de soufre et (b) d’azote à trois sites dans le nord-ouest du Pacifique (kg par an) pour 2004­2006 en se fondant sur les données du Réseau canadien d’échantillonnage des précipitations et de l’air et du réseau CASTNET.

Figure 12.5 Dépôts moyens annuels (a) humides et secs de soufre et (b) d’azote à trois sites dans le nord-ouest du Pacifique (kg par an) pour 2004­2006 en se fondant sur les données du Réseau canadien d’échantillonnage des précipitations et de l’air et du réseau CASTNET. (Voir la description ci-dessous)

Description de la figure 12.5

La figure 12.5 est composée de deux diagrammes à barres empilées. À la gauche, il y a des barres présentant les dépôts secs et humides de sulfure en kg/ha par an à l'île Saturna, au parc national du Mont Rainier et au parc national des North Cascades. À la droite, il y a des barres présentant les dépôts secs et humides d'azote en kg/ha par an à l'île Saturna, au parc national du Mont Rainier et au parc national des North Cascades.

Les dépôts humides de soufre à l'île Saturna sont d'un peu plus de 1 kg/ha par an, alors que les dépôts secs de soufre sont d'environ 1,5 kg/ha par an. Les dépôts humides de soufre au parc national du Mont Rainier sont d'un peu moins de 1 kg/ha par an, alors que les dépôts secs de soufre sont d'environ 0,1 kg/ha par an. Au parc national des North Cascades, les dépôts humides de soufre sont d'environ 1,2 kg/ha par an, alors que les dépôts secs de soufre sont d'environ 0,1 kg/ha par an.

Les dépôts humides d'azote à l'île Saturna sont d'environ 1,8 kg/ha par an, alors que les dépôts secs d'azote sont d'environ 0,7 kg/ha par an. Les dépôts humides d'azote au parc national du Mont Rainier sont d'environ 1 kg/ha par an, alors que les dépôts secs d'azote sont d'environ 0,1 kg/ha par an. Au parc national des North Cascades, les dépôts humides d'azote sont d'environ 1,6 kg/ha par an, alors que les dépôts secs d'azote sont d'environ 0,2 kg/ha par an.

 

Par rapport à la période 1998-2000, les trois sites ont connu une baisse du total des dépôts annuels de soufre et d’azote pendant la période 2004-2006. La diminution du total des dépôts annuels de soufre était située dans la fourchette de 27 à 48 %, tandis que celle du total des dépôts annuels d’azote, plus modeste, était comprise entre 9 et 16 % (R. Vet, comm. pers.).

Dans la plupart des sites du Réseau canadien d’échantillonnage des précipitations et de l’air au Canada, les dépôts humides prédominent. L’île Saturna, toutefois, où les deux processus contribuent à des valeurs à peu près équivalentes, constitue une exception (voir la Figure 12.5). Sur une base saisonnière, l’île Saturna présente des flux de dépôts humides et secs de soufre plus élevés en automne et en hiver. Une tendance saisonnière est moins évidente en ce qui concerne les dépôts d’azote (Vet et al., 2004).

Aherne et al. (2010) ont examiné 18 années (1990-2007) de données sur la composition chimique des précipitations de l’île Saturna et les ont comparées à celles des trois autres sites du Réseau canadien d’échantillonnage des précipitations et de l’air dans l’est du Canada. Ils ont conclu que le bassin de Georgia était moins influencé par des émissions anthropiques de soufre et d’azote que l’est du Canada, l’île Saturna présentant des dépôts de soufre bien plus faibles. Néanmoins, les tendances à long terme du sulfate, du nitrate et du pH pour l’île Saturna ont toutes présenté une amélioration pendant les 18 années, illustrant bien la situation de l’est du Canada et laissant entendre que toutes les régions ont réagi de la même manière aux réductions des émissions à grande échelle en vertu de l’Accord Canada-États-Unis sur la qualité de l’air. Par conséquent, bien que la côte de la Colombie-Britannique ne présente pas les émissions de soufre élevées fréquentes dans l’est du Canada, ses écosystèmes aquatiques et forestiers demeurent vulnérables aux dépôts acides, en raison des faibles propriétés tampons du sol et de la composition géologique sous-jacente (Wiens et al., 1987).

Dans la région de Puget Sound, les données concernant le total des dépôts de soufre et d’azote sont accessibles par l’entremise du site de surveillance dans le parc national Mount Rainier (Figure 12.6 et Figure 12.7) montrent la composition et les tendances annuelles des dépôts de soufre et d’azote respectivement au mont Rainier (Environmental Protection Agency des États-Unis, 2010). Les dépôts humides de soufre et d’azote sont le processus dominant dans le parc National Mount Rainier. Les données du programme NADP/NTN et du réseau CASTNET révèlent des tendances du total de soufre et d’azote à la baisse pendant la période 1996-2008 dans l’ouest du Canada (MACTEC Engineering and Consulting, 2010). Cependant, la tendance n’est pas si manifeste pour les sites des parcs nationaux sur le mont Rainier dans le Puget Sound (Figure 12.6 et Figure 12.7).

Afin de comparer avec les données concernant le mont Rainier, les dépôts totaux de soufre aux 17 stations de surveillance situées dans l’ouest des États-Unis représentaient en moyenne 0,5 à 2 kg par an pour la période de 1996 à 2008. En ce qui concerne l’azote, les dépôts totaux moyens étaient compris entre 1 et 4 kg par an pour la même période (MACTEC Engineering and Consulting, 2010).

 

Figure 12.6 (a) Composition des dépôts totaux de soufre selon l’espèce pour la période 2007-2009 dans le parc national Mount Rainier (b) Dépôts totaux annuels de soufre (kg par an) dans le parc national Mount Rainier (1996-2009). Seules les années d’échantillonnage complètes sont présentées (Environmental Protection Agency des États-Unis, 2010).

Figure 12.6 (a) Composition des dépôts totaux de soufre selon l’espèce pour la période 2007-2009 dans le parc national Mount Rainier (b) Dépôts totaux annuels de soufre (kg par an) dans le parc national Mount Rainier (1996-2009). Seules les années d’échantillonnage complètes sont présentées (Environmental Protection Agency des États-Unis, 2010). (Voir la description ci-dessous)

Description de la figure 12.6

La figure 12.6 est composée de deux parties; à la gauche, il y a un diagramme à secteurs qui montre la composition des dépôts totaux de soufre selon l'espèce dans le parc national Mount Rainier, et à la droite, il y a un diagramme à barres empilées qui montre le total des dépôts humides et secs annuels de soufre par an en kg/ha par an.

Le diagramme à secteurs à la gauche montre que 92,7 % des dépôts totaux de soufre sont composés de SO4 humide, 3,6 % sont composés de SO4 sec, et 3,6 % sont composés de SO2sec.

Le diagramme à barres à la droite présente l'information suivante.

  • En 1996, les dépôts humides totaux de soufre étaient d'environ 1,75 kg/ha par an, et les dépôts secs totaux de soufre étaient d'environ 0,3 kg/ha par an.
  • En 1997, les dépôts humides totaux de soufre étaient d'environ 1,75 kg/ha par an, et les dépôts secs totaux de soufre étaient d'environ 0,2 kg/ha par an.
  • En 1998, les dépôts humides totaux de soufre étaient d'environ 1,25 kg/ha par an, et les dépôts secs totaux de soufre étaient d'environ 0,3 kg/ha par an.
  • En 1999, les dépôts humides totaux de soufre étaient d'environ 1,8 kg/ha par an, et les dépôts secs totaux de soufre étaient d'environ 0,4 kg/ha par an.
  • En 2000, les dépôts humides totaux de soufre étaient d'environ 1,75 kg/ha par an, et les dépôts secs totaux de soufre étaient d'environ 0,5 kg/ha par an.
  • En 2001, les dépôts humides totaux de soufre étaient d'environ 1,25 kg/ha par an, et les dépôts secs totaux de soufre étaient d'environ 0,3 kg/ha par an.
  • En 2002, les dépôts humides totaux de soufre étaient d'environ 1,3 kg/ha par an, et les dépôts secs totaux de soufre étaient d'environ 0,15 kg/ha par an.
  • En 2004, les dépôts humides totaux de soufre étaient d'environ 0,9 kg/ha par an, et les dépôts secs totaux de soufre étaient d'environ 0,15 kg/ha par an.
  • En 2005, les dépôts humides totaux de soufre étaient d'environ 1,0 kg/ha par an, et les dépôts secs totaux de soufre étaient d'environ 0,1 kg/ha par an.
  • En 2006, les dépôts humides totaux de soufre étaient d'environ 1,1 kg/ha par an, et les dépôts secs totaux de soufre étaient d'environ 0,1 kg/ha par an.
  • En 2009, les dépôts humides totaux de soufre étaient d'environ 1,4 kg/ha par an, et les dépôts secs totaux de soufre étaient d'environ 0,1 kg/ha par an.

 

Figure 12.7 (a) Composition des dépôts totaux d’azote selon l’espèce pour la période 2007-2009 dans le parc national Mount Rainier (b) Dépôts totaux annuels d’azote (kg par an) dans le parc national Mount Rainier (1996-2009). Seules les années d’échantillonnage complètes sont présentées (Environmental Protection Agency des États-Unis, 2010).

Figure 12.7 (a) Composition des dépôts totaux d’azote selon l’espèce pour la période 2007-2009 dans le parc national Mount Rainier (b) Dépôts totaux annuels d’azote (kg par an) dans le parc national Mount Rainier (1996-2009). Seules les années d’échantillonnage complètes sont présentées (Environmental Protection Agency des États-Unis, 2010). (Voir la description ci-dessous)

Description de la figure 12.7

La figure 12.7 est composée de deux parties; à la gauche, il y a un diagramme à secteurs qui montre la composition des dépôts totaux d'azote selon l'espèce, et à la droite, il y a un diagramme à barres empilées qui montre le total des dépôts humides et secs annuels d'azote par an en kg/ha par an.

Le diagramme à secteurs à la gauche montre que 48,4 % des dépôts totaux d'azote sont composés de NO3 humide, 38,5 % sont composés de NH4 humide, 10,7 % sont composés de HNO3 sec, et 2,5 % sont composés de NH4 sec.

Le diagramme à barres à la droite présente l'information suivante.

  • En 1996, les dépôts humides totaux d'azote étaient d'environ 1,2 kg/ha par an, et les dépôts secs totaux d'azote étaient d'environ 0,4 kg/ha par an.
  • En 1997, les dépôts humides totaux d'azote étaient d'environ 1,2 kg/ha par an, et les dépôts secs totaux d'azote étaient d'environ 0,2 kg/ha par an.
  • En 1998, les dépôts humides totaux d'azote étaient d'environ 0,9 kg/ha par an, et les dépôts secs totaux d'azote étaient d'environ 0,4 kg/ha par an.
  • En 1999, les dépôts humides totaux d'azote étaient d'environ 1,15 kg/ha par an, et les dépôts secs totaux d'azote étaient d'environ 0,4 kg/ha par an.
  • En 2000, les dépôts humides totaux d'azote étaient d'environ 0,9 kg/ha par an, et les dépôts secs totaux d'azote étaient d'environ 0,4 kg/ha par an.
  • En 2001, les dépôts humides totaux d'azote étaient d'environ 0,9 kg/ha par an, et les dépôts secs totaux d'azote étaient d'environ 0,3 kg/ha par an.
  • En 2002, les dépôts humides totaux d'azote étaient d'environ 1,3 kg/ha par an, et les dépôts secs totaux d'azote étaient d'environ 0,4 kg/ha par an.
  • En 2004, les dépôts humides totaux d'azote étaient d'environ 0,9 kg/ha par an, et les dépôts secs totaux d'azote étaient d'environ 0,2 kg/ha par an.
  • En 2005, les dépôts humides totaux d'azote étaient d'environ 1,25 kg/ha par an, et les dépôts secs totaux d'azote étaient d'environ 0,2 kg/ha par an.
  • En 2006, les dépôts humides totaux d'azote étaient d'environ 1,0 kg/ha par an, et les dépôts secs totaux d'azote étaient d'environ 0,2 kg/ha par an.
  • En 2009, les dépôts humides totaux d'azote étaient d'environ 1,6 kg/ha par an, et les dépôts secs totaux d'azote étaient d'environ 0,15 kg/ha par an.

 

Outre la surveillance régulière des dépôts à long terme, des études spéciales fournissant des données sur des périodes plus courtes ont été effectuées de temps à autre. Entre 1999 et 2002, l’échantillonnage a été effectué par Environnement Canada dans un certain nombre de sites. Des mesures intensives de l’azote et du soufre ont été entreprises jusqu’en 2002 dans trois sites urbains du Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique (RNSPA) : Kitsilano, le parc Rocky Point à Vancouver, le site du parc Topaz à Victoria et le site rural du Réseau canadien d’échantillonnage des précipitations et de l’air sur l’île Saturna. Une autre étude comportait un échantillonnage intensif entre mai 1999 et avril 2001 à Chilliwack, dans la vallée du bas Fraser et à Cowichan, sur l’île de Vancouver (Hay et al., 2006). Le total des dépôts annuels (humides et secs) de soufre dans quatre sites de Georgia Basin variait entre 2,8 à Victoria et 5,5 kg par an à Kitsilano pendant la période de l’étude (Figure 12.8). Le total des dépôts (humides et secs) d’azote au sein des mêmes quatre sites variait entre 2,6 sur l’île Saturna et 8,2 kg par an à Kitsilano pour la même période. Cependant, à Chilliwack, le total des charges d’azote a augmenté jusqu’à 30 kg par an en raison d’importants apports en ammoniac provenant d’activités agricoles situées à proximité (Hay et al., 2006).

Figure 12.8 (a) Total des dépôts humides et secs annuels de soufre dans quatre sites de Georgia Basin pour 2002; (b) Total des dépôts humides et secs annuels d’azote dans six sites de Georgia Basin d’après une compilation de données disponibles sur la concentration de l’air et des précipitations tirées de réseaux de surveillance et d’études spéciales menées entre 1999 et 2002 (Hay et al., 2006).

Figure 12.8 (a) Total des dépôts humides et secs annuels de soufre dans quatre sites de Georgia Basin pour 2002; (b) Total des dépôts humides et secs annuels d’azote dans six sites de Georgia Basin d’après une compilation de données disponibles sur la concentration de l’air et des précipitations tirées de réseaux de surveillance et d’études spéciales menées entre 1999 et 2002 (Hay et al., 2006). (Voir la description ci-dessous)

Description de la figure 12.8

La figure 12.8 est composée de deux diagrammes. Celui de gauche, le diagramme A, est un diagramme à barres empilées qui montre les dépôts humides et secs de soufre en kg/ha par an pour Saturna, Kitsilano, Rocky Point et Victoria. Celui de droite, le diagramme B, est un diagramme à barres empilées qui montre les dépôts humides et secs d'azote en kg/ha par an pour Saturna, Kitsilano, Rocky Point, Victoria, Chilliwack et Cowichan.

Pour Saturna, les dépôts humides totaux de soufre étaient d'environ 1,4 kg/ha par an, et les dépôts secs totaux de soufre étaient de 2,1 kg/ha par an. Pour Kitsilano, les dépôts humides totaux de soufre étaient d'environ 3 kg/ha par an, et les dépôts secs totaux de soufre étaient de 2,5 kg/ha par an. Pour Rocky Point, les dépôts humides totaux de soufre étaient d'environ 3,1 kg/ha par an, et les dépôts secs totaux de soufre étaient de 1,9 kg/ha par an. Pour Victoria, les dépôts humides totaux de soufre étaient d'environ 1,4 kg/ha par an, et les dépôts secs totaux de soufre étaient de 1,5 kg/ha par an.

Pour Saturna, les dépôts humides totaux d'azote étaient d'environ 1,5 kg/ha par an, et les dépôts secs totaux d'azote étaient de 1,5 kg/ha par an. Pour Kitsilano, les dépôts humides totaux d'azote étaient d'environ 3,0 kg/ha par an, et les dépôts secs totaux d'azote étaient de 5,0 kg/ha par an. Pour Rocky Point, les dépôts humides totaux d'azote étaient d'environ 3,1 kg/ha par an, et les dépôts secs totaux d'azote étaient de 4,0 kg/ha par an. Pour Victoria, les dépôts humides totaux d'azote étaient d'environ 1,0 kg/ha par an, et les dépôts secs totaux d'azote étaient de 4,0 kg/ha par an. Pour Chilliwack, les dépôts humides totaux d'azote étaient d'environ 10 kg/ha par an, et les dépôts secs totaux d'azote étaient de 20 kg/ha par an. Pour Cowichan, les dépôts humides totaux d'azote étaient d'environ 3,0 kg/ha par an, et les dépôts secs totaux d'azote étaient de 5,0 kg/ha par an.

 

Les mesures de la composition chimique des précipitations à long terme ont été effectuées dans la forêt expérimentale de l’Université de la Colombie-Britannique, près de Maple Ridge, à l’est de Vancouver (Feller, 2010). Des échantillons globaux de pluie (prélevés dans un échantillonneur ouvert en permanence) ont été prélevés chaque semaine ou toutes les deux semaines à partir de la fin des années 1970 et ont été analysés pour une variété de constituants ioniques. Les dépôts globaux d’azote ont varié de 4 à 10 kg par an de 1980 à 2010. Les dépôts globaux de soufre ont baissé en passant d’une valeur maximale de 40 kg par an au début des années 1980 à une valeur moyenne d’environ 10 kg par an au cours des dernières années. Bien entendu, la conductivité de la pluie a aussi baissé, tandis que le pH a augmenté au cours de la même période.

12.4 Effets des dépôts d’azote et de soufre sur les écosystèmes de Georgia Basin

12.4.1 Acidification

L’acidification des sols et des écosystèmes forestiers a suscité de l’intérêt entre les années 1970 et 1980. Les répercussions sur la santé des forêts ont été établies, comme la perte des cations basiques (calcium, magnésium et potassium) du sol qui constituent des éléments nutritifs essentiels pour la croissance et la vitalité des arbres. La perte de cations basiques peut également diminuer la capacité du sol à neutraliser les acides entrants et augmenter ainsi l’acidité de l’eau qui entre dans les lacs et les cours d’eau (Houle, 2004). Au fil du temps, une perte de cations basiques à l’échelle du bassin hydrographique peut se produire et s’accompagner d’une perte d’espèces aquatiques essentielles (Jeziorski et al., 2008). Pour les eaux de surface, le pouvoir tampon est exprimé en « potentiel de neutralisation de l’acide » et est généralement calculé comme la somme des cations basiques moins la somme des anions acides ([Ca++Mg++K+] - [SO42-+NO3-]). Un potentiel de neutralisation de l’acide faible (< 50 µ eq/L) est typique pour les eaux très sensibles.

Au Canada, on considère que les lacs et les cours d’eau sont acidifiés lorsque le pH est inférieur à 6, niveau à partir duquel des répercussions biologiques négatives devraient se produire (Jeffries, 1997, Holt et al., 2003). Les eaux de surface acides sont liées à des concentrations élevées d’anions acides (p. ex. sulfate : SO42-, nitrate : NO3-) et à des concentrations décroissantes de cations basiques (calcium : Ca2+, magnésium : Mg2+, sodium : Na+, potassium : K+) entraînant un pouvoir tampon et un potentiel de neutralisation de l’acide faibles. À un pH faible, la solubilité de métaux (p. ex. Al3+) toxiques pour le poisson et d’autres espèces aquatiques peut augmenter (Baker et Schofield, 1982). Bien qu’une acidification naturelle soit observée dans des zones présentant des concentrations élevées d’acides organiques avec du carbone organique dissous (COD), si les dépôts de soufre et d’azote persistent, l’acidification des eaux de surface pourrait se poursuivre, notamment dans les lacs et les cours d’eau entourés par des sols minces, sensibles aux émissions acides et dont le potentiel de neutralisation de l’acide est décroissant ou inexistant.

12.4.2 Enrichissement en azote

L’acidification due à un excès d’azote réactif ne se produira qu’à des flux de dépôts très élevés et d’autres effets seront visibles à des taux plus faibles (Henrys et al., 2011). Aux États-Unis, dans le nord-ouest du Pacifique, le National Park Service et le Forest Service des États-Unis mettent en œuvre un programme afin d’élaborer des charges critiques fondées sur l’eutrophisation, car des concentrations élevées d’azote pourraient entraîner des effets indésirables à des dépôts beaucoup plus faibles que ceux requis pour l’acidification (Baron, 2006). À ce stade, des effets sur les lichens ont été établis (Geiser et Neitlich, 2007). Un rapport récent réalisé pour le National Park Service a classé les parcs nationaux Olympic, des North Cascades et Mount Rainier comme des parcs présentant un risque élevé en raison de l’enrichissement en azote. Des travaux menés dans l’État de Washington (Fenn et al., 2007, Geiser et Neitlich, 2007, Geiser et al., 2010) ont démontré que cela est le cas pour les lichens et que cela pourrait être également vrai pour les plantes vasculaires, en particulier pour les espèces alpines et subalpines. L’eutrophisation pourrait aussi constituer un problème dans les lacs en haute altitude et limités en azote et des études dans l’État de Washington étaient en cours en 2011 afin d’examiner les répercussions des dépôts d’azote atmosphérique (A. Paulson, comm. pers.).

12.5 Charges critiques

L’effet des dépôts de polluants est généralement évalué à l’aide du concept d’une charge critique basée sur les effets. Une charge critique est définie comme :

« l’estimation quantitative d’un niveau d’exposition en dessous duquel il ne semble pas exister d’effets néfastes importants sur des éléments sensibles particuliers dans un écosystème, d’après les connaissances actuelles » (Nilsson et al., 1988).

Des charges critiques peuvent être élaborées pour tout récepteur, physique ou biologique, avec un indicateur de réponse quantifiable adapté. Par exemple, des charges critiques aquatiques sont généralement établies pour refléter la capacité des plans d’eau à réguler les dépôts acidifiants entrants et à maintenir un potentiel de neutralisation de l’acide pour protéger les communautés biologiques (Henriksen et Posch, 2001). Les charges critiques du sol sont établies dans le but de maintenir les rapports des cations basiques à l’aluminium afin d’appuyer la croissance de plantes en santé (Mongeon et al., 2010) ou pour maintenir des niveaux de cations basiques (Nasr et al., 2010). Certaines charges critiques pour les dépôts d’azote constituent une protection contre la perte de biodiversité (Geiser et Neitlich, 2007, Posch et al., 2011) ou permettent de préserver la structure de la communauté de phytoplancton aquatique (Baron, 2006). Lorsque les dépôts totaux (humides et secs) acides excèdent la charge critique, la différence est définie comme un dépassement, ce qui indique des effets potentiellement négatifs sur l’écosystème particulier (Moran et al., 2008) ou les capacités d’assimilation de l’azote du système, dans le cas de l’eutrophisation.

Les charges critiques aquatiques et terrestres sont généralement calculées à l’aide de modèles de bilan massique équilibrés ou de modèles SSWC (Henriksen et Posch, 2001) et sont souvent exprimées en termes de chargement de charges comme les équivalents par an, étant donné que les dépôts acidifiants peuvent provenir d’un certain nombre d’espèces chimiques possibles. Les conversions entre les unités de mesure communes relativement aux espèces chimiques essentielles sont présentées dans le Tableau 12.1.

Tableau 12.1 Relations entre les unités utilisées pour exprimer les dépôts atmosphériques acidifiants. D’après Jeffries et Ouimet ( 2004).
Espèce chimique Kg par an Éq.par an Méq./m2 par an
SO42−
1
20,8
2,08
S
1
62,4
6,24
NO3
1
16,1
1,61
NH4+
1
55,4
5,54
N
1
71,4
7,14
Description du tableau 12.1

Le tableau 12.1 indique les relations (pour cinq espèces chimiques) entre trois différentes unités utilisées pour exprimer les dépôts atmosphériques acidifiants.

La première rangée du tableau contient les en-têtes « Espèces chimiques », « kg/ha par an », « éq/ha/an », et « méq/m2/an ». La première colonne du tableau énumère les espèces chimiques pour lesquelles les conversions d’unité sont données. Les voici :

  • SO42−
  • S
  • NO3
  • NH4+
  • N

La deuxième colonne indique une valeur de 1,0 (kg/ha par an) pour toutes les espèces. La troisième colonne indique la valeur équivalente en éq/ha/an. La quatrième colonne indique la valeur équivalente en méq/m2/an.

 

12.5.1 Charges critiques pour les sols

Un certain nombre de facteurs ont une incidence sur la charge critique, dont les principaux sont la présence de substrat rocheux capable de résister aux intempéries dans le bassin versant afin de fournir des cations tampons. Nasr et al. (2010) ont utilisé la méthode de bilan massique équilibrée pour faire le suivi des gains et des pertes de cations basiques dans le sol à la suite de dépôts acides, de l’altération du sol due aux intempéries et des pratiques d’utilisation des terres dans le bassin de Georgia. Plusieurs couches de données ont été synthétisées dans le cadre de l’étude, y compris la composition géologique sous-jacente, les zones biogéoclimatiques, l’altitude, les attributs du sol, la température et les précipitations. Le total des dépôts (humides et secs) moyens annuels modélisés de soufre et d’azote a été obtenu à partir du modèle CMAQ (voir la Figure 12.3 et Figure 12.4). De plus, les valeurs des dépôts humides de l’azote, du soufre et du cation interpolés géospatialement (Ca2+, Mg2+ et K+) ont été extrapolées à partir des mesures de la composition chimique des précipitations du Réseau de surveillance de la chimie des précipitations de la Colombie-Britannique maintenant archivées dans la base de données nationales sur la chimie atmosphérique (NAtChem).

Les charges critiques d’acidité des sols fondées sur un critère de zéro perte de cations basiques ont été cartographiées pour les sols des zones sèches de Georgia Basin (Figure 12.9), en plus des dépassements par le total des dépôts de soufre et d’azote (Figure 12.10). Les zones terrestres de Georgia Basin qui présentaient des dépassements de charges critiques variaient de 13 %, d’après les dépôts humides interpolés de NAtChem, à 32 %, d’après le total des dépôts (humides et secs) modélisés du modèle CMAQ. Les dépassements les plus importants ont été observés dans le nord des zones sèches de la vallée du bas Fraser, où les sols sont minces et ont un pouvoir tampon faible.

Mongeon et al. (2010) ont également évalué les effets potentiels des dépôts de soufre et d’azote sur les sols forestiers dans le bassin de Georgia à l’aide de la méthode de bilan massique équilibrée. Les charges critiques de sites en particulier ont été estimées pour 19 parcelles d’étude forestières à l’aide de taux d’altération due aux intempéries des cations basiques provenant du modèle PROFILE (Warfvinge et Sverdrup, 1992) associé à la minéralogie du sol mesurée sur place. Les critères chimiques essentiels liés à la protection des écosystèmes étaient fondés sur un rapport des cations basiques à l’aluminium de 10 afin de conserver la saturation de base des sols. Les concentrations d’aluminium dans le sol ont été modélisées à l’aide d’estimations régionales par défaut et d’estimations propres à un site de la dissolution de l’aluminium. Les dépôts modélisés du modèle CMAQ pendant la période 2005-2006 dépassaient les valeurs des charges critiques dans cinq sites d’étude sur 9 (d’après la dissolution de l’aluminium par défaut et propre à un site). Bien que les sites à haute altitude aient des sols sensibles aux émissions acides dont les taux d’altération due aux intempéries sont faibles, les charges critiques étaient le plus souvent dépassées dans les sites proches de la région de Vancouver, en raison de dépôts acides modélisés plus élevés. Les résultats sont similaires à ceux des autres régions sensibles aux émissions acides au Canada.

 

Figure 12.9 Charges critiques d’acidité des sols (éq. par an) dans le bassin de Georgia fondées sur un critère de zéro perte de cations basiques (Nasr et al., 2010).

Figure 12.9 Charges critiques d’acidité des sols (éq. par an) dans le bassin de Georgia fondées sur un critère de zéro perte de cations basiques (Nasr et al., 2010). (Voir la description ci-dessous)

Description de la figure 12.9

La figure 12.9 est une carte du sud-ouest de la Colombie-Britannique et du nord-ouest de l'État de Washington. La partie canadienne de la région du bassin de Georgia et du bassin atmosphérique de Puget Sound est tracée en noir; des couleurs permettent de relever les charges critiques d'acidité des sols en éq/ha/an. L'échelle de couleur est divisée de la façon suivante (en éq/ha/an) : « 0 à 400 », « 400 à 600 », « 600 à 800 », « 800 à 1 000 », « 1 000 à 1 200 », « 1 200 à 1 600 », « 1 600 à 1 800 » et « 1 800 à 2 000 ».

Des charges critiques de 0 à 400 éq/ha/an se produisent dans le sud de l'île de Vancouver, de la péninsule de Saanich au sud de Victoria et à l'ouest de Sooke. Elles se produisent également autour de Mill Bay, sur les îles Mayne, Saturna et Pender, et sur la rive sud de Port San Juan à Port Renfrew. Des plus petits secteurs sont observés au nord du lac Cowichan, dans les montagnes entre les lacs Horne et Comox, et dans le parc Strathcona. Dans la partie continentale, ils se produisent dans l'ensemble de Ladner et de Delta, et dans l'ensemble de Burnaby et de Coquitlam le long de la rive sud de l'inlet Burrard. Les régions autour des lacs Pitt et Harrison ont également des charges critiques de 0 à 400 éq/ha/an. La région à l'est et au sud du parc Joffre Lakes aussi loin au sud que le lac Harrison ainsi que les régions montagneuses autour des cours supérieurs de la rivière Squamish ont également des charges critiques de 0 à 400 éq/ha/an. Un petit secteur est également observé le long de la côte Sunshine, de Powell River à Lund.

Des charges critiques de 400 à 800 éq/ha/an se produisent le long de la côte est de l'île de Vancouver, vers le sud de Campbell River jusqu'à Mill Bay, le long de la côte sud-ouest de Sooke à Jordan River, et au nord-ouest, de Port San Juan au lac Nitinat. Elles se produisent également à proximité du lac Cowichan et dans le parc Strathcona. Richmond (île Lulu) a une charge critique de 400 à 600 éq/ha/an. En général, les drainages de rivière de la chaîne Côtière ont des charges critiques dans la fourchette de 400 à 1 200 éq/ha/an; les charges critiques les plus faibles se produisent à une altitude plus élevée, alors que les charges critiques plus importantes se produisent le long des cours des rivières.

Des charges critiques de 1 200 à 2 000 éq/ha/an se produisent le long de la côte sud-ouest de l'île de Vancouver dans la région délimitée par Jordan River et la rivière San Juan. Elles se produisent également à l'intérieur de la côte, entre la rivière San Juan et le lac Nitinat. La région entre les lacs Cowichan et Horne ont également des secteurs importants avec des charges critiques de 1 200 à 2 000 éq/ha/an; il en est de même pour la région entre les lacs Comox et Buttle. Ces charges critiques se produisent également le long du bras nord du fleuve Fraser jusqu'à Point Grey, le long de la rivière Chilliwack, et autour du lac Alouette. On observe également des charges critiques de 1 200 à 2 000 éq/ha/an dans les îles de la baie Howe et la côte Sunshine de Langdale à Earl's Cove, ainsi que dans une grande partie de la rive du bras Jervis et dans la région intérieure au sud du lac Powell.

 

Figure 12.10 Dépassements (éq. par an) des charges critiques des sols dans le bassin de Georgia fondés sur un critère de zéro perte de cations basiques (Nasr et al., 2010) d’après le total des dépôts moyens annuels de soufre pour la période 2004-2006 du modèle CMAQ. Les valeurs positives indiquent les régions où les dépôts sont supérieurs à la charge critique, ce qui révèle des effets négatifs potentiels.

Figure 12.10 Dépassements (éq. par an) des charges critiques des sols dans le bassin de Georgia fondés sur un critère de zéro perte de cations basiques (Nasr et al., 2010) d’après le total des dépôts moyens annuels de soufre pour la période 2004-2006 du modèle CMAQ. Les valeurs positives indiquent les régions où les dépôts sont supérieurs à la charge critique, ce qui révèle des effets négatifs potentiels. (Voir la description ci-dessous)

Description de la figure 12.10

La figure 12.10 est une carte du sud-ouest de la Colombie-Britannique et du nord-ouest de l'État de Washington. La partie canadienne de la région du bassin de Georgia et du bassin atmosphérique de Puget Sound est tracée en noir; des couleurs permettent de relever les dépassements des charges critiques des sols en éq/ha par an. L'échelle de couleur est divisée de la façon suivante (en éq/ha/an) : « -3 500 à -2 000 », « -20 000 à -1 000 », « -1 000 à -500 », « -500 à -100 », « -100 à 0 », « 0 à 200 », « 200 à 1 000 », « 1 000 à 3 000 »

Des dépassements de l'ordre de 1 000 à 3 000 éq/ha/an se produisent à Ladner et à Delta, dans l'ensemble de Burnaby et à Coquitlam le long de la rive sud de l'inlet Burrard, et le long des drainages des lacs Coquitlam, Pitt et Harrison. Ils se produisent également au sud du fleuve Fraser entre Abbotsford et Chilliwack, et autour de Courtenay sur l'île de Vancouver.

Des dépassements de l'ordre de 0 à 1 000 éq/ha/an se produisent sur l'île Lulu, à White Rock et à l'échelle de presque toutes les hautes terres de la vallée du bas Fraser. Ils se produisent également dans les régions montagneuses entre la baie Howe et le bras Sechelt. On en observe également dans la pointe sud de l'île de Vancouver, à partir de la péninsule de Saanich, dans l'ensemble de la région de Victoria, et aussi loin à l'ouest que la rivière Jordan. Des petites régions autour de Nanaimo, de Port Renfrew et de Campbell River ont également des dépassements de l'ordre de 0 à 1 000 éq/ha/an. Le reste du bassin atmosphérique a des dépôts inférieurs à la charge critique.

 

12.5.2 Charges critiques dans les lacs d’eau douce

En octobre 2008, Strang et al. (2010) ont mené une étude concernant 72 lacs en haute altitude dans le bassin de Georgia afin d’évaluer leur sensibilité aux émissions acides et de déterminer les charges critiques ainsi que les dépassements des charges critiques d’acidité. Les lacs étaient pour la plupart situés à des altitudes plus élevées et connus pour leur pouvoir tampon et leurs taux d’altération due aux intempéries faibles (d’après les cartes géologiques). Le total des dépôts (humides et secs) moyens annuels de soufre et d’azote a été modélisé à l’aide du modèle CMAQ pendant la période 2004­2006 (Figure 12.3 et Figure 12.4).

Le pH des 72 lacs variait de 5,4 à 7,3; presque 20 % des lacs avaient un pH inférieur à 6. Le potentiel de neutralisation de l’acide variait grandement et pour 21 % des lacs il était inférieur à 20 µéq/L, soit en dessous d’une concentration permettant de protéger des espèces de poissons. D’après les valeurs du potentiel de neutralisation de l’acide, 34 (47 %) lacs étaient considérés comme des lacs sensibles aux dépôts acides, 6 (8 %) lacs étaient insensibles et 32 (44 %) lacs étaient moyennement sensibles.

La charge critique moyenne fondée sur le modèle de bilan massique équilibré pour les 72 lacs représentait environ 70 méq/m2 par an, soit une valeur semblable aux lacs sensibles aux émissions acides situés dans l’est du Canada. Treize lacs (18 %) ont reçu des dépôts de soufre modélisés dépassant leur charge critique, ce qui laisse entendre que les bassins versants des lacs ne sont pas capables de réguler les intrants acides, une conséquence probable de la dominance d’un substrat rocheux dont la résistance aux intempéries est faible et d’une couverture terrestre végétale clairsemée.

Certains travaux récents portant sur l’établissement des charges critiques des dépôts d’azote des lacs alpins situés dans l’ouest des États-Unis (Saros et al., 2011) et qui font suite aux travaux menés dans le parc national des Montagnes-Rocheuses ont été effectués (Baron, 2006). À l’aide de l’analyse paléolimnologiques des communautés de diatomées et des changements des abondances des espèces dans les carottes de sédiments, ces travaux ont permis de déterminer une charge critique de 1,4 kg d’azote par an pour déclencher les effets d’un enrichissement en éléments nutritifs. Une étude similaire en cours menée par la Geological Survey des États-Unis dans le parc national des North Cascades, dans l’État de Washington (Paulson, 2011, comm. pers.), révèle également un seuil des effets des dépôts d’azote faible.

12.5.3 Estimations des charges critiques à l’aide des communautés de lichens

Geiser et al. (2010) ont étudié l’effet des dépôts d’azote sur les communautés de lichens dans l’ouest de Washington et la région de l’Oregon. Ils ont utilisé les niveaux mesurés de dépôts humides du réseau NADP/NTN, les concentrations ambiantes du réseau IMPROVEet le total des dépôts modélisés à partir du modèle CMAQ afin d’élaborer des charges critiques fondées sur la composition et les précipitations modélisées des communautés de lichens. Les charges critiques ont été définies comme des niveaux de dépôts d’azote associés à une baisse mesurable de l’abondance de lichens oligotrophes (ceux adaptés à des niveaux d’éléments nutritifs faibles) et à une augmentation des lichens eutrophes (ceux adaptés à des environnements riches en éléments nutritifs), ce qui indique des conditions de pollution plus importantes. Les charges critiques du total des dépôts d’azote fondées sur la communauté de lichens variaient dans le nord-ouest de l’Oregon et l’ouest de Washington de 3 à 9 kg/ha par an, des valeurs plus élevées ayant été observées dans les régions où les précipitations sont plus fortes (Figure 12.11 tirée de Geiser et al. 2010).

Figure 12.11 Carte des charges critiques d’azote fondées sur les communautés de lichens dans l’ouest de l’Oregon et de Washington. L’ombragé blanc indique les dépassements de 1994 à 2002 (de Geiser et al., 2010).

Figure 12.11 Carte des charges critiques d’azote fondées sur les communautés de lichens dans l’ouest de l’Oregon et de Washington. L’ombragé blanc indique les dépassements de 1994 à 2002 (de Geiser et al., 2010). (Voir la description ci-dessous)

Description de la figure 12.11

La figure 12.11 est une carte de relief de l'ouest de l'État de Washington et du nord-ouest de l'État de l'Oregon. Des couleurs sur la carte permettent de relever les charges critiques d'azote fondées sur les communautés de lichens en kg/ha par an. L'échelle de couleur est divisée de la façon suivante (en kg/ha par an) : « Moins de 2,7 », « 2,8 à 3,8 », « 3,9 à 4,8 », « 4,9 à 6,3 », « 6,4 à 7,2 », « 7,3 à 7,7 », « 7,8 à 8,6 », « 8,7 à 9,3 » et « Plus de 9,3 ». Les zones ombragées en blanc indiquent des régions avec des dépassements de la charge critique.

La seule région avec des charges critiques de moins de 2,7 kg/ha par an est une petite région autour de Sequim dans la péninsule olympique. Les régions avec des charges critiques dans la fourchette de 2,8 à 3,8 kg/ha par an sont la rive est de Puget Sound, y compris l'île Whidbey, la région de basses terres au sud et à l'ouest de Tacoma, et la pointe nord-est de la péninsule olympique, de Port Angeles à la baie Dabob.

On relève des régions avec des charges critiques supérieures à 7,8 dans les montagnes de la péninsule olympique centrale, dans les Cascades à l'est de Puget Sound, et dans la région montagneuse un peu à l'intérieur des terres à partir de la côte et du sud du fleuve Columbia. Le reste du bassin atmosphérique a des charges critiques entre 3,9 et 7,2 kg/ha par an.

Des dépassements de la charge critique se produisent dans un corridor le long de l'autoroute 5 et s'étendent le long du fleuve Columbia. Le corridor des dépassements de l'autoroute 5 s'étend de la côte est de Puget Sound jusqu'aux contreforts des Cascades et comprend l'île Whidbey et Bremmerton. Il comprend Olympia, Longview, ainsi que Portland/Vancouver, et est d'une largeur d'environ 20 à 40 km sur toute sa longueur.

 

Geiser et al. (2010) ont fait remarquer notamment que la majeure partie de la région de l’étude recevait des excès de dépôts d’azote de seulement 1 à 2 kg par an par rapport aux niveaux anthropiques préalables, ce qui permet de conclure qu’il est encore possible d’établir des règlements afin de limiter les dépôts d’azote à un niveau qui permettra de maintenir des écosystèmes de lichens naturels intacts. La Figure 12.11 indique les régions touchées par des dépassements des charges critiques de 1994 à 2002.

Raymond et al. (2010) ont étudié la chimie des tissus de trois espèces de lichens et d’une espèce de mousse à partir de 57 sites au total dans le bassin de Georgia afin de cartographier les niveaux d’azote et de soufre et de comparer les valeurs avec les estimations des dépôts modélisés. Une espèce de lichen, Platismatia glauca, a été trouvée dans 56 des 57 sites et l’azote dans les tissus variait de 0,22 à 0,91 %, tandis que le soufre variait de 0,05 à 0,22 %. Comme cela est indiqué à la Figure 12.12, la tendance de la teneur en azote dans les tissus de ce lichen reflétait plus fidèlement le total des champs de dépôts d’azote d’après les modélisations du modèle CMAQ, les niveaux les plus élevés ayant été observés à basse altitude, près des principaux centres de population et des principales sources agricoles. La tendance de la teneur en soufre était proche de celle en azote. De plus, il existait une forte corrélation entre la teneur en azote et celle en soufre dans les tissus entre les quatre espèces, ce qui montre que toutes les espèces ont répondu de façon similaire et que toutes pourraient être utilisées dans la cartographie des dépôts régionaux.

 

Figure 12.12 Teneur en azote (%) dans les tissus de l’espèce Platismatia glauca par rapport au total des dépôts (kg par an) annuels moyens d’azote modélisés à l’aide du modèle CMAQ pendant la période 2004-2006 (de Raymond et al., 2010).

Figure 12.12 Teneur en azote (%) dans les tissus de l’espèce Platismatia glauca par rapport au total des dépôts (kg par an) annuels moyens d’azote modélisés à l’aide du modèle CMAQ pendant la période 2004-2006 (de Raymond et al., 2010). (Voir la description ci-dessous)

Description de la figure 12.12

La figure 12.12 est une carte du sud-ouest de la Colombie-Britannique et du nord-ouest de l'État de Washington. Elle s'étend de la pointe sud de l'île Quadra dans le nord jusqu'à Lynnwood dans le sud, et de la baie Barkley à l'ouest jusqu'à environ Princeton, en Colombie-Britannique, à l'est. Le bassin de Georgie et le bassin atmosphérique de Puget Sound sont tracés en noir, même s'ils ne sont pas inclus au complet dans la zone cartographiée. Des couleurs sur la carte permettent de relever le total des dépôts annuels moyens d'azote modélisés à l'aide du modèle CMAQ en kg/ha par an; cette information est également présentée à la figure 12.4 Les incréments pour les couleurs de la carte, en kg/ha par an, sont les suivants : 0 à 2, 2 à 5, 5 à 8, 8 à 12, 12 à 18, 18 à 25, 25 à 30, et plus de 30. Des cercles de dimensions servant à indiquer la teneur d'azote en pourcentage dans les tissus de l'espèce Platismatia glauca sont superposés sur la carte. Les incréments pour la teneur en azote, en pourcentage, sont les suivants : 0 à 0,5; 0,5 à 1,0; 1,0 à 1,5; 1,5 à 2,0; et 2,0 et plus.

Comme il est décrit à la figure 12.4, le total des dépôts d'azote est de moins de 2 kg/ha par an au-dessus du détroit de Georgie et du détroit de Juan de Fuca. L'île de Vancouver, les îles Gulf, l'archipel de San Juan, la péninsule olympique, les Cascades, et la chaîne Côtière au nord de la baie Howe ont des dépôts d'azote totaux de 2 à 8 kg/ha par an. Les montagnes de la rive nord, la région entre Hope et le lac Harrison, et la plus grande partie de la région des Cascades ouest jusqu'à Puget Sound ont des dépôts de 8 à 18 kg/ha par an. La région autour d'Olympia a également des dépôts de 8 à 18 kg/ha par an. La région autour de l'inlet Burrard et le long du fleuve Fraser de Burnaby à Agassiz (à l'exception de Richmond) a des dépôts d'azote de l'ordre de 18 à 25 kg/ha par an; c'est également le cas de la partie nord de Seattle. Deux régions avec des dépôts de l'ordre de 25 à 30 kg/ha par an sont observées à Chilliwack, et à Kent, dans l'État de Washington. Des régions avec des dépôts d'azote totaux de plus de 30 kg/ha par an sont observées dans l'ouest de Surrey, autour d'Abbotsford et autour de Bellingham.

Sur l'île de Vancouver, les sites d'échantillonnage de Platismatia glauca et la teneur en azote (%) dans les tissus de lichens sont les suivants :

  • Sooke, 0,5 à 1,0 %
  • Victoria, deux sites avec 1,0 à 1,5 %, et 1,5 à 2,0 %
  • Centre de la péninsule de Saanich, 0,5 à 1,0 %
  • Goulets Sansum, 0,5 à 1,0 %, île Saturna, 0,5 à 1,0 %
  • Sud de l'île Galiano, 0,5 à 1,0 %
  • Nord de l'île Galiano, 0,5 à 1,0 %
  • Île Gabriola, 0,5 à 1,0 %
  • Qualicum Beach, 0,5 à 1,0 %
  • Île Hornby, 0,5 à 1,0 %
  • Île Texada, 0,5 à 1,0 %

Il y avait également treize sites d'échantillonnage supplémentaires sur l'île de Vancouver, situés à l'intérieur des terres et s'étendant de Langford à Fanny Bay; la teneur en azote (%) dans les tissus de Platismatia glauca était de 0 à 0,5 % pour tous ces sites.

Une teneur en azote (%) de 0,5 à 1,0 % a été observé dans les tissus de Platismatia glauca à des sites d'échantillonnage de la baie Saltery, des goulets Skookumchuk, de la baie Halfmoon, de Port Mellon, de l'île Bowen et de Squamish. Une teneur en azote de 1,0 à 1,5 % a été observée pour l'espèce Platismatia glauca à un site d'échantillonnage à Sechelt. On a également relevé une teneur en azote de 0 à 0,5 % pour l'espèce Platismatia glauca à deux sites entre Squamish et Whistler, et à un site le long de la baie Howe.

Dans le Lower Mainland, les sites d'échantillonnage de Platismatia glauca et la teneur en azote (%) dans les tissus de lichens sont les suivants :

  • Vancouver, deux sites avec 1,0 à 1,5 %, et 1,5 à 2,0 %
  • Burnaby, 1,0 à 1,5 %
  • Coquitlam, un site avec 1,0 à 1,5 %, et deux sites avec 1,5 à 2,0 %
  • Bras Indian, deux sites avec 1,0 à 1,5 %
  • Lac Pitt, 1,0 à 1,5 %
  • Abbotsford, 1,5 à 2,0 %
  • Mission, 0,5 à 1,0 %
  • Lac des Esclaves, 1,5 à 2,0 %
  • Chilliwack, 1,0 à 1,5 %
  • Lac Cultus, 0,5 à 1,0 %
  • Sud de Chilliwack, 1,0 à 1,5 %
  • Harrison Hot Springs, 0,5 à 1,0 %
  • Agassiz, 0,5 à 1,0 %
  • Lac Chilliwack, 0,5 à 1,0 %
  • Ladner et Delta, deux sites avec 1,0 à 1,5 %, et un site avec plus de 2 %

 

12.6 Polluants atmosphériques dangereux (PAD)

Les polluants atmosphériques dangereux (PAD) ou toxiques représentent une catégorie générale d’espèces chimiques qui sont associées à des risques pour la santé et à des conséquences écologiques graves. Plusieurs de ces contaminants se déposent facilement sur les sols ou les eaux de surface où ils peuvent être absorbés par des plantes et ingérés par des animaux et leurs effets peuvent finalement être amplifiés par l’intermédiaire de la chaîne alimentaire. Dans la présente section, les taux et tendances des dépôts de plusieurs polluants atmosphériques dangereux mesurés dans le bassin atmosphérique de Georgia Basin/Puget Sound seront examinés. Ils comprennent le mercure (Hg), les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP), les biphényles polychlorés (BPC) et les polybromodiphényléthers (PBDE).

Les hydrocarbures aromatiques polycycliques sont formés pendant la combustion de combustibles fossiles ou de la biomasse. Ils sont préoccupants, car plusieurs HAP ont été définis comme des hydrocarbures dangereux pour la santé. Les biphényles polychlorés et les PBDE appartiennent à une classe de composés connus sous le nom de polluants organiques persistants (POP). Les biphényles polychlorés sont des composés synthétiques qui étaient utilisés dans diverses applications commerciales et industrielles et qui ont été interdits en 2001, en vertu de la Convention de Stockholm sur les polluants organiques persistants. Les polybromodiphényléthers sont utilisés comme des produits ignifuges dans un large éventail de matériaux et sont, plus récemment, passés à la loupe et ont fait l’objet de règlements. Leurs propriétés physiques et chimiques et celles des composés connexes autorisent leur transport dans l’environnement, la bioaccumulation dans les chaînes alimentaires et l’amorce d’une variété de réactions toxiques à court terme et à long terme (Noël et al., 2009).

12.6.1 Mercure dans le bassin de Georgia/Puget Sound

Le mercure est rejeté dans l’atmosphère principalement au cours de la combustion du charbon et de l’incinération de déchets. Une fois émis, il peut avoir une longue durée de vie dans l’atmosphère et être transporté dans le monde entier. Après son dépôt, le mercure peut être transformé en méthylmercure. Ce dernier présente une toxicité accrue et est la forme dominante du mercure qui s’accumule dans les organismes aquatiques, chez les humains et les espèces sauvages qui les consomment. La méthylation du mercure est principalement un procédé microbien qui survient dans des milieux anoxiques tels que les terres humides, les sédiments et les sols saturés et qui a été lié à l’activité de bactéries sulfuroréductrices.

Au Canada, les concentrations atmosphériques de mercure gazeux total et les concentrations de mercure total dans les précipitations sont mesurées dans le cadre du Réseau canadien d’échantillonnage des précipitations et de l’air afin de fournir une meilleure compréhension des tendances et processus du mercure dans l’environnement. Le mercure gazeux total est mesuré sur place à des intervalles de cinq minutes et la qualité est contrôlée par l’intermédiaire du Système de gestion et de contrôle de la qualité des données de recherche (RDMQ) avant l’archivage des données horaires. Les échantillons des dépôts humides sont prélevés chaque semaine et sont expédiés à un laboratoire central aux États-Unis qui analyse tous les échantillons de mercure dans les précipitations aux États-Unis et au Canada qui font partie du réseau Mercury Deposition Network (MDN) du programme NADP/NTN. L’objectif du réseau Mercury Deposition Network est de surveiller les tendances spatiales et temporelles du mercure dans les précipitations partout en Amérique du Nord. Ces tendances peuvent servir à repérer les intrants dans les lacs et les cours d’eau.

Dépôts humides de mercure
Tendances spatiales.

Dans le cadre du Mercury Deposition Network, les concentrations totales de mercure dans les précipitations ont été mesurées à quatre endroits dans le bassin de Georgia/Puget Sound :

  • WA18 - Sur une propriété de la National Oceanographic and Atmospheric Administration (NOAA) près de la zone urbaine de Seattle, le long du bassin de Puget Sound.
  • WA03 - Dans l’écloserie de Makah, dans une région éloignée sur la pointe nord­ouest de l’État de Washington, près de l’entrée du détroit de Juan de Fuca.
  • BC06 - Sur l’île Reifel située à l’embouchure du fleuve Fraser, près de la zone urbaine de Vancouver.
  • BC16 se trouve dans la zone rurale de l’île Saturna, dans le détroit de Juan de Fuca, juste au nord de la frontière canado-américaine.

Les charges de mercure annuelles étaient plus élevées sur le site de Seattle/NOAA(WA18) que sur l’île Reifel (BC06) et le site de l’écloserie rurale de Makah (WA03) (Figure 12.13). La surveillance au site de l’île Saturna a débuté pendant l’automne 2009 et une année complète de données provenant de ce site n’était pas disponible aux fins de comparaison avec les autres sites. Les charges élevées observées dans le site de Seattle/NOAAn’étaient pas liées à des quantités de précipitations plus élevées (moyennes annuelles de 807 mm au site de Seattle/NOAA, 813 mm sur l’île Reifel et 1 509 mm à l’écloserie de Makah), mais elles reflétaient plutôt des concentrations de mercure plus élevées sur ce site. Les concentrations médianes pour la période 2001­2003 étaient de 6,5 ng/L à Seattle/NOAA(WA18) et de 5,2 ng/L sur l’île Reifel (BC06). Pour la période 2008-2009, les concentrations médianes étaient de 9,7 ng/L à Seattle/NOAA, tandis qu’elles étaient de 3,2 ng/L à l’écloserie de Makah. Bien qu’une année complète de données ne soit pas encore disponible pour l’île Saturna, les données initiales de 2009 à 2010 indiquent que les concentrations moyennes de mercure sont similaires à celles du site éloigné de l’écloserie de Makah et qu’elles sont bien plus faibles que celles du site urbain de Seattle/NOAA. Les concentrations variaient de 4,2 ng/L sur l’île Saturna (BC16) à 3,1 ng/L sur le site de la tribu Makah (WA03) et à 9,1 ng/L à Seattle/NOAA(WA18) pour la période allant de septembre 2009 à juin 2010.

 

Figure 12.13 Dépôts humides annuels de mercure total concernant les trois sites du réseau MDN du programme NADP dans le bassin de Georgia et la région de Puget Sound (adaptés du programme NADP, 2010).

Figure 12.13 Dépôts humides annuels de mercure total concernant les trois sites du réseau MDN du programme NADP dans le bassin de Georgia et la région de Puget Sound (adaptés du programme NADP, 2010). (Voir la description ci-dessous)

Remarques : WA03 = Écloserie de Makah; WA18 = NOAA de Seattle; BC06 = Île Reifel

Description de la figure 12.13

La figure 12.13 est un graphique des dépôts humides de mercure en mg/ha par an en fonction de l'année (de 1995 à 2011) pour les sites du réseau MDN du NADP à l'écloserie de Makah (WA03), au site NOAA de Seattle (WA18) et à l'île Reifel (BC06).

Pour l'écloserie de Makah, il y a des données pour 2008 et 2009. Les dépôts humides de mercure pendant ces années étaient d'environ 60 mg/ha par an en 2008 et 50 mg/ha par an en 2009.

Pour le site NOAA de Seattle, il y a des données pour la période de 1998 à 2009. En 1998, les dépôts humides de mercure étaient d'environ 50 mg/ha par an; en 1999, cette concentration a connu une forte augmentation jusqu'à environ 80 mg/ha par an avant de retomber à environ 50 mg/ha par an en 2000. De 2000 à 2005, le niveau a augmenté constamment d'environ 50 à environ 60 mg/ha par an. En 2006, il y a eu une forte augmentation jusqu'à environ 75 mg/ha par an, qui a été suivie par une retombée à environ 60 mg/ha par an en 2007. De 2007 à 2009, le niveau a augmenté constamment d'environ 60 à environ 70 mg/ha par an.

Pour l'île Reifel, il y a des données pour la période de 2001 à 2003. Les dépôts humides de mercure pendant ces années étaient d'environ 50 mg/ha par an en 2001, d'environ 30 mg/ha par an en 2002, et d'environ 40 mg/ha par an en 2003.

 

Une étude distincte (Brandenberger et al., 2010) a également permis de se pencher sur les dépôts de mercure dans la région de Puget Sound. Cette étude comprenait les données de sept sites répartis autour de la côte de Puget Sound pendant deux périodes, de septembre à décembre 2008 et de février à juin 2009. Elle a permis de trouver des flux de mercure total d’environ 4 à 14 ng/m2 par jour (de 1,46 à 5,11 µg/m2 par an ou de 14,6 à 51,1 mg par an) sans différence statistique entre les différentes stations d’échantillonnage. Elle a également permis de découvrir qu’en moyenne, 3,9 % du mercure total dans les précipitations était du méthylmercure. Il a été conclu que les flux de mercure dans la région de Puget Sound semblaient être une combinaison de sources régionales à une plus grande distance et de sources plus localisées dans la région industrielle de Tacoma.

Une étude de grande envergure connue sous le nom de Western Airborne Contaminants Assessment Project ((WACAP)) (projet d’évaluation des contaminants atmosphériques de l’ouest) menée par Landers et al. (2008) a décrit les conséquences écologiques et biologiques des contaminants atmosphériques dangereux dans huit parcs nationaux situés dans l’ouest des États-Unis et de l’Alaska. Dans les huit principaux parcs, y compris les parcs Olympic et Mount Rainier, dans la région de Puget Sound, des échantillons d’air, de neige, d’eau, de sédiments, de lichens, d’épines de conifères et de poissons ont été prélevés. Dans 12 parcs secondaires, y compris le parc national des North Cascades, un échantillonnage limité a été effectué. Les concentrations de mercure ont été analysées dans la végétation des parcs nationaux Olympic et Mount Rainier. Dans les parcs Olympic et Rainier, les concentrations de mercure dans la végétation se trouvaient dans des fourchettes moyennes et supérieures par rapport aux concentrations observées dans d’autres parcs concernés par l’étude. Bien que faibles, mais détectables, des concentrations de BPCont également été constatées dans la végétation de ces deux parcs et dans celle du parc des North Cascades.

Dans le parc national Olympic, les concentrations de mercure chez les poissons étaient parmi les plus élevées de tous les parcs échantillonnés, dépassant les seuils des contaminants pour la protection de la santé des mammifères (loutres, visons) piscivores (qui se nourrissent de poissons) et des oiseaux (martins-pêcheurs). De plus, chez certains poissons des deux lacs échantillonnés dans le parc national Olympic, le seuil des contaminants pour la protection de la santé humaine était dépassé. Dans le parc national Mount Rainier, les concentrations de mercure chez tous les poissons des deux lacs échantillonnés dépassaient les seuils des contaminants pour la protection de la santé des oiseaux (martins-pêcheurs) et les seuils de certains poissons dépassaient ceux des mammifères piscivores (loutres, visons). Les concentrations de mercure chez certains poissons d’un des lacs du parc national Mount Rainier dépassaient les seuils des contaminants pour la protection de la santé humaine. On pense actuellement que la majeure partie du mercure qui pénètre dans ces parcs nationaux arrive par l’entremise de dépôts atmosphériques à partir de sources locales, régionales et à longue distance (Landers et al., 2008). Une autre étude a analysé les concentrations de mercure et de pesticides chez les poissons recueillis à partir de 14 lacs dans les trois parcs nationaux. Du mercure a été détecté dans les poissons de tous les lacs, la concentration la plus élevée ayant été observée chez les poissons d’un lac du parc national des North Cascades (Moran et al., 2007).

Des échantillons de neige et des sédiments des lacs ont été prélevés dans les parcs nationaux Olympic et Mount Rainier, dans le cadre du projet (WACAP). Les échantillons de neige fournissent une mesure directe des charges atmosphériques annuelles étant donné que la neige représente 90 % des précipitations annuelles dans les sites alpins où les échantillons ont été prélevés. Les sédiments des lacs peuvent permettre d’obtenir les tendances historiques des charges de contaminants pour un bassin versant en particulier (Landers et al., 2008).

Dans le parc national Olympic, les données sur l’enneigement étaient uniquement disponibles pour l’année 2004. Cette année, les flux de mercure sur deux sites étaient assez élevés (proches de 104 ng/m2 par an ou de 100 mg par an), tandis que le flux de mercure à un troisième site était quelque peu inférieur (proches de 103 ng/m2 par an ou de 10 mg par an). Les résultats élevés étaient surprenants, les sources de mercure locales ou régionales en amont connues étant peu nombreuses. Une explication possible est que les dépôts provenant de sources régionales à l’est peuvent atteindre le parc avec des circulations de l’air vers l’est. De plus, la valeur médiane a été calculée à partir de seulement quelques échantillons prélevés au cours d’une seule année. Dans le parc national Mount Rainier, des échantillons de neige ont été prélevés à partir de sept sites de 2003 à 2005. Les flux de mercure variaient de 102 à plus de 103ng/m2 par an ou de 1 mg par an à plus de 10 mg par an. Le mercure mesuré dans les carottes de sédiments présentait un pourcentage d’enrichissement rapide près de la surface (à l’heure actuelle) des lacs échantillonnés dans le parc national Mount Rainier. La source de cette augmentation n’est pas connue, mais le réchauffement planétaire, l’augmentation des sources de fond global et/ou transpacifiques pourraient en être la cause (Landers et al., 2008).

Tendances temporelles

La période de mesures la plus longue existe sur le site WA18 de Seattle/NOAA. Ces mesures ont commencé en 1996 et sont en cours. Une analyse de ces donnes pour la période entre 1996 et 2005 effectue par Prestbo et Gay (2009) a trouvé une tendance décroissante significative dans les concentrations (1.1%/année) et dans les dépôts de mercure. En 1996 et 1997 la concentration moyenne de mercure (ajuste au volume) était de 19.8 et 17.5 ng/L, respectivement. Ensuite elle a diminué de façon abrupte (5.9 -9.7 ng/L) entre 1998 et 2005. Ce grand changement est attribuable à une réduction des émissions provenantes de l’incinération des déchets médicaux et municipaux (Prestbo et Gay, 2009). Dans tous les sites du réseau MDN, ainsi que les emplacements mesurés d’après Brandenberger et al., 2010, il existait une forte corrélation positive entre les dépôts de mercure total et la quantité des précipitations. À l’échelle saisonnière, le site WA18 de Seattle/NOAA(l’emplacement comprenant l’ensemble de données le plus important) a montré que les concentrations de mercure étaient considérablement plus élevées durant le printemps et l’été qu’en hiver et en automne (valeurs médianes au printemps : 11,5 ng/L; été : 13,3 ng/L; automne : 5,7 ng/L; hiver : 6,1 ng/L). Cependant, les taux des dépôts totaux étaient largement inférieurs en été (valeur médiane de 11 mg/ha) par rapport aux taux des autres saisons en raison de quantités de pluie plus faibles (valeurs médianes de 18 mg/ha en automne et en hiver et de 16 mg/ha au printemps).

Concentrations atmosphériques de mercure

Le mercure existe dans l’atmosphère sous plusieurs formes et espèces (mercure élémentaire gazeux, mercure oxydé gazeux et mercure lié aux particules) dont les vitesses des dépôts sont très différentes. Les mesures sur la spéciation du mercure atmosphérique sont effectuées à plusieurs endroits au Canada. Cependant, aucune de ces mesures n’est relevée dans le bassin atmosphérique de Georgia Basin/Puget Sound ou à proximité de celui-ci. Les mesures du mercure atmosphérique réalisées dans le bassin atmosphérique concernent le mercure gazeux total, ce qui ne comprend pas la fraction particulaire. Le mercure gazeux total a été mesuré dans deux des emplacements où les mesures des précipitations ont été effectuées : l’île Reifel (de 1999 à 2004) et l’île Saturna (de 2009 à aujourd’hui) (figure12.14). A l’île Reifel les concentrations de mercure avaient diminué par -0.055 ng m-3/annee-1 pendant la période d’étude de cinq ans (Cole et al., 2013). Puisque les mesures ont été arrêté à cet emplacement en 2004, ce n’est pas clair si cette tendance décroissante a continue dans la décennie qui a suivi. Cependant, si on compare la concentration moyenne de l’ile Reifel (1.7 ± 0.3 ng/m3) a celle plus récente de l’île de Saturna (1.4 ± 0.3 ng/m3), c’est évident qu’elles ne sont pas différentes de façon importante et qu’il n’y a pas eu des changements à l’échelle régionale dans les niveaux de mercure gazeux total.

Les concentrations moyennes de chacun de ces sites n’étaient pas considérablement différentes (1,7 ± 0,3 ng/m3 sur l’île Reifel et 1,4 ± 0,3 ng/m3 sur l’île Saturna) malgré la différence de période de cinq ans entre les mesures, ce qui laisse supposer que les concentrations de mercure atmosphérique sont demeurées stables au cours de la dernière décennie. Pour les sites situés sur l’île Saturna et sur l’île Reifel, des différences subtiles, mais significatives des concentrations de mercure entre les saisons étaient observées. Cependant, les tendances saisonnières n’étaient pas les mêmes entre les deux sites. Sur l’île Saturna, les concentrations les plus élevées étaient constatées durant le printemps (1,6 ng/m3), puis en été (1,4 ng/m3), en automne (1,2 ng/m3) et en hiver (1,1 ng/m3), tandis que sur l’île Reifel, les concentrations les plus élevées étaient observées en hiver et au printemps (1,7 ng/m3chacune) et les concentrations les plus faibles avaient lieu en été et en automne (1,6 ng/m3 chacune). Il est possible que le caractère saisonnier soit influencé par des flux transpacifiques de l’ouest provenant de régions industrielles en Asie, étant donné que cette source a été mise en cause pour d’autres contaminants atmosphériques (Jaffe et al., 2003, Harner et al., 2005, Strode et al., 2008).

 

Figure 12.14 Concentrations atmosphériques du mercure gazeux total sur l’île Reifel (de 1999 à 2004) et sur l’île Saturna (de 2009 à 2010).

Figure 12.14 Concentrations atmosphériques du mercure gazeux total sur l’île Reifel (de 1999 à 2004) et sur l’île Saturna (de 2009 à 2010). (Voir la description ci-dessous)

Description de la figure 12.14

La figure 12.14 est un graphique de la concentration du mercure en ng/m3 en fonction de l'année (de 1998 à 2009) pour les îles Reifel et Saturna. L'échelle de l'axe Y est de 0 à 12 ng/m3 et les données ont du bruit de l'ordre de 1 ng/m3.

Pour l'île Reifel, des données sont disponibles de 1999 à 2004, et aucune tendance n'est évidente. Pour l'île Saturna, des données sont disponibles pour 2009 et 2010, et encore une fois, aucune tendance n'est évidente. Comme il est indiqué dans le texte, les concentrations moyennes de l'île Reifel (1,7 ± 0,3 ng/m3) et de l'île Saturna (1,4 ± 0,3 ng/m3) n'étaient pas considérablement différentes.

 

12.6.2 Polluants organiques persistants

Bien que l’accumulation des polluants organiques persistants (POP), tels que les BPC et les PBDE, ait été consignée auparavant dans le biote de Georgia Basin/Puget Sound, l’ampleur du problème a été mise en évidence dans une étude publiée en 2000 où des épaulards de la région ont été décrits comme les « cétacés les plus contaminés de la planète » (Ross et al., 2000). Bien que les divers rejets directs dans les eaux de mer de Georgia Basin constituent probablement une source importante de ces contaminants, dans d’autres régions de l’Amérique du Nord, les dépôts atmosphériques y contribuent largement. Les biphényles polychlorés sont des contaminants anciens qui, avant leur interdiction promulguée au milieu des années 1970, étaient utilisés dans une vaste gamme de procédés industriels, y compris les services de refroidissement et les services électriques à haute tension. Les polybromodiphényléthers sont des produits chimiques ignifuges qui sont utilisés dans des produits de consommation tels que la mousse de polyuréthane, les pièces d’ordinateurs, les tapis et les textiles. Les BPC et les PBDE ont des structures semblables (Figure 12.15) et ont deux cycles phényliques et jusqu’à 209 congénères, chacun étant doté de modèles de substitution possibles différents d’un à 10 atome(s) de chlore ou de brome. Le modèle et le niveau de substitution offrent une gamme de caractéristiques physiques, y compris la volatilité, la solubilité, la bioaccumulation et la persistance dans l’environnement. Les formulations commerciales sont composées de nombreux congénères différents possibles, ce qui rend l’établissement de prévisions précises quelque peu difficile.

 

Figure 12.15 Structure de base des biphényles polychlorés (BPC) et des polybromodiphényléthers (PBDE).

Figure 12.15 Structure de base des biphényles polychlorés (BPC) et des polybromodiphényléthers (PBDE). (Voir la description ci-dessous)

Description de la figure 12.15

La figure 12.15 est un dessin de la structure chimique d'un biphényle polychloré et d'un polybromodiphényléther. Les deux substances ont une structure biphényle (deux cycles benzéniques liés). Dans un biphényle polychloré, une multitude d'atomes de chlore peuvent être fixés aux cycles benzéniques. Dans un polybromodiphényléther, la liaison entre les cycles benzéniques est une liaison d'éther.

 

Noël et al. (2009) ont quantifié les charges atmosphériques de BPC et de PBDE par l’entremise d’un échantillonnage d’une durée d’un an des produits chimiques en phase gazeuse et sous la forme d’eau de pluie dans deux sites, l’un se trouvant dans le détroit de Georgia (île Saturna) et l’autre dans un site de référence côtier (Ucluelet). Les estimations définitives des dépôts annuels pour tout le détroit de Georgia (8 900 km2) étaient de 3,5 ± 0,7 kg par an concernant les BPC et de 17,1 ± 6,1 kg par an s’agissant des PBDE. Les concentrations de biphényle polychloré sur l’île Saturna (3,9 mg par an) reflétaient celles d’un site couplé à Ucluelet (4,4 mg par an) sur la côte à l’extrémité ouest de l’île de Vancouver, ce qui laisse supposer que les deux sites pourraient représenter une concentration de fond régionale. En revanche, les concentrations de PBDE variaient entre les sites en matière de charges totales et de composition. Sur le site de la côte extérieure, dépourvue de la plupart des sources de contamination urbaines, les dépôts de PBDE (secs et humides) étaient de 8,1 mg par an, tandis que ceux du site de l’île Saturna étaient de 19,1 mg par an. La composition des polybromodiphényléthers différait grandement entre les phases gazeuses et de pluie, les congénères tétrabromodiphényléthers et pentabromodiphényléthers étant plus importants à la phase gazeuse et le congénère commercial décabromodiphényléther étant surtout présent à la phase de pluie. On a pensé que cette présence de la forme de décabromodiphényléther dans les précipitations était due à un lien avec des particules qui sont rejetées par l’air avec la pluie. Quarante pour cent des rétrotrajectoires des masses d’air calculées pour le site d’Ucluelet provenaient de l’Asie, laissant penser qu’une partie importante des PBDE dans ce site éloigné pourrait avoir résulté du transport transpacifique (Noël et al., 2009).

Les concentrations atmosphériques de certains pesticides organochlorés existants ont également été mesurées près du détroit de Georgia (Yang et al., 2007) et sont résumées dans le Tableau 12.2. Des échantillonneurs d’air passifs constitués d’un boîtier et de disques préparés en mousse de polyuréthane ont été installés sur les îles Cortes, Lasqueti et Saturna. La mousse de polyuréthane accumule des produits chimiques organiques à un rythme prévisible durant la période d’exposition, ce qui rend possible l’estimation des concentrations atmosphériques moyennes (Shoeib et Harner, 2002). Les concentrations de tous les pesticides mesurés avaient tendance à être les plus élevées sur le site le plus au sud sur l’île Saturna, le plus proche des centres de population et où une utilisation continue de certains pesticides, tels que l’hexachlorocyclohexane (HCH) et l’endosulfan, est constatée.

 

Tableau 12.2 Estimations des concentrations atmosphériques de composés organochlorés dans l’air à partir de trois sites d’échantillonnage dans le détroit de Georgia, de mai 2006 à février 2007 et tirées d’un échantillonneur passif ( Yang et al., 2007). Les fourchettes des concentrations moyennes de quatre expositions trimestrielles de la mousse de polyuréthane sont présentées ici.

Site
ΣHCH
pg/m3
ΣChlordane
pg/m3
ΣEndosulfan
pg/m3
HepEpox
pg/m3
Dieldrine
pg/m3
ΣBPC
pg/m3
Île Cortes 16,7 à 29,8 3 à 4,5 9,1 à 51,4 1,7 à 3,1 1,8 à 4,9 1,9 à 2,6
Île Lasqueti 3,9 à 27,5 0,23 à 3,81 3,9 à 21,3 < LD : 1,6 < LD : 2,5 < LD : 2,5
Île Saturna 31,3 à 59 3,65 à 10,72 27,6 à 92,4 1,9 à 6,1 < LD : 13,5 2,1 à 4,4
Description du tableau 12.2

Le tableau 12.2 montre les estimations des concentrations atmosphériques de composés organochlorés dans l'air à partir de trois sites d'échantillonnage dans le détroit de Georgia.

La première rangée du tableau contient les en-têtes « Site », « HCH (pg/m3) », « Chlordane (pg/m3) », « Endosulfan (pg/m3) », « HepEpox (pg/m3) », « Dieldrine (pg/m3) », et « BPC (pg/m3) ». La première colonne du tableau énumère les trois sites d'échantillonnage dans le détroit de Georgie. Il s'agit des îles Cortes, Lasqueti et Saturna. La deuxième à la septième colonnes indiquent les fourchettes des concentrations moyennes de quatre expositions trimestrielles de la mousse de polyuréthane pour chaque organochloré à chaque emplacement.

 

Brandenberger et al.(2010) ont mesuré les flux des HAP et des PBDE dans le bassin de Puget Sound. La plupart des HAP étaient d’origine pyrogène avec un mélange de sources de combustion de la biomasse et des combustibles fossiles. Aucune tendance saisonnière forte n’a été observée. Cependant, certaines influences propres à des sites existaient. Les flux des dépôts dans le site urbain à Seattle/NOAAallaient de 20 à 100 ng/m2 par jour (0,73 à 3,65 mg par an), tandis que ceux des autres sites variaient de 5 à 50 ng/m2 par jour (0,18 à 1,83 mg par an). Les flux des hydrocarbures aromatiques polycycliques étaient les plus élevés près d’un site industriel à Tacoma, bien que les flux des dépôts de la plupart des HAP dans la zone urbaine/industrielle de Tacoma aient considérablement diminué (proches d’un ordre de grandeur pour la plupart) au cours des deux dernières décennies.

Aucune tendance spatiale ou de caractère saisonnier forte n’a été observée pour les PBDE (Brandenberger et al., 2010), bien que les flux aient été bien plus élevés près des sites urbains/industriels de Tacoma. Les flux moyens étaient de l’ordre de 5 à 7 ng/m2 par jour (0,18 à 0,26 mg par an, à l’exception des sites de Tacoma qui étaient 3 à 4 fois plus élevés). Les résultats indiquent clairement que les zones urbaines/industrielles près de Tacoma représentent un point chaud régional pour les émissions de PBDE.

Dans le parc national Mount Rainier, des échantillons de neige prélevés à partir de sept sites de 2003 à 2005 ont montré des flux de BPCd’environ 101 à 102 ng/m2 par an (0,1 à 1 mg par an. Des concentrations faibles de BPC ont été détectées dans des échantillons d’air du parc national Olympic, mais pas dans des échantillons d’air des parcs nationaux Mount Rainier ou des North Cascades. Des concentrations faibles de BPC ont été détectées dans la végétation des trois parcs, les concentrations augmentant en altitude. La productivité des forêts étant élevée, les pesticides rejetés dans l’air par la végétation contribuent probablement à des charges importantes de contaminants pour l’écosystème par l’intermédiaire de la pluie au sol sous un couvert végétal et de la chute de litière des épines. Les concentrations de PBDE chez les poissons du lac Golden situé dans le parc national Mount Rainier étaient les plus élevées par rapport à celles de tous les autres lacs de l’étude (Landers et al., 2008).

12.7 Lacunes en matière de données concernant les dépôts atmosphériques

Une lacune fondamentale en matière de données relatives à l’évaluation des effets des dépôts atmosphériques potentiels est la rareté des mesures des dépôts humides et secs actuels. La seule surveillance de la composition chimique actuelle des dépôts dans le bassin atmosphérique de Georgia Basin a lieu sur l’île Saturna qui n’est malheureusement pas représentative de la région dans son ensemble. Les sites à basse et haute altitudes sont nécessaires pour comprendre les changements des dépôts liés à l’altitude. Bien qu’il soit possible de modéliser des champs de dépôt à l’aide de données historiques disponibles (Aherne et al., 2010), le résultat est un piètre substitut à la composition chimique des précipitations synoptiques actuelles. Bien que ces renseignements pourraient être obtenus à l’aide de techniques passives, telles que les collecteurs d’échange d’ions (Fenn et Poth 2004, Proemse et al., 2012), la solution la plus complète doit comprendre l’échantillonnage de l’eau de pluie et l’analyse chimique. En matière d’estimations des charges critiques et de détermination des dépassements, la série de variables inclurait les espèces azotées et sulfurées ainsi que les cations basiques.

En matière de dépôts de mercure, l’établissement d’un site de surveillance à un endroit où des chutes de pluie importantes sont observées, le long de la côte ouest de la Colombie-Britannique, est recommnandé pour plusieurs raisons. Les modèles relatifs au mercure (GRAHM) d’Environnement Canada prévoient que certaines des charges de dépôts de mercure les plus élevées reçues dans l’ensemble du pays auront lieu le long de la côte de la Colombie-Britannique. Cela est plus déterminé par des chutes de pluie importantes que par de fortes concentrations. Le site du Réseau canadien d’échantillonnage des précipitations et de l’air sur l’île Saturna, situé dans une zone d’ombre pluviométrique, est considéré inadéquat pour mettre en évidence ce phénomène et actuellement, aucune donnée capable d’évaluer la précision des prévisions du modèle selon lesquelles la côte ouest est un « point chaud » des dépôts n’a été recueillie. De plus, le site du réseau MDN situé dans la baie Neah (écloserie de Makah), dont son emplacement visait à recueillir les dépôts de mercure à un endroit où des chutes de pluie importantes sont observées, le long de la côte du Pacifique, à Washington, a été récemment (2012) fermé, laissant des lacunes importantes en matière de connaissances pour l’évaluation des intrants potentiels du transport transpacifique qui devraient, d’après les prévisions, augmenter au fil du temps. Les seuls sites existants du réseau MDN situés dans le nord-ouest du Pacifique sont le site de Seattle/NOAA et celui de l’île Saturna. Cependant, ces deux sites se trouvent dans des zones où des chutes de pluie relativement plus faibles sont observées pour la région et qui devraient être touchées par des sources urbaines ou industrielles localisées du nord-ouest du Pacifique. Le site de surveillance de la qualité de l’air du Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique le plus récent situé sur la pointe Amphitrite (Ucluelet) répond aux critères de chutes de pluie importantes et constituerait probablement un endroit approprié pour surveiller les dépôts humides des polluants transportés dans le Pacifique. Le programme de surveillance actuel comprend le mercure gazeux total, mais n’inclut pas une composante de surveillance des précipitations. Enfin, outre les mesures du mercure total (THg) dans les précipitations, il est recommandé d’ajouter les mesures du méthylmercure (MeHg). Une étude récente menée dans les zones côtières de la Californie (Weiss-Penzias et al., 2012) a permis de découvrir des concentrations de méthylmercure étonnamment élevées dans le brouillard d’eau et les précipitations côtières. Cela pourrait constituer une source auparavant inconnue de méthylmercure pour les systèmes côtiers et ces concentrations ne sont pas actuellement mesurées aux emplacements situés dans le nord-ouest du Pacifique.

Avec la croissance régionale continue des émissions agricoles et des transports, le problème des effets des dépôts d’azote continuera de constituer un défi dans le bassin atmosphérique (Bergström et Jansson, 2006, Schindler et al., 2006). Les effets sont clairement visibles dans l’analyse chimique des tissus des lichens (Raymond et al., 2010) et la structure de la communauté de lichens (Geiser et al., 2010). Bien que les travaux visant à définir les charges critiques fondées sur les effets relatives à l’azote soient en cours dans la partie du bassin de Puget Sound, y compris les estimations paléolimnologiques (Saros et al., 2011), de tels travaux doivent être effectués en Colombie-Britannique afin de fournir une cartographie régionale adaptée. Un programme de biosurveillance relativement simple qui utilise des indicateurs, comme l’analyse chimique des tissus des lichens, la structure de la communauté de lichens ou la teneur en azote dans les feuilles et les épines (p. ex. Augustin et al., 2005), pourrait également être mis en œuvre pour évaluer les effets biologiques des dépôts d’azote ou de soufre.

Toutes les évaluations des effets des dépôts s’appuient sur des inventaires des émissions précis et actuels associés à des modélisations atmosphériques afin de fournir une couverture synoptique essentielle. Les inventaires des émissions doivent intégrer des sources ponctuelles et non ponctuelles, ces dernières étant souvent peu caractérisées. Par exemple, les émissions de mercure provenant d’exploitations minières dont les empreintes écologiques sont importantes ne sont actuellement pas incluses dans l’un des inventaires existants aux États-Unis ou au Canada. La mise en œuvre régionale d’un modèle atmosphérique, tel que les modèles CMAQ, AURAMS ou des modèles similaires qui permettraient d’orienter l’élaboration d’un réseau de surveillance, est nécessaire. Les résultats modélisés fourniraient des estimations spatiales générales des dépôts pour les variables préoccupantes, tels que l’azote, le soufre, le mercure, et pourraient inclure l’ozone et des particules.

12.8 Résumé du chapitre

Ce chapitre a permis d’examiner les tendances, les niveaux et les répercussions des dépôts secs et humides de contaminants dans divers récepteurs environnementaux, y compris les sols, les forêts, la végétation et les systèmes aquatiques. Des études montrent que les dépôts des composés de soufre et d’azote et les polluants atmosphériques dangereux tels que le mercure ont des effets nocifs sur les écosystèmes de Georgia Basin/Puget Sound.

12.8.1 Résumé des dépôts de soufre et d’azote

Les dépôts de soufre et d’azote peuvent entraîner des effets nocifs dans les écosystèmes terrestres et aquatiques, tels que l’acidification et l’eutrophisation des eaux de surface, la réduction de la diversité des espèces végétales et la baisse possible de la croissance forestière. Les parties du bassin atmosphérique de Georgia Basin/Puget Sound étant caractérisées par des sols dont le pouvoir tampon des émissions acides est faible en raison des faibles taux d’altération due aux intempéries des substrats rocheux, la région est vulnérable aux effets nocifs sur l’environnement, bien que les émissions régionales des composés acidifiants soient inférieures à celles de l’est du Canada et des États-Unis, où les pluies acides existent depuis longtemps. L’excès des dépôts d’azote est également préoccupant pour les lacs limités en azote, les lichens et une autre végétation alpine et subalpine.

Les mesures des charges totales annuelles de soufre dans trois sites éloignés dans le bassin (île Saturna, parc national Mount Rainier, parc national des North Cascades) pour la période 2004-2006 variaient de 1 à 2,5 kg par an. L’azote total était légèrement supérieur et allait de 1,1 à 3,1 kg par an. Les charges dans les sites urbains, tels que celles à Vancouver et à Victoria, étaient supérieures avec des dépôts de soufre compris entre 2,5 et 5,5 kg par an et des dépôts d’azote d’environ 8 à 8,5 kg par an. Par rapport à une période précédente de trois ans, de 1998 à 2000, tous les sites ont connu une baisse du total annuel (humide et sec) du soufre et de l’azote. Cette tendance à la baisse s’est reflétée dans l’est du Canada (Aherne et al., 2010, Feller, 2010), laissant entendre que toutes les régions ont réagi de la même manière aux réductions des émissions à grande échelle en vertu de l’Accord Canada-États-Unis sur la qualité de l’air.

Les charges de dépôts de soufre et d’azote modélisées d’après le modèle CMAQ concernant le bassin de Georgia/Puget Sound variaient de 1 à 12 kg par an, à l’exception de certains points chauds près des centres urbains, des routes de navigation et des zones d’activités agricoles intensives. Des mesures directes prises entre 1999 et 2002 à Chilliwack, dans l’est de la vallée du bas Fraser, révèlent des charges annuelles totales d’azote très élevées d’environ 30 kg par an liées aux activités agricoles (Hay et al., 2006).

Le concept de charges critiques s’applique pour évaluer les niveaux potentiels nocifs des dépôts de soufre et d’azote pour les écosystèmes terrestres et aquatiques régionaux. Les charges critiques aquatiques étaient fondées sur la capacité des plans d’eau à réguler les dépôts acidifiants entrants et à maintenir un potentiel de neutralisation de l’acide pour protéger les communautés biologiques ou à assimiler l’azote déposé afin qu’il n’y ait pas de modification de la composition des espèces de diatomées provoquée par l’azote. Les charges critiques du sol ont été établies dans le but de maintenir les rapports des cations basiques à l’aluminium afin d’appuyer la croissance de plantes en santé.

Un certain nombre d’études effectuées entre 2005 et 2010 laissent supposer que les charges de soufre et d’azote ont dépassé les charges critiques de divers récepteurs dans le bassin de Georgia/Puget Sound. Une étude (Nasr et al., 2010) a révélé que 13 à 32 % de la superficie totale de Georgia Basin présentait des charges de soufre et d’azote qui dépassaient la charge critique en acidité des sols d’après les niveaux des dépôts actuels. Une étude propre à un site menée dans 19 parcelles d’étude forestières dans le sud-ouest de la Colombie-Britannique a démontré des résultats semblables. Les dépassements de la charge critique les plus élevés ont été observés dans le nord des zones sèches de la vallée du bas Fraser où les dépôts sont relativement élevés et les sols sont minces et ont un pouvoir tampon faible. Dans une autre étude portant sur 72 lacs d’eau douce dans le bassin de Georgia, près de 20 % des lacs échantillonnés avaient des valeurs pH inférieures à 6, niveau à partir duquel des répercussions biologiques négatives devraient se produire (Strang et al., 2010). Treize des lacs (18 %) avaient reçu des dépôts de soufre dépassant leur charge critique pendant la période 2005-2006. D’autres études sur les écosystèmes forestiers (Mongeon et al., 2010) et les lichens (Geiser et al., 2010, Raymond et al., 2010) ont indiqué que ces récepteurs connaissaient régulièrement des dépassements des charges critiques, notamment ceux qui se trouvaient dans les régions métropolitaines peuplées ou à proximité de celles-ci lorsque les dépôts atmosphériques étaient élevés.

12.8.2 Résumé des polluants atmosphériques dangereux

Les polluants atmosphériques dangereux (PAD) sont associés à des risques pour la santé et à des conséquences écologiques graves. Plusieurs polluants atmosphériques dangereux se déposent facilement sur les sols ou les eaux de surface où ils peuvent être absorbés par des plantes et ingérés par des animaux et leurs effets peuvent finalement être amplifiés par l’intermédiaire de la chaîne alimentaire. Par exemple, le mercure rejeté dans l’atmosphère peut avoir une longue durée de vie dans l’atmosphère et être transporté dans le monde entier. Après son dépôt, le mercure peut être transformé en méthylmercure. Ce dernier présente une toxicité accrue et est la forme dominante du mercure qui s’accumule dans les organismes aquatiques, chez les humains et les espèces sauvages qui les consomment.

Dans le parc national Mount Rainier, des échantillons de neige prélevés à partir de sept sites, de 2003 à 2005, ont montré des flux de mercure variant de 1 mg par an à plus de 10 mg par an (Landers et al., 2008). Les concentrations de mercure dans les chutes de pluie mesurées dans deux sites éloignés et dans deux sites urbains se sont avérées être les plus élevées dans le site urbain de Seattle/NOAAaprès avoir tenu compte des différences de précipitations. Aucune tendance temporelle significative des concentrations de mercure dans le site de Seattle/NOAA n’a été observée d’après les archives remontant à 1996.

Les concentrations moyennes du mercure gazeux total mesurées sur l’île Reifel (1,7 ng/m3) et sur l’île Saturna (1,4 ng/m3) n’étaient pas considérablement différentes malgré la différence de période de cinq ans entre les mesures, ce qui laisse supposer que les concentrations de mercure atmosphérique sont demeurées stables au cours de la dernière décennie.

Dans le cadre du programme (WACAP) (Landers et al., 2008), les conséquences écologiques et biologiques des contaminants atmosphériques dangereux ont été évaluées dans 20 parcs nationaux dans l’ouest des États-Unis et de l’Alaska. Dans le parc national Olympic, les concentrations de mercure chez les poissons étaient parmi les plus élevées de tous les parcs échantillonnés. Dans les parcs nationaux Olympic et Mount Rainier, les seuils des contaminants pour la protection de la santé des mammifères étaient dépassés chez certains mammifères comme la loutre, le vison et le martin-pêcheur qui consomment des poissons. De plus, chez certains poissons des lacs échantillonnés dans les deux parcs, le seuil des contaminants pour la protection de la santé humaine était dépassé. On pense actuellement que la majeure partie du mercure qui pénètre dans ces parcs nationaux arrive par l’entremise de dépôts atmosphériques à partir de sources locales, régionales et à longue distance.

Des études menées par Noël et al., (2009) et Brandenberger et al., (2010) révèlent la présence et l’ampleur des polluants organiques persistants, tels que les BPC et les PBDE, dans le bassin de Georgia/Puget Sound, avec notamment des concentrations élevées observées à proximité de sources industrielles dans le bassin de Puget Sound. L’analyse des rétrotrajectoires des masses d’air laisse également supposer un transport transpacifique à grande distance possible des PBDE vers le bassin.

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