1.8 Présence de métaux

Description de la problématique

Certaines conditions naturelles, telles que l’érosion de sols et de la roche mère, sont à l’origine de la présence de métaux dans l’environnement naturel. Ainsi les concentrations naturelles en métaux peuvent varier d’une région géologique à l’autre en fonction de la nature du socle rocheux.

Les activités industrielles génèrent toutefois des apports supplémentaires aux cours d’eau et la présence de métaux dans l’environnement peut être toxique à des concentrations élevées.

Les effets sur la santé

Le plomb et le mercure sont considérés comme redoutables du point de vue de la santé. En ce qui a trait au plomb, il a fait l’objet d’un échantillonnage en 2008 et de 2010 à 2014. Les quantités mesurées sont faibles et ne dépassent pas les critères de qualité pour la protection de la vie aquatique. Mentionnons toutefois qu’une exposition de la population peut survenir lorsque l’eau potable est acheminée par des canalisations en plomb (entrée de service et tuyauterie interne en plomb dans de vieux bâtiments). Les effets du plomb sur la santé peuvent être graves, particulièrement chez les enfants qui absorbent 4 à 5 fois plus de plomb que les adultes pour la même quantité ingérée. À des niveaux faibles, on parle par exemple de douleurs abdominales, de fatigue ou d’hypertension. À des niveaux élevés, le plomb peut causer l’anémie, s’attaquer au système nerveux, causer des troubles mentaux, des convulsions et même la mort (OMS, 2014, et Santé Canada, 2013).

En ce qui a trait au mercure, il n’a pas été échantillonné lors des campagnes de 2008 et de 2010 à 2014, menées par le ministère de l’Environnement. Mentionnons simplement qu’outre les sources naturelles, les centrales électriques, l’exploitation minière, certains procédés industriels ainsi que l’incinération de déchets contaminés peuvent constituer des sources de mercure pour l’environnement (Santé Canada, 2009). L’exposition de la population peut notamment se faire par la consommation de poissons contaminés. Les effets sur la santé varient selon le niveau d’exposition, mais on parle généralement de retards intellectuels et moteurs, de troubles nerveux, visuels ou de la mémoire ou encore d’épilepsie (Santé Canada, 2009).

Les critères et méthodes d’analyse

Plusieurs critères de qualité de l’eau pour les métaux varient en fonction de la dureté; plus la dureté est faible, plus le métal est toxique. Les critères de qualité de l’eau sont établis de manière à protéger les organismes aquatiques contre les effets chroniques et les effets aigus. Alors on considère que des dépassements occasionnels (fréquence de dépassement de moins de 25 %) et de faibles amplitudes ne sont pas préoccupants (gouvernement du Québec, 2002)

Les échantillons pour les métaux sont analysés de façon à mesurer l’une ou l’autre des formes de métaux. « Les métaux dissous sont analysés dans les eaux souterraines et les eaux de surface (lacs, rivières, etc.) pour porter un jugement sur leur qualité. Les métaux extractibles sont analysés dans les eaux de surface (lacs, rivières, etc.) pour déterminer la concentration en amont servant à établir des objectifs environnementaux de rejet et dans d’autres types d’échantillons (effluents industriels, eaux usées, eau de fossé près d’un site industriel, etc.) » (CEAEQ, 2012).

Distribution des problèmes sur le territoire

Bassin versant Localisation spécifique Description du problème Statut
Saint-Charles Rivière Lorette Les concentrations mesurées d’aluminium et de fer dépassent parfois les critères de qualité de l’eau. Existant
Rivière du Berger Les concentrations mesurées d’aluminium dépassent parfois les critères de qualité de l’eau. Existant
Rivière Saint-Charles Les concentrations mesurées d’aluminium et de fer dépassent parfois les critères de qualité de l’eau. Existant
Cap Rouge Rivière du Cap Rouge Les concentrations mesurées de zinc dépassent parfois les critères de qualité de l’eau. / Présence d’étain dans de nombreux échantillons. Existant
Ensemble du territoire Plusieurs lacs et cours d’eau Il y a de nombreux lacs et cours d’eau sur le territoire pour lesquels il n’y a pas d’information disponible, ou pour lesquels l’information est désuète ou incomplète. À documenter

 

Nature et causes des problèmes ainsi que leurs effets

Bassin versant de la rivière Saint-Charles

Rivière Lorette

Nature du problème

En 2008, un échantillonnage des métaux dans l’eau de surface a été réalisé à l’embouchure de la rivière Lorette. Des échantillons ont été recueillis à une station, à 5 reprises, entre le 19 juin et le 20 novembre 2008, et on a analysé la présence de 21 métaux différents. De ce nombre, on a observé des dépassements pour l’aluminium et le fer (MDDELCC, 2015). Pour fins d’analyse, nous avons utilisé le paramètre du métal trace extractible  total, qui permet de tenir compte des concentrations atteignant la colonne d’eau et les sédiments (MDDELCC, 2015b). Les détails sont présentés ci-dessous :

Aluminium

Les critères retenus pour la protection de la vie aquatique effet chronique (CVAC) et effet aigu (CVAA) sont respectivement de 87 et 750 µg/L. À cette station, on a mesuré une concentration minimum de 61 µg/L et maximum de 2700 µg/L. Cinq échantillons (n=5/6) dépassent le CVAC et deux dépassent le CVAC et le CVAA (n=2/6). La moyenne (776,8 µg/L) et la médiane (260 µg/L) dépassent le CVAC et le CVAA.

Fer

Le critère retenu pour la protection de la vie aquatique effet chronique (CVAC) est de 1300 (critère provisoire). Aucun critère n’est retenu pour la protection de la vie aquatique, effet aigu (MDDELCC, 2015c). À cette station, on a mesuré une concentration minimum de 890 µg/L et maximum de 3200 µg/L. Deux échantillons (n=2/6) ainsi que la moyenne (1578,3 µg/L) dépassent le CVAC, mais la médiane (1100 µg/L) est conforme.

Cause (s) du problème

Aluminium

Les origines de la présence d’aluminium dans l’eau peuvent être naturelles et anthropiques. L’aluminium est un métal naturellement présent dans l’environnement. Il est l’élément le plus abondant de la croûte terrestre (8,1%) (CCME, 2003) mais on ne  le trouve jamais à l’état pur (AAC, 2012). Selon un ouvrage publié en 1988 par le ministère de l’Environnement et des Parcs de la Colombie-Britannique, la concentration d’aluminium d’origine naturelle dissous dans les eaux de surface est normalement en dessous de 1000 µg/L. Des exceptions peuvent toutefois être observées dans des eaux avec un pH faible ou élevé, ou encore riches en matière organique (Butcher, 1988). Selon une étude citée par Santé Canada, la quantité d’aluminium dans l’eau de surface varie plutôt entre 12 et 2250 µg/L dans les rivières et les fleuves d’Amérique du Nord (Jones et Bennett, 1986, cités dans Santé Canada, 1998). Parmi les sources anthropiques, notons les rejets industriels, les rejets des stations municipales de traitement de l’eau, l’érosion des sols contenant de l’aluminium, notamment les sols agricoles, et les poussières produites par l’exploitation minière et la combustion du charbon (CCME, 2003 et Environnement Canada et Santé Canada, 2000). En ce qui concerne spécifiquement la rivière Lorette, les causes n’ont pas été formellement identifiées. Le pic de concentration d’aluminium a été mesuré le 19 juin 2008, par temps de pluie, et après 6 jours de pluie consécutifs, ce qui a pu entrainer l’érosion des sols. La deuxième valeur la plus élevée a été mesurée le 17 juillet 2008, également par temps de pluie. Le bassin de la rivière Lorette est caractérisé par la présence d’activités agricoles sur environ 30% de sa superficie. En juin, on est encore tôt dans la saison agricole alors une forte pluie a pu entrainer une érosion des sols et un transport des particules vers le cours d’eau. Toutefois, en l’absence de données de phosphore ou de matières en suspension prises au même moment, il ne nous est pas possible de faire une corrélation et de déterminer si l’aluminium provient des sols. En outre, l’aluminium pourrait également provenir de rejets d’eaux usées.

Fer

La présence du fer dans l’eau peut être d’origine naturelle ou anthropique, et notamment attribuable à la décomposition de la roche et des minéraux, aux effluents d’égouts ainsi qu’aux rejets des secteurs industriels qui traitent le fer (Santé Canada, 1987). Pour la rivière Lorette, il y a certainement une bonne part provenant de sols ferreux. Comme pour l’aluminium, le pic de concentration de fer a été mesuré le 19 juin 2008, par temps de pluie, et après 6 jours de pluie consécutifs. La deuxième valeur la plus élevée a été mesurée le 17 juillet 2008, également par temps de pluie. L’érosion des sols et les rejets d’eaux usées, phénomènes qui peuvent se produire par temps de pluie, pourraient être en cause.

Effet (s)

La disponibilité et la toxicité de l’aluminium dans l’eau sont dépendantes de nombreux paramètres,  notamment le pH et la température. La solubilité de l’aluminium est la moins élevée lorsque le pH se situe entre 6,0 et 8,0 (CCME, 2003). Lors de la campagne d’échantillonnage de 2008, le pH de la rivière Lorette se situait entre 7,6 et 8,0. Toutefois, malgré la plus faible solubilité, certains effets toxiques peuvent survenir dans des eaux neutres ou presque neutres, notamment chez les poissons, dont les branchies sont les principaux organes cibles. Des concentrations élevées en aluminium peuvent perturber l’ionorégulation, entrainer une insuffisance respiratoire et, ultimement, la mort (Environnement Canada et Santé Canada, 2010). Il n’y a toutefois pas eu d’étude spécifique à ce sujet pour la rivière Lorette.

En ce qui a trait au fer, les informations concernant la toxicité sur les espèces aquatiques sont rares et quelques fois contradictoires. De façon générale, des tests effectués en laboratoire semblent démontrer que la toxicité du fer est plus grande dans les eaux acides. Parmi les effets potentiels, on a observé que le fer peut occasionner des dommages aux branchies de poissons, entrainant de ce fait une diminution de l’oxygénation et une perturbation de l’ionorégulation (Vuori, 1995). Il n’y a toutefois pas eu d’étude spécifique à ce sujet pour la rivière Lorette.

Rivière du Berger

Nature du problème

En 2008, un échantillonnage des métaux dans l’eau de surface a été réalisé à l’embouchure de la rivière du Berger. Des échantillons ont été recueillis à une station, à 6 reprises, entre le 19 juin et le 20 novembre 2008, et on a analysé la présence de 21 métaux différents. De ce nombre, on a observé des dépassements pour l’aluminium (MDDELCC, 2015). Aux fins d’analyse, nous avons utilisé le paramètre du métal trace extractible  total, qui permet de tenir compte des concentrations atteignant la colonne d’eau et les sédiments (MDDELCC, 2015b). Les critères retenus pour la protection de la vie aquatique effet chronique (CVAC) et effet aigu (CVAA) sont respectivement de 87 et 750 µg/L. À cette station, on a mesuré une concentration minimum de 59 µg/L et maximum de 610 µg/L. Trois échantillons (n=3/6) dépassent le CVAC mais aucun ne dépasse le CVAA. La moyenne (256,8 µg/L) et la médiane (127 µg/L) dépassent le CVAC.

Cause (s) du problème

Tel que mentionné précédemment, les origines de la présence d’aluminium dans l’eau peuvent être naturelles et anthropiques. Outre les sources naturelles, l’aluminium peut provenir notamment de rejets industriels, de rejets des stations municipales de traitement de l’eau, de l’érosion des sols, notamment agricoles, et de poussières produites par l’exploitation minière et la combustion du charbon (CCME, 2003 et Environnement Canada et Santé Canada, 2000). En ce qui concerne spécifiquement la rivière du Berger, les causes n’ont pas été formellement identifiées. Tout comme pour la rivière Lorette, le pic de concentration d’aluminium a été mesuré le 19 juin 2008, par temps de pluie, et après 6 jours de pluie consécutifs. La deuxième valeur la plus élevée a été mesurée le 17 juillet 2008, également par temps de pluie. Le pic de concentration d’aluminium observé est de 610 µg/L, ce qui est toutefois beaucoup moindre que pour la rivière Lorette. Puisqu’il n’y a pratiquement pas d’activité agricole dans ce bassin versant, l’érosion des berges pourrait être en cause.

Effet (s)

La disponibilité et la toxicité de l’aluminium dans l’eau sont dépendantes de nombreux paramètres,  notamment le pH et la température. La solubilité de l’aluminium est la moins élevée lorsque le pH se situe entre 6,0 et 8,0 (CCME, 2003). Lors de la campagne d’échantillonnage de 2008, le pH de la rivière Lorette se situait entre 7,2 et 8,1. Toutefois, malgré la plus faible solubilité, certains effets toxiques peuvent survenir dans des eaux neutres ou presque neutres, notamment chez les poissons, dont les branchies sont les principaux organes cibles. Des concentrations élevées en aluminium peuvent perturber l’ionorégulation, entrainer une insuffisance respiratoire et, ultimement, la mort (Environnement Canada et Santé Canada, 2010). Il n’y a toutefois pas eu d’étude spécifique à ce sujet pour la rivière du Berger.

Rivière Saint-Charles

Nature du problème

En 2008, et de 2010 à 2014, un échantillonnage des métaux dans l’eau de surface a été réalisé à l’embouchure de la rivière Saint-Charles pour détecter la présence de 21 métaux différents. Des échantillons ont été recueillis à une station à 6 reprises annuellement. De ce nombre, on a observé des dépassements pour l’aluminium et le fer. (MDDELCC, 2015). Aux fins d’analyse, nous avons utilisé le paramètre du métal trace extractible  total, qui permet de tenir compte des concentrations atteignant la colonne d’eau et les sédiments (MDDELCC, 2015b). Les détails sont présentés ci-dessous :

Aluminium

Les critères retenus pour la protection de la vie aquatique effet chronique (CVAC) et effet aigu (CVAA) sont respectivement de 87 et 750 µg/L. À cette station, on a mesuré une concentration minimum de 62 µg/L et maximum de 3200 µg/L. 31 échantillons (n=31/34) dépassent le CVAC et quatre dépassent le CVAC et le CVAA (n=4/34). La moyenne (396,2 µg/L) et la médiane (200 µg/L) dépassent le CVAC.

Fer

Le critère retenu pour la protection de la vie aquatique effet chronique (CVAC) est de 1300 (critère provisoire). Aucun critère n’est retenu pour la protection de la vie aquatique, effet aigu (MDDELCC, 2015c).  À cette station, on a mesuré une concentration minimum de 600 µg/L et maximum de 8900 µg/L. 15 échantillons (n=15/34) dépassent le CVAC, tout comme la moyenne (1645,60 µg/L) et la médiane (1200 µg/L).

Cause (s) du problème

Aluminium

Tel que mentionné précédemment, les origines de la présence d’aluminium dans l’eau peuvent être naturelles et anthropiques. Outre les sources naturelles, l’aluminium peut provenir notamment de rejets industriels, de rejets des stations municipales de traitement de l’eau (à Québec les boues d’alun sont acheminées à l’égout sanitaire), de l’érosion des sols (surtout les argiles), et de poussières produites par l’exploitation minière et la combustion du charbon (CCME, 2003 et Environnement Canada et Santé Canada, 2000). En ce qui concerne spécifiquement la rivière Saint-Charles, les causes n’ont pas été formellement identifiées, mais on observe que les concentrations sont généralement plus élevées que dans les rivières Lorette et du Berger.  Les deux plus fortes concentrations ont été observées le 20 juin 2012 (3200 µg/L et le 23 mai 2013 (2500 µg/L). Le 20 juin 2012, on a enregistré seulement des traces de pluie et aucune précipitation dans les six jours précédents. Le 23 mai 2013, on a enregistré 24,2 mm de pluie, et également des précipitations dans les quatre jours précédents. La valeur élevée du 23 mai 2013 pourrait être attribuée à l’érosion des sols, ou encore à des rejets d’eau usée étant donné que ces phénomènes se produisent généralement par temps de pluie, mais la forte concentration observée le 20 juin 2012 est plus difficile à expliquer. Lors de cette même journée, on a également observé les plus fortes concentrations en six ans d’échantillonnage pour l’argent, le baryum, le béryllium, le cadmium, le cobalt, le chrome, le cuivre, le fer, le manganèse, le nickel, le plomb, l’antimoine et le vanadium, bien que celles-ci ne dépassaient pas les critères pour la protection de la vie aquatique. Il pourrait s’agir d’un rejet ponctuel ou mal intentionné, mais une étude plus approfondie serait nécessaire pour déterminer les causes avec précision.

Fer

La présence du fer dans l’eau peut être d’origine naturelle ou anthropique, et notamment attribuable à la décomposition de la roche et des minéraux, aux effluents d’égouts ainsi qu’aux rejets des secteurs industriels qui traitent le fer (Santé Canada, 1987). La plupart des dépassements peuvent être expliqués par des phénomènes naturels et des rejets d’eaux usées, phénomène encore observé dans la Saint-Charles lors de fortes pluie. Toutefois, comme pour l’aluminium, la concentration maximale observée le 20 juin 2012 est plus difficile à expliquer parce qu’elle s’est produite par temps sec. Une étude plus approfondie serait nécessaire pour déterminer les causes avec précision.

Effet (s)

La disponibilité et la toxicité de l’aluminium dans l’eau sont dépendantes de nombreux paramètres,  notamment le pH et la température. La solubilité de l’aluminium est la moins élevée lorsque le pH se situe entre 6,0 et 8,0 (CCME, 2003). Lors des campagnes d’échantillonnage de 2008, et de 2010 à 2014, le pH de la rivière Saint-Charles se situait entre 7,1 et 8,2. Toutefois, malgré la plus faible solubilité, certains effets toxiques peuvent survenir dans des eaux neutres ou presque neutres, notamment chez les poissons, dont les branchies sont les principaux organes cibles. Des concentrations élevées en aluminium peuvent perturber l’ionorégulation, entrainer une insuffisance respiratoire et, ultimement, la mort (Environnement Canada et Santé Canada, 2010). Il n’y a toutefois pas eu d’étude spécifique à ce sujet pour la rivière Saint-Charles.

En ce qui a trait au fer, les informations concernant la toxicité sur les espèces aquatiques sont rares et quelques fois contradictoires. De façon générale, des tests effectués en laboratoire semblent démontrer que la toxicité du fer est plus grande dans les eaux acides. Parmi les effets potentiels, on a observé que le fer peut occasionner des dommages aux branchies de poissons, entrainant de ce fait une diminution de l’oxygénation et une perturbation de l’ionorégulation (Vuori, 1995). Il n’y a toutefois pas eu d’étude spécifique à ce sujet pour la rivière Saint-Charles.

Bassin versant de la rivière du Cap Rouge

Rivière du Cap Rouge

Nature du problème

Dans la rivière du Cap Rouge, 75 % des échantillons d’eau récoltés contiennent 0,05 mg/L de zinc ou moins. Les concentrations médianes de zinc sont de 0,04 mg/L aux stations 1 et 2 et de 0,03 mg/L aux stations 3 à 5. Sur 140 échantillons dans le bassin versant, seuls deux ont dépassé le critère établi pour la protection de la vie aquatique. La concentration maximale de zinc a été mesurée à la station 3, le 19 avril 2006, et atteignait 0,39 mg/L (Trépanier, 2011). En tenant compte de la dureté médiane à cette station, le critère pour la protection de la vie aquatique effet chronique et aigu est de 0,3 mg/L.

Outre le zinc, les concentrations médianes d’étain dans la rivière du Cap Rouge sont égales à 0,01 mg/L, mais varient entre <0,01 et 0,13 mg/L. Il est l’un des métaux analysés les plus communs dans la rivière du Cap Rouge. Or, l’étain est un constituant peu commun de la croûte terrestre et ne se trouve qu’à l’état de traces dans les eaux naturelles. On ne peut pas parler ici de contamination de l’eau par l’étain, mais mentionnons simplement que des sources anthropiques doivent être présentes dans le bassin versant de la rivière du Cap Rouge pour pouvoir expliquer cette présence d’étain (Trépanier, 2011).

Cause (s) du problème

Une partie des eaux de ruissellement du parc industriel est drainée par un des tributaires de la rivière du Cap Rouge. Le parc industriel François-Leclerc comprend des activités industrielles comme des ateliers de machineries lourdes, des industries de placage au zinc et au chrome, de transformation d’acier (en plus du fer, les aciers alliés peuvent contenir du silicium, du manganèse, du nickel, du chrome, du molybdène, du vanadium, de l’aluminium, du bore et du titane), d’aluminium et d’autres métaux et d’entreposage de matériaux de construction (Trépanier, 2011).

Le zinc est principalement utilisé pour les revêtements de protection des métaux contre la corrosion (galvanoplastie, métallisation, traitement par immersion). Il entre dans la composition de divers alliages (laiton, bronze, alliages légers). Il est utilisé dans la construction immobilière, les équipements pour l’automobile, les chemins de fer et dans la fabrication de produits laminés ou formés. Le zinc est le paramètre problématique dans la catégorie des métaux pour le bassin versant. Ses utilisations sont connues, mais la source précise de zinc dans la rivière du Cap Rouge et ses tributaires ne l’est pas. Des investigations pourraient être éventuellement nécessaires pour connaître l’activité responsable de l’émission de zinc dans les cours d’eau du bassin versant (Trépanier, 2011).

Effet (s)

Parmi les effets néfastes répertoriés pour le zinc on note une diminution de la diversité et de l’abondance des invertébrés benthiques, un accroissement de la mortalité des individus ainsi que des modifications comportementales (CCME, 1999). Les effets spécifiques à l’écosystème de la rivière du Cap Rouge ne sont toutefois pas connus.

Sources

ASSOCIATION DE L’ALUMINIUM DU CANADA. 2012. Dialogue sur l’aluminium: comprendre l’aluminium et ses applications. En ligne: http://www.ledialoguesurlaluminium.com/laluminium/un-m%C3%A9tal-unique. Consulté le 29 janvier 2015.

BUTCHER, G.A., 1988. Water quality criteria for aluminium: Technical appendix. Ministry of Environment and Parks, province of British Columbia. 103 p. + annexes.

CENTRE D’EXPERTISE EN ANALYSE ENVIRONNEMENTALE DU QUÉBEC. 2012. Terminologie recommandée pour l’analyse des métaux. 4e éd. Québec. Ministère du Développement durable, de l’Environnement et des Parcs du Québec. 15 p.

CONSEIL CANADIEN DES MINISTRES DE L’ENVIRONNEMENT (CCME). 2003. Recommandations canadiennes pour la qualité des eaux : protection de la vie aquatique – aluminium. Dans Recommandations canadiennes pour la qualité de l’environnement, 1999. Conseil canadien des ministres de l’environnement. Winnipeg. 15 p.

CONSEIL CANADIEN DES MINISTRES DE L’ENVIRONNEMENT (CCME). 1999. Recommandations canadiennes pour la qualité des sédiments: protection de la vie aquatique  protection de la vie aquatique — zinc. Dans Recommandations canadiennes pour la qualité de l’environnement, 1999. Winnipeg. 5 p.

ENVIRONNEMENT CANADA. 2013. Mercure dans la chaîne alimentaire. En ligne: https://www.ec.gc.ca/mercure-mercury/default.asp?lang=Fr&n=D721AC1F-1. Consulté le 14 janvier 2015.

ENVIRONNEMENT CANADA. 2014. Rejets de plomb dans l’environnement. En ligne: https://ec.gc.ca/indicateurs-indicators/default.asp?lang=fr&n=4F1AE114-1. Consulté le 14 janvier 2015.

ENVIRONNEMENT CANADA ET SANTÉ CANADA. 2000. Liste des substances d’intérêt prioritaire: État de la science – Chlorure d’aluminium, nitrate d’aluminium et sulfate d’aluminium. 129 p.

ENVIRONNEMENT CANADA ET SANTÉ CANADA. 2010. Liste des substances d’intérêt prioritaire: Rapport d’évaluation, suivi du rapport sur l’état de la science, 2000 – Chlorure d’aluminium, nitrate d’aluminium et sulfate d’aluminium. 217 p.

GOUVERNEMENT DU CANADA. 2015. Climat: Données climatiques historiques. En ligne: http://climat.meteo.gc.ca/index_f.html#access. Consulté le 3 février 2015.

GOUVERNEMENT DU QUÉBEC. 2002. Portrait de la qualité des eaux de surface au Québec. Dans L’eau au Québec : une ressource à protéger. En ligne: http://www.mddep.gouv.qc.ca/eau/portrait/eaux-surface1999-2008/index.htm. Consulté le 21 décembre 2012.

JONES, K.C. et B.G. BENNETT. 1986. Exposure of man to environmental aluminum – an exposure commitment assessment. Sci. Total Environ., 52: 65-82.

MINISTÈRE DU DÉVELOPPEMENT DURABLE, DE L’ENVIRONNEMENT ET DE LA LUTTE CONTRE LES CHANGEMENTS CLIMATIQUES (MDDELCC). 2015. Banque de données sur la qualité du milieu aquatique (BQMA). Québec. Direction du suivi de l’état de l’environnement.

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SANTÉ CANADA. 2013. Stratégie de gestion des risques pour le plomb. En ligne: http://www.hc-sc.gc.ca/ewh-semt/alt_formats/pdf/pubs/contaminants/prms_lead-psgr_plomb/prms_lead-psgr_plomb-fra.pdf. Consulté le 14 janvier 2015.

TRÉPANIER, J. 2011. Diagnostic du bassin versant de la rivière du Cap Rouge. Organisme des bassins versants de la Capitale, Québec. 115 pages.

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VUORI, K.M. 1995. Direct and indirect effets of iron on river ecosystems. Ann. Zool. Fennici 32 : 317-329

Mis à jour le 28 août 2015