Évaluation préalable - L'argent et ses composés

Évaluation préalable - L’argent et ses composés

Environnement et Changement climatique Canada

Santé Canada

Août 2022

No de cat. : En84-302/2022F-PDF

ISBN 978-0-660-44698-1

Sommaire

En vertu des articles 68 et 74 de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999) (LCPE), les ministres de l’Environnement et de la Santé ont procédé à une évaluation préalable de l’argent et de ses composés. Sept parmi ces substances ont été jugées d’intérêt prioritaire pour une évaluation, car elles satisfont aux critères de catégorisation du paragraphe 73(1) de la LCPE. Dans la présente évaluation, ces sept substances sont désignées collectivement par « groupe de l’argent et de ses composés ». Le numéro de registre du Chemical Abstracts Service (n° CAS^{Note de bas de page 1}), le nom sur la Liste intérieure des substances (LI) et le nom commun de ces substances figurent dans le tableau ci-dessous.

L’évaluation préalable de l’argent et de ses composés porte sur l’entité argent et, par conséquent, vise l’argent sous sa forme élémentaire, les substances contenant de l’argent et toutes les formes d’argent présentes dans l’environnement. À ce titre, toutes les substances contenant de l’argent, en plus des sept substances jugées prioritaires aux fins de l’évaluation, sont prises en compte. La présente évaluation préalable détermine l’exposition combinée des humains et autres organismes vivants à l’entité argent, ainsi que la présence de celle-ci dans les milieux environnementaux (c.‑à‑d. l’eau, les sédiments, le sol et l’air), les aliments et les produits.

Le Canada est le 14e plus grand producteur d’argent au monde. Selon les renseignements fournis en réponse à une enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE, les substances du groupe de l’argent et de ses composés qui étaient inclus dans l’enquête ont été fabriquées ou importées en quantités faibles à modérées (c.‑à‑d. moins de 1 tonne à moins de 10 000 t) par quatre entreprises. L’argent est utilisé de nombreuses façons au Canada, notamment pour la fabrication de lingots, de pièces de monnaie, de bijoux, de médailles, ainsi que dans l’argenterie, les substances et préparations contenant de l’argent, les produits en verre, le savon et les composés de nettoyage. Il est également employé dans le brasage tendre et fort, la catalyse, l’ensemencement des nuages et les articles électroniques. L’argent peut être utilisé dans une foule de produits au Canada, y compris les produits pharmaceutiques, les produits de santé naturels, les cosmétiques, comme produit de formulation dans les produits antiparasitaires homologués, et les jouets. Il s’agit d’un additif alimentaire autorisé qui peut être utilisé comme composant dans la fabrication de matériaux d’emballage alimentaire et comme composant d’un additif accessoire utilisé dans les établissements de transformation des aliments.

L’argent est naturellement libéré dans l’environnement par la météorisation des sols et des roches. Les rejets anthropiques d’argent surviennent lors de sa production (c.‑à‑d. l’extraction minière, le traitement, la fusion, l’affinage), pendant la fabrication de substances contenant de l’argent, après l’élimination de produits (p. ex., piles, articles électroniques, films argentiques) et lors d’autres activités (p. ex., ensemencement des nuages). Les données de l’Inventaire national des rejets de polluants de 2012 à 2017 indiquent que l’argent et ses composés ont été rejetés dans l’environnement par des activités publiques et industrielles en faibles quantités (c.‑à‑d., une moyenne annuelle de 0,027 t pour tous les milieux combinés). Une fois rejeté dans l’environnement, l’argent dans l’air et dans l’eau migrera vers le sol et/ou les sédiments où il persistera.

L’argent n’est pas un élément nutritif essentiel pour la santé des organismes ou des humains. Les organismes exposés à l’argent dans leur habitat absorbent rapidement l’argent par les milieux environnementaux et l’accumulent dans leurs organes internes et d’autres tissus. Dans les organismes aquatiques, l’argent accumulé est surtout lié avec des biomolécules contenant du soufre, et il est détoxifié. La bioaccumulation de l’argent dans les organismes benthiques et les organismes vivant dans le sol peut être réduite par la formation de sulfure d’argent inerte dans ces milieux environnementaux, ce qui réduit la bioaccumulation de l’argent. Actuellement, il n’y a aucune indication de bioamplification de l’argent entre les réseaux trophiques.

L’argent provoque la mort ainsi que des effets sur la croissance et la reproduction chez les organismes aquatiques à de très faibles concentrations, et chez les organismes benthiques et ceux vivant dans les sols à des concentrations modérées. Les Recommandations pour la qualité des eaux au Canada (RQEC) établies par le Conseil canadien des ministres de l’environnement sont utilisées comme concentrations estimées sans effet (CESE) pour l’exposition chronique à l’argent chez les organismes d’eau douce. Des études d’écotoxicité ont été utilisées pour calculer les CESE chroniques de l’argent chez les organismes marins, dans les sédiments et le sol.

L’exposition de l’environnement à l’argent a été caractérisée d’après son potentiel de rejet de l’argent dans les sources suivants : extraction des métaux, fusion et affinage des métaux communs, les eaux usées (c.‑à‑d. l’argent présent dans les effluents finaux rejetés par les systèmes d’eaux usées, et l’argent présent dans les biosolides épandus sur les sols) et élimination des déchets (c.‑à‑d. lixiviat des sites d’enfouissement). Des analyses des quotients de risque ont été réalisées en comparant les concentrations d’exposition mesurées et modélisées dans les eaux douces, les eaux marines, les sédiments d’eau douce et les sols pour calculer les CESE chroniques chez les organismes aquatiques et benthiques d’eau douce et d’eau marine, les organismes benthiques d’eau douce et les organismes vivant dans le sol, respectivement. Il ressort de ces analyses que l’argent présente un potentiel modéré de causer des effets nocifs pour les organismes benthiques près de certaines installations dans les secteurs de l’extraction de métaux et de la fusion et de l’affinage des métaux communs, mais il existe un faible potentiel de causer des effets nocifs pour les organismes aquatiques et les organismes vivant dans le sol. Cependant, l’incertitude existe quant au potentiel d’effets nocifs pour l’environnement dans les sédiments, en raison de la rareté des études d’écotoxicité et des incertitudes quant à la biodisponibilité de l’argent lié aux sédiments.

Compte tenu de tous les éléments de preuve contenus dans la présente évaluation préalable, l’argent et ses composés présentent un faible risque d’effets nocifs sur l’environnement. Il a été conclu que les sept substances du groupe de l’argent et de ses composés ne satisfont pas aux critères énoncés aux alinéas 64a) ou b) de la LCPE, car ils ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l’environnement ou sur la diversité biologique, et à mettre en danger l’environnement essentiel pour la vie.

L’argent et ses composés ont été évalués selon la Méthode fondée sur la biosurveillance 2, qui compare les données de biosurveillance humaine (exposition) avec les valeurs guides de biosurveillance (effets sur la santé), par exemple les équivalents de biosurveillance (EB), afin d’identifier les substances peu préoccupantes pour la santé humaine. Les concentrations d’argent total ont été mesurées dans le sang entier de Canadiens dans le cadre de l’Enquête canadienne sur les mesures de la santé et d’une étude de suivi de l’Étude mère-enfant sur les composés chimiques de l’environnement (MIREC), appelée MIREC-CD Plus. Les valeurs médianes et au 95e centile des concentrations d’argent dans le sang chez les Canadiens de 0,066 µg/L et 0,27 µg/L, respectivement, étaient plus faibles que la valeur EB de 0,4 µg/L associée à la dose de référence de l’Environmental Protection Agency (EPA) des États‑Unis pour assurer une protection contre les effets critiques sur la santé causant l’argyrie, une maladie caractérisée par une coloration bleue ou bleu-grisâtre de la peau et des muqueuses. Par conséquent, l’argent et ses composés ont été jugés peu préoccupants pour la santé humaine aux niveaux d’exposition actuels.

À la lumière des renseignements contenus dans la présente d’évaluation préalable, il a été conclu que l’argent et ses composés ne satisfont pas au critère énoncé à l’alinéa 64c) de la LCPE, car ils ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

Il a donc été conclu que les sept substances du groupe de l’argent et de ses composés ne satisfont à aucun des critères énoncés à l’article 64 de la LCPE.

1. Introduction

En vertu des articles 68 et 74 de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999) (LCPE) (Canada 1999), les ministres de l’Environnement et de la Santé ont procédé à une évaluation préalable de l’argent et de ses composés pour déterminer si ces substances présentent ou pourraient présenter un risque pour l’environnement ou la santé humaine. Sept parmi les substances de ce groupe ont été jugées prioritaires aux fins d’évaluation, car elles satisfaisaient aux critères de catégorisation énoncés au paragraphe 73(1) de la LCPE (ECCC, SC [modifié 2017]).

La présente évaluation préalable porte sur l’entité argent^{Note de bas de page 2} (ci‑après appelée « argent »). Par conséquent, cette ébauche s’intéresse à l’argent sous sa forme élémentaire, aux substances contenant de l’argent et à toutes les formes d’argent présentes dans l’environnement. Certaines substances contenant de l’argent peuvent se dissoudre, se dissocier ou se dégrader pour libérer l’argent par diverses voies de transformation et, par conséquent, contribuer à l’exposition combinée des humains et des récepteurs des milieux environnementaux à l’argent. La portée de l’évaluation préalable englobe l’exposition à l’argent présent dans les milieux environnementaux (c.‑à‑d. l’eau, les sédiments, le sol, l’air) par des sources naturelles et des activités anthropiques, y compris la production d’argent, la fabrication, l’importation et l’utilisation de substances et de produits contenant de l’argent, et le rejet de substances contenant de l’argent. Par conséquent, l’évaluation des risques n’est pas limitée aux sept substances jugées prioritaires aux fins d’évaluation.

Dans la présente évaluation préalable, nous tenons compte uniquement des effets associés à l’argent. Les effets dus à d’autres éléments ou entités qui pourraient être présents et libérés par certaines substances contenant de l’argent ne sont pas examinés (p. ex., chlorure, bromure). Certains de ces autres éléments ou entités ont été examinés dans des évaluations antérieures menées dans le cadre du programme de la Liste des substances prioritaires, conformément à la LCPE, ou pourraient l’être dans le cadre d’autres initiatives du Plan de gestion des produits chimiques (PGPC). Les nanomatériaux techniques contenant de l’argent et qui pourraient être présents dans les milieux environnementaux ou des produits ne sont pas examinés explicitement dans les scénarios d’exposition de la présente évaluation préalable, mais les concentrations d’argent mesurées dans l’environnement ou par la biosurveillance humaine pourraient inclure de l’argent provenant de ces sources. De même, la présente évaluation ne tient pas compte explicitement des effets sur l’environnement ou la santé associés aux nanomatériaux contenant de l’argent. L’Approche proposée pour tenir compte des nanomatériaux existants, du gouvernement du Canada, examinera les formes nanométriques des substances figurant actuellement sur la Liste intérieure des substances (LI)(ECCC, SC [modifié 2016]).

Pour la présente évaluation préalable, nous avons examiné les données sur les propriétés chimiques, le devenir dans l’environnement, les dangers, les utilisations et les expositions. Nous avons relevé des données pertinentes jusqu’en décembre 2020. Pour formuler nos conclusions, nous nous sommes basés sur les données empiriques tirées d’études clés ainsi que les résultats obtenus par modélisation. Lorsqu’elles étaient pertinentes, les données contenues dans les évaluations effectuées ailleurs dans le monde ont été prises en compte.

La présente évaluation préalable a été préparée par le personnel du Programme d’évaluation des risques, de la LCPE, travaillant à Santé Canada et à Environnement et Changement climatique Canada. Elle comprend l’apport d’autres programmes de ces ministères. Les parties de la présente évaluation préalable qui portent sur l’environnement et la santé humaine ont fait l’objet d’un examen et/ou de consultations externes. Des commentaires concernant les parties techniques pertinentes sur l’environnement ont été reçus de Geoff Granville (GCGranville Consulting Corp.), Beverly Hale (Université de Guelph) et Jim McGeer (Université Wilfrid-Laurier). Le volet santé humaine de la présente évaluation préalable repose sur le document de l’approche scientifique intitulé « Méthode fondée sur la biosurveillance 2 » (Santé Canada, 2016), qui a fait l’objet d’un examen externe par les pairs et d’une consultation publique de 60 jours. Les commentaires reçus sur l’examen externe par les pairs proviennent de Lynne Haber et d’Andrew Maier du Toxicology Excellence for Risk Assessment ainsi que de Judy LaKind de LaKind Associates. De plus, l’ébauche de la présente évaluation préalable (publiée en août 2020) a fait l’objet d’une période de commentaires publics de 60 jours. Même si les commentaires de l’extérieur ont été pris en considération, Santé Canada et Environnement et Changement climatique Canada assument l’entière responsabilité du contenu final et des conclusions de la présente évaluation préalable.

S’appuyant sur l’examen des données scientifiques et en intégrant une approche fondée sur le poids de la preuve et le principe de précaution, la présente évaluation préalable est centrée sur les données critiques permettant de déterminer si les substances visées satisfont aux critères énoncés à l’article 64 de la LCPE^{Note de bas de page 3}. La présente évaluation préalable présente les données critiques et les considérations sur lesquelles la conclusion proposée est fondée.

2. Identité des substances

L’argent (Ag) est un élément naturel. Les substances contenant de l’argent appartiennent à diverses catégories de substances, dont l’argent élémentaire, les composés inorganiques, les sels métalliques organiques et les composés organométalliques, représentés soit par des substances discrètes soit par des UVCB (substances de composition inconnue ou variable, produits de réaction complexes ou matières biologiques). Leurs numéros de registre du Chemical Abstracts Service (nos CAS), leurs noms dans la LI et leurs noms communs sont présentés dans le tableau 2-1.

3. Propriétés physiques et chimiques

L’argent (Ag) est un métal de transition d’origine naturelle. Il est ductile et malléable et présente un lustre métallique blanchâtre (HSDB 1983- ). De tous les métaux, l’argent pur est celui qui présente la réflectivité et la conductivité électrique et thermique les plus élevées (Lide 2000). La composition isotopique naturelle de l’argent consiste en deux isotopes stables, ¹⁰⁷Ag et ¹⁰⁹Ag, l’isotope ¹⁰⁷Ag étant légèrement plus abondant. L’argent est l’un des métaux les moins réactifs et l’ion Ag⁺ est le principal état d’oxydation dans les conditions naturelles. L’état d’oxydation +2 de l’argent n’est pas stable et est facilement réductible. L’état d’oxydation +3 est rare (Greenwood et Earnshaw 1997).

L’argent est stable dans l’air et dans l’eau, sauf quand il réagit avec des composés de soufre pour former du sulfure d’argent, ce qui noircit la surface du métal (Lide 2000). L’argent métallique se dissout facilement dans l’acide sulfurique concentré chaud, ainsi que dans l’acide nitrique dilué ou concentré. En présence d’air, et particulièrement en présence de peroxyde d’hydrogène, l’argent se dissout rapidement dans des solutions aqueuses de cyanure (HSDB 1983- ).

La solubilité dans l’eau est limitée pour la plupart des sels d’argent (p. ex., bromure d’argent, 0,14 mg/L; chlorure d’argent, 1,93 mg/L), avec quelques exceptions, dont le nitrate d’argent (c.‑à‑d., 2,16 × 10⁴ mg/L), le perchlorate d’argent et le fluorure d’argent. Les halogénures d’argent, particulièrement le bromure d’argent et l’iodure d’argent, sont photosensibles et se décomposent en argent métallique lorsqu’ils sont exposés à la lumière (OMS 2002).

Un résumé des propriétés physico-chimiques (Lide 2000, 2005) des sept substances du groupe de l’argent et de ses composés figure à l’annexe A.

4. Sources et utilisations

4.1 Sources naturelles

L’argent est naturellement présent dans la croûte terrestre, ses concentrations moyennes étant estimées entre 0,07 mg/kg (Yaroshevsky 2006) et 0,1 mg/kg (Purcell et Peters 1998). Il est surtout présent sous forme de sulfures et en association avec la pyrite (c.‑à‑d., disulfure de fer), la galène (c.‑à‑d., sulfure de plomb), les tellurures et l’or (ATSDR 1990; Purcell et Peters 1998). Les processus naturels responsables de la mobilisation de l’argent dans l’environnement comprennent la météorisation et l’érosion des roches et du sol. L’argent étant un élément, il ne se décompose pas dans l’environnement, mais il peut se transformer d’une forme géochimique à une autre à mesure qu’il migre dans divers milieux, par exemple, il peut passer de l’argent ionique dans la colonne d’eau au sulfure d’argent dans les sédiments (voir la section 6.1, qui traite du devenir de l’argent dans l’environnement). L’argent est un élément trace, car c’est un constituant mineur de la croûte, de l’eau et de l’air de la Terre (voir la section 7.2.2, qui traite des concentrations de fond d’argent).

4.2 Sources anthropiques

4.2.1 Production d’argent

L’argent présent dans les gisements minéraux est extrait du sol dans les mines de métaux et est ensuite traité et affiné par les installations de fusion et d’affinage des métaux communs. La grande majorité des mines canadiennes sont polymétalliques (RNCan 2018a) et l’argent est obtenu surtout comme sous-produit de l’extraction des minerais de cuivre-zinc, de cuivre-nickel, d’or et de plomb-zinc. La seule mine d’argent primaire au Canada a suspendu ses activités en 2013 avec l’intention de reprendre la production ultérieurement (Alexco 2019).

En 2016, la production mondiale d’argent était estimée à environ 26 000 tonnes (t), le Canada se classant au 14^e rang des producteurs parmi les 20 premiers pays producteurs (Newman et coll. 2020). Selon Ressources naturelles Canada (RNCan) (2020), la production d’argent au Canada en 2018 était de 392 t, l’Ontario étant le plus grand producteur (113 t), suivi de la Colombie‑Britannique (84 t) et du Québec (83 t).

4.2.2 Fabrication et importation

Les données concernant la fabrication et l’importation de substances contenant de l’argent au Canada proviennent de plusieurs sources : les données obtenues en réponse à une enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE (Environnement Canada 2013a), les données obtenues de l’Agence des services frontaliers du Canada (ASFC) (ASFC 2016) et les données disponibles dans la base de données du Commerce international de marchandises du Canada (CIMC 2017-2021).

Une enquête menée conformément l’avis émis en vertu de l’article 71 de la LCPE (Canada 2012) (pour l’année de déclaration 2011)^{Note de bas de page 4} comprenait six parmi les sept substances dans le groupe de l’argent et de ses composés. Des réponses ont été reçues pour quatre de ces substances : le nitrate d’argent, l’oxyde d’argent, le sulfure d’argent et le sulfate d’argent (Environnement Canada 2013a). Moins de quatre entreprises ont déclaré avoir fabriqué du nitrate d’argent (de 10 t à moins de 100 t) ou de l’oxyde d’argent (moins de 1,0 t) et quatre entreprises ont déclaré avoir importé du nitrate d’argent (1,0 t à moins de 10 t) ou du sulfure d’argent (1000 t à moins de 10 000 t) et/ou du sulfate d’argent (moins de 1,0 t) (Environnement Canada 2013a).

La quantité de substances contenant de l’argent importée au Canada entre 2010 et 2013, selon les données rapportées par l’Agence des services frontaliers du Canada (ASFC), pour cinq codes du Système harmonisé (SH)^{Note de bas de page 5} associés aux substances contenant de l’argent, est présentée à l’annexe B, tableau B-1 (ASFC 2016). Les codes SH ont été regroupés par catégorie aux fins d’analyse : le nitrate d’argent, les autres composés d’argent et la poudre d’argent. Un seul code SH était associé à une substance discrète, le nitrate d’argent. De nombreuses entreprises ont importé des substances contenant de l’argent associées à ces codes SH en quantités faibles à modérées avec les moyennes suivantes entre 2010 et 2013 : 0,45 t/an pour le nitrate d’argent, 0,45 t/an pour les autres composés d’argent et 0,41 t/an pour la poudre d’argent. Les autres catégories de codes SH comprennent l’argent brut, l’argent mi-ouvré, et les minerais et concentrés d’argent, dont les quantités moyennes d’importation étaient respectivement de 3,1 t/an, 0,82 t/an et 29 t/an sur la période 2010 à 2013. Selon la base de données du CIMC (2017-2021), les quantités moyennes importées de 2017 à 2019 étaient de 1,6 t/an pour le nitrate d’argent, de 0,40 t/an pour les autres composés d’argent, de 3,0 t/an pour la poudre d’argent, de 20 t/an pour l’argent brut, de 4,0 t/an pour l’argent semi-ouvré et de 110 t/an pour les minerais et concentrés d’argent.

4.2.3 Utilisations

Les substances contenant de l’argent sont utilisées de très nombreuses façons partout dans le monde. L’argent est un métal précieux ayant une importante valeur économique et esthétique, et on l’utilise dans les pièces de monnaie, les lingots, la bijouterie et l’argenterie (O’Connell et coll. 2017; USGS 2018; Newman et coll. 2020). Auparavant, l’argent était également utilisé dans l’industrie des films photographiques et radiographiques (Santé Canada 1986; Purcell et Peters 1998; OMS 2002). Cette utilisation représentait 26 % de la demande mondiale totale d’argent en 1999, mais seulement 3 % en 2019 en raison de l’évolution des techniques d’imagerie, comme l’émergence de la photographie numérique (Newman et coll. 2020). Les applications industrielles actuelles de l’argent documentées au niveau international comprennent la fabrication de préparations et de substances contenant de l’argent (p. ex., le nitrate d’argent est utilisé pour la synthèse du dicyanoargentate de potassium et de l’oxyde d’argent) et la catalyse d’autres composés chimiques (p. ex., l’oxyde d’éthylène) (Brumby et coll. 2008; O’Connell et coll. 2017; Newman et coll. 2020). Les autres applications industrielles de l’argent comprennent les piles, les produits de brasage tendre et fort, les convertisseurs catalytiques, les plaquettes de circuit imprimé, les appareils électroniques, l’électro-galvanisation, le durcissement des roulements, les encres, les miroirs et les piles solaires (O’Connell et coll. 2017; USGS 2018; Newman et coll. 2020), ainsi que l’utilisation de l’argent présent dans l’iodure d’argent pour l’ensemencement des nuages (OMS 2002).

Selon les renseignements soumis en réponse à l’enquête menée en vertu de l’article 71 de la LCPE, les utilisations des substances contenant de l’argent au Canada comprennent les utilisations en laboratoire et la distribution du nitrate d’argent (n^o CAS 7761‑88‑8) et du sulfate d’argent (n^o CAS 10294‑26‑5) (Canada 2012). Les renseignements additionnels sur les utilisations provenant de cette source ne peuvent être divulgués en raison de demandes de confidentialité. Les autres utilisations des substances contenant de l’argent au Canada comprennent la fabrication de pièces de monnaie, de bijoux, de médailles et d’argenterie, le brasage tendre et fort et la catalyse de l’oxyde d’éthylène (O’Connell et coll. 2017; Newman et coll. 2020). L’iodure d’argent est utilisé pour l’ensemencement des nuages en Alberta (communication personnelle, courriel de l’Alberta Severe Weather Management Society adressé à la Division de l’évaluation écologique, Environnement et Changement climatique Canada, 21 mars 2019; sans référence). Les données de l’ASFC (2016) sur l’importation de diverses substances contenant de l’argent ne contiennent aucun renseignement sur leur utilisation. Par conséquent, un sous‑ensemble d’importations représentant des quantités substantielles (supérieures à 500 kg) a été établi et les codes^{Note de bas de page 6} du SCIAN6 ont été utilisés pour mieux connaître les utilisations de l’argent au Canada. Les quantités importées totales ont été regroupées selon la description des codes du SCIAN6 pour trois catégories : le nitrate d’argent, les autres composés d’argent et la poudre d’argent (annexe B, tableau B-2). Les utilisations présumées du nitrate d’argent, des autres composés d’argent et de la poudre d’argent au Canada comprennent les utilisations dans divers procédés de fabrication, notamment la fabrication de produits chimiques inorganiques, de produits en verre, de pièces et d’équipement électroniques, de savon et de composés de nettoyage (nitrate d’argent); la fabrication de divers autres produits et préparations chimiques; la fabrication de divers autres composés d’argent; et la fabrication d’appareillages de connexion et de tableaux de contrôle (poudre d’argent).

L’argent peut être utilisé dans une multitude de produits de consommation au Canada, notamment des produits pharmaceutiques (BDPP [modifiée 2018]), des produits de santé naturels (BDPSNH [modifiée 2021]; BDIPSN [modifiée 2021]), des cosmétiques (Santé Canada [modifié 2018]; communication personnelle, courriels de la Direction de la sécurité et des produits de consommation de Santé Canada adressés au Bureau d’évaluation du risque des substances existantes de Santé Canada, 24 février 2016; sans référence), un produit de formulation dans les produits antiparasitaires homologués (communication personnelle, courriels de l’Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire de Santé Canada adressés au Bureau d’évaluation du risque des substances existantes de Santé Canada, 1^er mars 2016; sans référence), et les jouets (Santé Canada 2016).  Il s’agit d’un additif alimentaire autorisé (Santé Canada [modifié en 2006]) et peut être utilisé comme composant dans la fabrication de matériaux d’emballage alimentaire et comme composant d’un additif accessoire utilisé dans les établissements de transformation des aliments (communication personnelle, courriels de la Direction des aliments de Santé Canada adressés au Bureau d’évaluation du risque des substances existantes de Santé Canada, 14 mars 2016; sans référence).

5. Rejets dans l’environnement

L’Inventaire national des rejets de polluants (INRP) du Canada estime les rejets annuels d’argent et de ses composés dans l’environnement, les quantités annuelles recyclées et les quantités annuelles éliminées. Les installations sont tenues de déclarer les quantités qui atteignent les seuils de déclaration, notamment les installations qui fabriquent, transforment ou utilisent autrement l’argent et ses composés à une concentration (d’argent élémentaire) égale ou supérieure à 1 % en poids (sauf pour les sous-produits et les résidus miniers) et en une quantité de 10 t ou plus, et où les employés travaillent 20 000 heures par année (ECCC 2018a).

Selon les données présentées à l’INRP pour les années 2012 à 2017, on comptait au Canada 37 installations dans 10 secteurs et sources qui ont rejeté de l’argent dans l’air, l’eau ou tous les milieux en une quantité inférieure à une tonne (INRP 2019, annexe C, tableau C-1). Aucun rejet au sol n’a été déclaré au cours de cette période de 5 ans, mais les rejets au sol peuvent avoir été comptés dans la catégorie « tous les milieux en une quantité inférieure à une tonne ». Les rejets totaux d’argent dans l’air entre 2012 et 2017 déclarés par six sources étaient faibles (1,8 t), et en grande partie attribuables au secteur de la fusion et de l’affinage des métaux communs (1,3 t), et au secteur d’extraction de pétrole non classique (0,41 t). Les quatre autres sources ont déclaré des rejets négligeables dans l’air (inférieurs ou égaux à 0,045 t). Les rejets totaux d’argent dans l’eau au cours de cette même période de 6 ans par cinq sources déclarants étaient faibles également (0,70 t). Dans le secteur des mines de métaux, huit installations ont rejeté en tout 0,35 t d’argent dans l’eau. Les données déclarées pour la catégorie « tous les milieux en une quantité inférieure à une tonne » entre 2012 et 2017 indiquent que les rejets totaux d’argent ont également été faibles (2,2 t) et en grande partie attribuables au secteur de la fusion et de l’affinage des métaux communs, tandis que les autres sources avaient rejeté des quantités négligeables (inférieures ou égales à 0,100 t). Par conséquent, les données de l’INRP indiquent que l’argent a été rejeté dans l’environnement en faibles quantités par les activités publiques et industrielles atteignant le seuil de déclaration entre 2012 et 2017.

Les rejets d’argent dans l’environnement peuvent également être dus à la fabrication, à l’utilisation et à l’élimination de substances et de produits contenant de l’argent (p. ex., piles, articles électroniques, films argentiques), et à d’autres activités (p. ex., ensemencement des nuages) (ATSDR 1990; Purcell et Peters 1998; OMS 2002; USGS 2018).

Par le passé, les industries des films photographiques et radiographiques au Canada et ailleurs dans le monde utilisaient abondamment l’argent, et elles étaient une source importante de rejets d’argent dans l’environnement (Santé Canada 1986; Purcell et Peters 1998; OMS 2002). Selon les données de surveillance des eaux douces recueillies à proximité d’une usine de fabrication de films photographiques, les concentrations d’argent ont diminué jusqu’à des valeurs inférieures au seuil de détection (< 10 µg/L) entre les années 1970 et les années 1990 (OMS 2002). Comme l’utilisation de l’argent a atteint son point culminant dans ces industries en 1999, cette utilisation a diminué en raison des progrès réalisés en technologies de l’image et, par conséquent, les rejets dans l’environnement ont diminué (USGS 2018; Metcalfe et coll. 2018). Par conséquent, compte tenu du déclin de l’utilisation de l’argent par les industries des films photographiques et radiographiques, il est à prévoir que les rejets d’argent dans l’environnement canadien, attribuables à ces sources, seront faibles. De plus, les effluents de ces industries sont habituellement traités par les systèmes de traitement des eaux usées municipaux, qui éliminent efficacement l’argent.

L’élimination des produits de consommation, des produits commerciaux et des produits industriels contenant de l’argent peut également entraîner des rejets d’argent dans l’environnement. Divers produits comme les articles électroniques (p. ex., téléphones cellulaires, plaquettes de circuit imprimé, etc.) et les piles peuvent être recyclés ou éliminés dans les sites d’enfouissement.

L’ensemencement de nuages est une autre source de rejet d’argent dans l’environnement canadien. À l’heure actuelle, il existe un seul programme de suppression de la grêle actif en Alberta, exécuté par Weather Modification inc. Depuis 1996, afin de tenter de réduire les dommages causés par la grêle, l’entreprise ensemence un certain nombre d’orages en formation dans la région de Calgary-Red Deer entre mai et septembre chaque année. Elle utilise de l’iodure d’argent comme agent d’ensemencement et les rejets dans l’environnement dus à cette activité sont faibles (en moyenne 0,221 t d’iodure d’argent par année, variant en moyenne de 0,0484 à 0,400 t d’iodure d’argent par année entre 1996 et 2018) (communication personnelle, courriel de l’Alberta Severe Weather Management Society adressé à la Division de l’évaluation écologique d’Environnement et Changement climatique Canada, 21 mars 2019; sans référence).

6. Devenir et comportement dans l’environnement

6.1 Répartition dans l’environnement

Dans l’air ambiant, l’argent et ses composés devraient exister uniquement sous forme de particules et peuvent être éliminés de l’atmosphère par dépôt humide ou sec (HSDB 1983- ).

Dans l’eau douce, l’argent existe principalement sous forme de complexes d’argent (CCME 2015a; Kramer et coll. 2007; Shafer et coll. 1996; Wen et coll. 1997). Dans l’eau, les ions d’argent libres forment rapidement des complexes avec des ligands, notamment des sulfures, des chlorures, des matières organiques naturelles (MON) et des particules en suspension (Andren et Bober 2002; Bodek et coll. 1988; CCME 2015a; Kramer et coll. 2007; Ratte 1999; Shafer et coll. 1996; Wen et coll. 1997; Wood 2012). Dans les eaux estuariennes et marines, l’argent forme principalement des complexes Ag-Cl en raison des concentrations élevées d’ions chlorure, et les complexes AgCl, AgCl₂^- ou AgCl₃^2- deviennent de plus en plus présents à mesure que la salinité de l’eau augmente (Miller et Bruland 1995; Ward et Kramer 2002; Wood et coll. 2004; Wood 2012). Lorsque les eaux usées industrielles et domestiques contenant de l’argent sont traitées dans des systèmes de traitement des eaux usées, environ 75 % à 94 % de l’argent sont transformés en sulfures d’argent non solubles et restent dans les boues (Bard et coll. 1976; CCME 2015a; Lytle 1984; NAPM 1974; Pavlostathis et Maeng 1998; Shafer et coll. 1998).

L’argent peut passer de l’eau aux sédiments par adsorption sur les minéraux argileux et des oxydes métalliques hydratés, p. ex., les hydroxydes de manganèse et de fer, et par précipitation de composés insolubles, par exemple le sulfure d’argent (Bodek et coll. 1988). La précipitation du sulfure d’argent (Ag₂S) peut être un autre mécanisme efficace pour éliminer l’argent de l’eau (Bodek et coll. 1988; Shafer et coll. 1996). Les coefficients de partage (log K_d) pour l’argent varient de 1,20 à 6,32 (Flegal et coll. 1997; HSDB 1983- ; Mueller-Harvey et coll. 2007), ce qui indique que les composés d’argent ont une gamme d’affinités d’adsorption sur les solides en suspension et les sédiments dans diverses conditions environnementales. L’argent adsorbé sur les solides en suspension se dépose dans les sédiments et peut s’accumuler avec le temps, et les sédiments peuvent donc agir comme puits actif pour l’argent dans le milieu aquatique et il est peu probable qu’il soit remobilisé (Callahan et coll. 1979; Donner et coll. 2015). Cependant, les ions argent adsorbés peuvent se désorber et revenir dans la colonne d’eau au contact de l’eau de mer (Bodek et coll. 1988). Il a également été proposé que les quantités relativement importantes de colloïdes organiques dans l’eau de mer remobilisent les ions argent libres sous leur forme particulaire dans les eaux sus-jacentes (Bodek et coll. 1988; Flegal et coll. 1997). La volatilisation à partir de la surface de l’eau ne devrait pas être un processus important dans le devenir de l’argent (HSDB 1983- ).

En pénétrant dans le sol, l’argent s’adsorbera sur les colloïdes organiques, les minéraux argileux, les oxydes métalliques hydratés et les sulfures (notamment le sulfure volatil acide ou le sulfure de fer) (Bodek et coll. 1988; Mueller-Harvey et coll. 2007). Le coefficient de partage sol-eau (log K_se) de 2,79, décrit par Mueller-Harvey et coll. (2007), indique que l’argent sera modérément adsorbant sur les particules de sol. L’argent forme des complexes avec les sulfures et le carbone organique dissous (COD) dans le sol et restera dans le sol en raison d’une adsorption extrêmement élevée (log K_se d’environ 8,8 à 14,2) (Wood 2012). La volatilisation à partir des surfaces de sol humides et sèches ne devrait pas être un processus important dans le devenir des composés d’argent en raison de leur nature ionique et de leur faible pression de vapeur (HSDB 1983- ).

6.2 Persistance dans l’environnement

L’argent existe généralement sous forme d’argent élémentaire et de complexes d’argent dans l’environnement. L’argent est considéré comme persistant, car il ne peut pas se dégrader par des processus tels que la photodégradation ou la biodégradation. Cependant, l’argent peut se transformer en différentes espèces chimiques, par exemple en formant des complexes avec des chlorures, des sulfures et des biomolécules lorsqu’il pénètre dans l’environnement et les organismes (Wood 2012), et il peut se répartir entre différentes phases dans les milieux environnementaux.

6.3 Potentiel de bioaccumulation

L’argent n’est pas un élément essentiel pour les organismes. L’évaluation de la bioaccumulation de l’argent tient compte de la spéciation et de la biodisponibilité de l’argent dans l’environnement. La biodisponibilité est examinée ci‑dessous, plus particulièrement celle de l’entité argent.

La bioaccumulation de l’argent a été examinée en profondeur dans les Recommandations pour la qualité des eaux au Canada (RQEC) (CCME 2015a). Il est reconnu que la méthode faisant appel aux facteurs de bioconcentration et de bioaccumulation (FBC et FBA) des métaux a fait l’objet de nombreux débats et de nombreuses critiques, car ces facteurs sont jugés peu utiles pour prévoir les dangers liés aux métaux (McGeer et coll. 2003; Schlekat et coll. 2007). Une relation inverse entre les concentrations d’argent en milieu aquatique et les FBC et FBA a été démontrée (plus les concentrations d’exposition augmentent, plus les FBC et FBA diminuent) (McGeer et coll. 2003; Lopez-Serrano et coll. 2014). Par conséquent, les RQEC ne s’attardent sur seules les valeurs des FBC et FBA. Au contraire, la biodisponibilité de l’argent, sa bioaccumulation et sa bioamplification par les réseaux trophiques étaient considérées comme des données probantes générales permettant de déterminer le potentiel de bioaccumulation de l’argent. Le rapport de RQEC sur l’argent (CCME, 2015a) a déterminé qu’aucune preuve de bioamplification de l’argent n’a été trouvée. Les données supplémentaires qui n’ont pas été examinées dans les RQEC pour l’argent sont résumées ci-dessous.

La biodisponibilité et la bioaccumulation de l’argent dans les milieux aquatiques sont principalement dues à l’ion argent libre (Ag⁺), qui est la forme écotoxique pour tous les organismes aquatiques (Rodgers et coll. 1997a, b). L’ion argent pourrait s’accumuler dans les organismes, car il est compatible pour l’absorption par des transporteurs d’ions de la membrane cellulaire (Fabrega et coll. 2011; Luoma 2008). Chez les organismes aquatiques, l’absorption et l’accumulation de l’Ag présent dans l’eau augmentent avec la hausse des concentrations d’Ag aqueux et, dans une moindre mesure, à la durée de l’exposition (Brown et coll. 2003; Bury et coll. 2002; Carvalho et coll. 1999; Couillard et coll. 2008; Guevara et coll. 2005; Lam et Wang 2006; Martin et coll. 2017; Roditi et Fisher 1996; Rodgers et coll. 1997a; Wood et coll. 1996). L’exposition à l’Ag par voie alimentaire est jugée peu préoccupante (CCME 2015a). La connaissance des mécanismes de détoxification de l’Ag chez les organismes aquatiques est limitée. Zimmermann et coll. (2017) semblent indiquer que les moules zébrées possèdent des mécanismes de régulation qui empêchent la bioaccumulation de l’argent, l’excès d’argent étant éliminé seulement lorsque tous les sites de liaison sont occupés. Martin et coll. (2017) ont démontré que, chez les poissons, la liaison rapide avec la métallothionéine, une protéine riche en cystéine, est la principale voie de détoxification en raison de la forte affinité de l’argent pour les groupes thiol de la métallothionéine.

Dans un environnement sédimentaire naturel, le sulfure d’argent est considéré comme la forme prédominante, les concentrations élevées de sulfures de fer dans les sédiments favorisant la formation de sulfures d’argent (Hirsch 1998b). Les faibles concentrations d’Ag accumulées dans les tissus des organismes vivant dans les sédiments et l’absence d’effets observés lorsque les organismes sont exposés au sulfure d’argent à des concentrations de 444 à 920 mg Ag/kg en poids sec (p.s.) indiquent que les complexes argent-sulfure, dans les sédiments, pourraient ne pas être biodisponibles pour les organismes (Hirsch 1998b).

Des données limitées ont été trouvées sur l’absorption et la bioaccumulation de l’argent chez les animaux et les plantes terrestres. Le facteur prédominant qui influe sur le comportement et la biodisponibilité de l’argent dans les sols est la présence de sulfures, ou de sulfures volatils acides, qui forment des complexes avec l’ion argent libre pour donner des sulfures d’argent moins biodisponibles. Velicogna et coll. (2017) ont étudié la bioaccumulation de l’Ag chez des lombrics vivant dans un sol dopé à l’AgNO₃. Le FBA cinétique rapporté était de 0,74, ce qui concorde avec les résultats d’autres études menées sur les oligochètes terrestres (Schlich et coll. 2013). Des FBA dans une plage similaire (1,12 à 6,40) ont été observés pour d’autres espèces d’invertébrés du sol (Tourinho et coll. 2016; Waalewijn-Kool et coll. 2014). Les voies d’absorption de l’argent semblent être propres à chaque espèce d’organisme vivant dans le sol, la voie orale étant la principale voie d’absorption chez les vers de terre par rapport à l’absorption cutanée chez les isopodes du sol (Diez-Ortiz et coll. 2015; Tourinho et coll. 2016).

Les plantes accumulent l’argent principalement dans leur système racinaire, comme le démontre l’étude sur la biodisponibilité de l’Ag pour la laitue dans des sols amendés avec des biosolides à des concentrations d’Ag pertinentes en ce qui concerne l’environnement (Doolette 2015). L’accumulation d’Ag dans les pousses n’était pas significative par rapport aux racines. On a constaté que le Cl^- réagissait avec l’Ag⁺ pour former des complexes Ag-chloro solubles et biodisponibles jusqu’à saturation et précipitation subséquente de l’AgCl (Doolette 2015).

Une étude récente de Yoo-iam et coll. (2014) sur le potentiel de bioamplification de l’argent à travers un réseau trophique tropical d’eau douce, réalisée sur une algue verte (Chlorella sp.), une puce d’eau (Moina macrocopa), le barbot de Java (Barbonymus gonionotus) et un ver de vase (Chironomus spp.), a permis de confirmer la détermination du CCME (2015a) selon laquelle il n’y a aucune bioamplification de l’argent. Le facteur de biotransfert (FBT) calculé et le facteur de bioamplification (FBAm) étaient compris entre 0,02 et 0,46 allant des prédateurs aux proies, ce qui semble indiquer l’absence de bioamplification.

Les données probantes actuelles indiquent que l’argent est rapidement absorbé et accumulé par les organismes dans les organes et autres tissus. On a démontré que l’argent accumulé est principalement lié à des biomolécules telles que la métallothionéine ou qu’il est détoxifié dans les organismes aquatiques. Les mécanismes de régulation ou de détoxification de l’Ag dans les organismes qui vivent dans les sédiments ou les sols ne sont pas clairs. La disponibilité de l’Ag⁺ libre pourrait être réduite par la formation de sulfure d’argent inerte dans ces milieux environnementaux, ce qui diminuerait la bioaccumulation de l’Ag par les organismes. Aucune donnée probante de bioamplification à travers les réseaux trophiques n’a été trouvée pour l’argent (CCME 2015a; McGeer et coll. 2003; Ratte 1999; Terhaar et coll. 1977; Yoo-iam et coll. 2014).

7. Potentiel de causer des effets nocifs sur l’environnement

7.1 Évaluation des effets sur l’environnement

7.1.1 Mode/mécanisme d’action toxicologique et mécanismes de toxicité

Le mécanisme bien connu de la toxicité de l’argent pour les organismes d’eau douce est lié à son interférence avec le processus vital d’absorption du Na⁺ et du Cl^- (McGeer et Wood 1998; Morgan et coll. 1997; Wood 2012). Le mode d’action toxicologique de l’Ag chez les poissons d’eau douce et d’eau de mer a été examiné en détail dans les RQEC pour l’argent (CCME 2015a). Le principal mécanisme de toxicité de l’argent chez les poissons d’eau douce est l’inhibition presque totale de l’activité de la Na⁺/K⁺-ATPase, ce qui entraîne une perturbation des fonctions des deux principales enzymes branchiales essentielles à l’ionorégulation (CCME 2015a; Hogstrand et Wood 1998; Webb et Wood 1998; Wood 2012). Le principal mode de toxicité chez les poissons marins semble impliquer une défaillance de l’osmorégulation, comme on le voit chez les poissons d’eau douce, bien qu’il y ait deux organes cibles possibles (les branchies et l’intestin) et deux fonctions cibles possibles (l’ionorégulation branchiale et l’ionorégulation gastrointestinale) chez les poissons marins (CCME 2015a; Wood 2012). Il a été démontré qu’une exposition à long terme des truites arc-en-ciel juvéniles à l’argent provoque la production de la protéine de détoxification métallothionéine, ce qui semble indiquer que le foie du poisson offre une certaine protection inhérente contre la toxicité chronique causée par l’argent (Hogstrand et coll. 1996).

Comme les poissons, les invertébrés d’eau douce (p. ex., Daphnia magna) exposés à l’argent présentaient également une perturbation de l’ionorégulation (Bianchini et Wood 2003). L’inhibition de la Na⁺/K⁺-ATPase chez D. magna était directement liée à l’argent qui entravait l’absorption du sodium par l’organisme dans son ensemble. Toutefois, la nature de l’inhibition de l’absorption du sodium chez D. magna était différente de celle observée chez les poissons (absorption compétitive ou absorption non compétitive chez les poissons) (Bianchini et Wood 2003). L’argent peut également inhiber la reproduction de certaines espèces d’invertébrés en perturbant la synthèse de la vitellogénine (Hook et Fisher 2001; Wood 2012).

Cependant, chez les invertébrés marins, le mode exact de la toxicité n’est pas clair. Les invertébrés marins n’ont pas présenté de défaillance de l’osmorégulation ou de déficience de l’ionorégulation au niveau de l’hémolymphe lorsqu’ils ont été exposés à l’argent. Au contraire, l’argent a causé des changements importants dans la teneur en eau des branchies et/ou de l’hépatopancréas, ce qui a entraîné des modifications importantes de l’activité de la Na⁺/K⁺-ATPase. Des changements se sont également produits dans les concentrations totales et intracellulaires d’ions (Cl⁻, Na⁺, K⁺, Mg²⁺ et Ca²⁺) dans différents tissus d’invertébrés marins (Bianchini et coll. 2005). Il a été supposé que d’autres mécanismes sont en cause dans le transport de l’eau et des ions au niveau de la membrane cellulaire, ce qui cause des altérations dans la régulation de l’eau et des ions au niveau cellulaire dans différents tissus d’invertébrés marins (Bianchini et coll. 2005).

On a supposé que l’absorption d’argent par les algues d’eau douce se fait par trois mécanismes : 1) le transport accidentel de cations; 2) le transport par un système servant à l’absorption d’autres cations essentiels (p. ex., Na⁺, K⁺, ou Cu⁺); et 3) le transport à travers les membranes cellulaires vers le cytosol par diffusion passive directe à travers la bicouche lipidique sous forme de complexe AgCl neutre (Lee et coll. 2004). Une fois qu’il a pénétré dans une cellule de l’algue, l’argent interfère spécifiquement avec les molécules contenant du soufre (Leonardo et coll. 2016; Ratte 1999), provoquant un mauvais pliage et des dommages aux protéines en se liant aux groupes thiol (Pillai et coll. 2014). L’argent peut également perturber l’expression des protéines dans la synthèse de l’ATP et la photosynthèse, et peut remplacer le Cu⁺ dans les principales protéines en cause dans ces processus (Pillai et coll. 2014). Leonardo et coll. (2016) ont démontré que l’argent lié aux molécules contient du soufre et se détoxifie efficacement en entrant dans le cytosol de la microalgue verte Coccomyxa actinabiotis à de faibles concentrations (p. ex., 10^-5 mol/L). Cependant, l’argent peut pénétrer dans le cytosol et les chloroplastes à des concentrations plus élevées (p. ex., > 10^-4 mol/L), causant des dommages au photosystème et inhibant la photosynthèse et la croissance (Leonardo et coll. 2016).

L’argent aurait de fortes propriétés fongicides, algicides et bactéricides en raison de l’inhibition par Ag⁺ des enzymes thiolase, phosphatase (P), arylsulfatase (S) et uréase (N) (Domsch 1984; Falbe et Regitz 1992; NAPM 1974).

7.1.2 Facteurs de modification la toxicité

Le CCME a examiné les facteurs pouvant modifier la toxicité de l’argent conformément à leur protocole pour l’élaboration de recommandations pour la qualité de l’eau (CCME 2007), lors de l’élaboration des recommandations pour la qualité de l’eau en ce qui concerne l’argent (CCME 2015a). L’examen a permis de déterminer que la toxicité de l’argent est en corrélation avec les concentrations de l’ion argent libre, Ag⁺, et, par conséquent, les facteurs qui influent sur la disponibilité de l’Ag⁺ libre devraient en modifier la toxicité. La toxicité de l’argent diminue considérablement dans les eaux naturelles par rapport aux essais faits avec de l’eau de laboratoire. La complexation avec divers ligands et l’adsorption sur des solides fins en suspension dans les eaux naturelles réduisent la disponibilité de l’Ag⁺ libre (CCME 2015a; Erickson et coll. 1998; Wood 2012).

La complexation avec les sulfures et, dans une moindre mesure, avec les thiosulfates est le facteur prédominant qui influe sur la spéciation de l’Ag dans l’environnement et peut en atténuer la toxicité (Bianchini et Bowles 2002; Bianchini et Wood 2008; CCME 2015a).

Les MON dans les eaux naturelles sont d’autres ligands importants qui peuvent former de grands complexes Ag-MON, rendant l’argent non biodisponible (CCME 2015a; Erickson et coll. 1998). En étudiant les effets de l’Ag sur trois espèces de microorganismes, González et coll. (2015) ont constaté que la complexation de l’argent avec les MON dissoutes était plus prononcée à de faibles concentrations, avec une longue durée d’exposition et avec une teneur élevée en carbone organique dissous (COD), ce qui illustre le rôle très protecteur des MON.

Les effets protecteurs du Cl- pourraient varier selon l’espèce chez les organismes d’eau douce et ils constituent un facteur extrêmement important dans la réduction de la toxicité de l’argent pour les organismes marins, car les concentrations élevées de chlorure favorisent la formation de complexes Ag-chloro moins toxiques (Bury et Wood 1999; CCME 2015a; Galvez et Wood 1997; Hogstrand et coll. 1996; McGeer et Wood 1998; Ratte 1999).

L’effet du pH (c.‑à‑d. H₃O⁺) sur la toxicité de l’argent n’est pas clair. On a supposé que les effets dus au pH étaient attribuables à son interaction avec le COD, ce qui réduirait le H⁺ en laissant davantage de COD pour la complexation de l’Ag (CCME 2015a).

Plusieurs modèles de ligands biotiques (MLB) ont été mis au point pour prévoir la toxicité aiguë de l’argent pour les organismes d’eau douce. Le mérite de ces trois modèles pour l’Ag a été examiné dans les récentes RQUEC concernant l’argent (CCME 2015a). Ces modèles ont été considérés comme des candidats utiles pour générer des estimations de la toxicité à court terme dans des conditions propres au site. Cependant, il n’existe pas de MLB permettant de prévoir la toxicité chronique de l’Ag pour les organismes d’eau douce (CCME 2015a; Wood 2012).

7.1.3 Effets sur les organismes aquatiques

La spéciation de l’argent est un facteur crucial pour ce qui est de son potentiel de toxicité aquatique. Même si les composés d’argent non solubles ou complexés présentent une faible toxicité pour les organismes aquatiques, on sait depuis longtemps que la forte toxicité de l’argent est due à l’ion Ag⁺ libre (Bury et Wood 1999; Hogstrand et coll. 1996; Karen et coll. 1999; Leblanc et coll. 1984; Ratte 1999; Rodgers et coll. 1997a, b). Des sels facilement solubles tels que le nitrate d’argent sont utilisés dans les études de toxicité en laboratoire : ils produisent des effets chez les organismes d’eau douce à de faibles concentrations en raison de la libération d’ions Ag⁺ libres (Hogstrand et coll. 1996; Rodgers et coll. 1997a, b). D’autres sels d’argent (p. ex., le thiosulfate, le sulfure, le chlorure, etc.) se sont avérés beaucoup moins toxiques que le nitrate d’argent, et l’AgCl est essentiellement non toxique (LeBlanc et coll. 1984; Hogstrand et coll. 1996; Rodgers et coll. 1997a,b), ce qui est probablement dû à la proportion d’Ag total, c.-à-d. l’ion Ag⁺ libre, dans le milieu d’exposition.

Les données sur la toxicité de l’argent pour les organismes d’eau douce sont présentées dans le tableau 7-1. Cet ensemble de données comprend les données relevées dans la documentation scientifique jusqu’en 2013 pour le calcul des RQEC (CCME 2015b). Aux fins de la présente évaluation préalable, une recherche supplémentaire a été faite dans la documentation scientifique sur les données relatives à la toxicité de l’argent et publiées entre 2014 et 2017. Cette recherche sur les plus récentes données a permis de trouver une centaine d’articles de périodiques additionnels sur la toxicité de l’argent et les études de bioaccumulation (dans divers milieux environnementaux). Toutes les études ont fait l’objet d’un examen critique, et seules les données provenant d’études de haute qualité ont été prises en compte.

Dans les essais de toxicité aiguë, les cladocères et les algues vertes comptent parmi les espèces les plus sensibles à l’argent par rapport aux poissons et aux insectes aquatiques ou à d’autres groupes d’invertébrés (CCME 2015a). Les poissons aux premiers stades larvaires et juvéniles sont plus sensibles à la toxicité de l’argent que les poissons adultes, en particulier la truite arc-en-ciel (Oncorhynchus mykiss) et le vairon à grosse tête (Pimephales promelas) (tableau 7-1) (CCME 2015b). Dans les essais de toxicité chronique, les poissons, les invertébrés et les plantes aquatiques ont montré une sensibilité à l’argent similaire, variant de 0,32 µg/L à 23 µg/L, à l’exception de l’espèce d’invertébrés la plus tolérante, soit le diptère Chironomus tentans, avec une concentration sans effet observé sur 10 jours pour la reproduction à 125 µg/L (tableau 7-1) (CCME 2015b; Rodgers et coll. 1997 b). On a formulé l’hypothèse que la complexation de l’argent par les particules d’aliments dans les essais de toxicité à long terme chez les invertébrés réduisait la biodisponibilité de l’argent (Wood et coll. 2002).

^a Les concentrations avec effet indiquées dans le tableau concernent les essais de toxicité effectués à l’aide d’AgNO₃.

^b Sauf indication contraire, la référence CCME 2015 b désigne l’ensemble de données présenté à l’annexe A des RQEC (CCME 2015b).

La valeur des RQEC à long terme pour l’argent pour la protection des organismes d’eau douce (CCME 2015a) est de 0,25 μg/L. Cette valeur de référence est basée sur une méthode de distribution de la sensibilité des espèces (DSE) faisant appel à des données de toxicité chronique pour 9 espèces aquatiques (c.‑à‑d. 4 poissons, 4 invertébrés et 1 plante aquatique), et la recommandation représente la valeur CD₅ (concentration dangereuse au 5^e centile) de la distribution.

Les nouvelles données de toxicité à long terme (chronique) pour les organismes d’eau douce, obtenues depuis la publication des RQEC sur l’argent soutiennent que la valeur de 0,25 μg/L assure la protection des organismes aquatiques d’eau douce (Asmonaite et coll. 2016; Call et coll. 1997, 1999, 2006; Domingues 2016; Khan et coll. 2015; Li et coll. 2015; Mackevica et coll. 2015; Mehennaoui et coll. 2016; Navarro et coll. 2015; Rainville et coll. 2014; Ribeiro et coll. 2015; Seitz et coll. 2015; Sekine et coll. 2015; Shen et coll. 2015; Sørensen et Baun 2015; Xin et coll. 2015; Yoo-iam et coll. 2014; Zhang et coll. 2015). Par conséquent, une concentration estimée sans effet dans l’eau douce (CESE_eaux-douces) de 0,25 μg/L (argent total) sera utilisée pour la caractérisation des risques.

7.1.4 Effets sur les organismes marins

La forte teneur en chlorure de l’eau de mer réduit la toxicité de l’argent pour les organismes marins en formant des complexes Ag-chlore moins solubles, moins biodisponibles et moins toxiques (Ferguson et Hogstrand 1998; Ratte 1999).

Les données sur la toxicité de l’argent pour les organismes marins dans les RQEC sur l’argent (CCME 2015b) sont présentées dans le tableau 7-2. Dans les essais de toxicité aiguë réalisés avec de l’eau de mer, les invertébrés et les algues étaient plus sensibles à l’argent que les poissons (CCME 2015b). Dans des essais de toxicité chronique, l’algue rouge Champia parvula s’est avérée être l’espèce la plus sensible à la toxicité de l’argent, tandis que les espèces de poissons étaient les moins sensibles (CCME 2015b).

^a Sauf indication contraire, les concentrations entraînant un effet concernent les essais de toxicité effectués à l’aide d’AgNO₃.

^b Sauf indication contraire, la référence CCME 2015 b renvoie à l’ensemble de données présenté à l’annexe A des RQEC (CCME 2015b).

^c Les concentrations entraînant un effet concernent les essais de toxicité réalisés à l’aide d’Ag métallique et sont indiquées comme effet létal, CL₅₀.

Il existe une RQEC à court terme pour la protection des organismes marins (CCME 2015a) de 7,5 μg/L (argent total), mais les données sont insuffisantes pour en déduire une recommandation à long terme pour le milieu marin (CCME 2015a). Les études de toxicité aiguë sur les organismes d’eau salée publiées après la période de collecte des données du RQEC ont été recueillies et examinées (Auffan et coll. 2014; Berry et coll. 1999; Magesky et Pelletier 2015; Martin et coll. 1981; Matson et coll. 2016). Les nouvelles données de toxicité pour les organismes d’eau salée étaient cohérentes avec les RQEC à court terme. Les données supplémentaires de toxicité chronique trouvées dans les algues marines (Sanders et Abbe 1989), ne sont pas suffisantes pour établir une CESE chronique en milieu marin par une approche basée sur la DSE en raison du manque de données sur la toxicité à long terme pour les poissons marins (CCME 2007).

Dans la présente évaluation préalable, nous avons utilisé une approche par facteur d’évaluation (FE) (Okonski et coll. 2021)afin de calculer une CESE à long terme pour les organismes marins. Les données sur la toxicité de l’argent à court et à long terme dans les eaux estuariennes et marines ont été normalisées Okonski et coll. 2021). La valeur normalisée la plus faible a été utilisée comme valeur de toxicité critique (VTC). La CL₅₀ sur 48 heures de 5,8 µg/L chez l’huître (Crassostrea virginica) à une salinité de 25 ppt (Calabrese et coll. 1977) a été sélectionnée comme VTC. Un FE de 10, qui tient compte d’un facteur de normalisation du critère d’effet de 10 pour l’extrapolation de la valeur médiane d’un effet léthal aigu à une concentration sub-létale sans effet à long terme, a été appliqué. Nous avons également appliqué un facteur de 1 de chacune des valeurs pour tenir compte de la variation interspécifique et le mode d’action, respectivement, car des données ont été trouvées pour un grand nombre d’espèces représentant plusieurs catégories d’organismes. Nous avons ainsi obtenu une CESE_eaux-marines chronique de 0,58 µg/L.

7.1.5 Effets sur les organismes vivant dans les sédiments

La biodisponibilité et la toxicité de l’argent pour les organismes benthiques vivant dans les sédiments d’eau douce sont fortement liées aux propriétés physico-chimiques des sédiments (p. ex., le pH, le carbone organique, la capacité d’échange cationique, la quantité de limon et d’argile et les sulfures volatils acide) (Call et coll. 2006; Rodgers et coll. 1995; Hirsch 1998a; Yoo et coll. 2004). Dans des études sur la biodisponibilité de l’argent pour l’amphipode Hyalella azteca dans des échantillons de sédiments dopés à l’AgNO₃-, la CL₅₀ sur 10 jours, fondée sur l’argent total extractible à l’acide, variait de de 1,62 mg/kg p.s. à 2980 mg/kg p.s., et la concentration sans effet observé (CSEO) sur 10 jours et la concentration minimale avec effet observé (CMEO) pour la réduction de la croissance variaient de 12 à 2150 mg/kg p.s. et de 31 à 4310 mg/kg p.s., respectivement (Annexe E) (Call et coll. 2006; Rodgers et coll. 1997a). Une toxicité moindre de l’argent a été constatée dans les sédiments ayant un pH plus élevé et une teneur importante en matières organiques et en argile, une grande capacité d’échange cationique et une teneur élevée en sulfures volatils acides (Call et coll. 2006; Rodgers et coll. 1997a). La toxicité considérablement réduite de ces trois dernières substances contenant de l’argent est probablement due à la complexation du ligand qui entraîne une biodisponibilité réduite.

La complexation des ligands influe de manière significative sur la biodisponibilité et la toxicité de l’argent (Call et coll. 2006; Hirsch 1998a; Rodgers et coll. 1997a). Lors d’expériences réalisées avec l’amphipode d’eau douce H. azteca, des échantillons de sédiments ont été dopés avec un complexe d’AgNO₃, AgCl, Ag₂S et le complexe de thiosulfate d’argent [Ag(S₂O₃)_n (69 % d’Ag)]. Les effets sur les amphipodes exposés à des sédiments dopés à l’AgNO₃ se sont produits à des concentrations beaucoup plus faibles, avec des valeurs de la CL₅₀ sur 10 jours se situant entre 1,62 et 2980 mg/kg p.s. (Hirsch 1998a; Rodgers et coll. 1997a). La toxicité considérablement réduite de ces trois dernières substances contenant de l’argent est probablement due à une complexation du ligand qui entraîne une biodisponibilité réduite.

La toxicité de l’argent pour les organismes vivant dans les sédiments varie également selon l’espèce. Les larves de Chironomus sp. et C. tentans étaient beaucoup moins sensibles à la toxicité de l’argent que les espèces du genre Hyalella (Call et coll. 1997, 1999, 2006; Ewell et coll. 1993).

Rajala et coll. (2016) ont étudié l’exposition de vers noirs (Lumbriculus variegatus) au AgNO₃ dans un échantillon de sédiments artificiels et deux échantillons de sédiments naturels. Des effets nocifs sur la reproduction des vers noirs et le nombre de vers à la fin des essais de 28 jours ont été observés dans les sédiments artificiels à une concentration d’inhibition médiane (CI₅₀) sur 28 jours (reproduction) de 23,9 mg/kg p.s. et à une concentration entraînant un effet médian (CE₅₀) sur 28 jours (nombre de vers) de 38 mg/kg p.s. La toxicité plus élevée de l’argent dans les sédiments artificiels que dans les sédiments naturels a été attribuée à la teneur moindre en carbone organique et en sulfures, ce qui s’est traduit par une complexation moindre de l’argent, et également à la méthode de dopage direct visant à éviter la complexation d’Ag⁺ avec le Cl^- dans les eaux sus‑jacentes.

Le calcul d’une CESE dans les sédiments a suivi une méthode basée sur les facteurs d’évaluation (FE) (Okonski et coll. 2021). La valeur de toxicité la plus faible après normalisation était une CL₅₀ sur 10 jours de 1,62 mg/kg obtenue avec H. azteca (Rodgers et coll. 1997a), dans des sédiments contenant très peu de ligands de complexation de l’argent. Dans cette étude, la concentration d’Ag dans les eaux sus‑jacentes atteignait 9,7 µg/L au jour 10, par rapport à la CL₅₀ sur 96 heures de 6,8 µg/L dans l’eau seulement, pour le même organisme (Rodgers et coll. 1997 b). Il est possible que l’exposition à l’eau ait été la principale voie de toxicité de l’argent observée chez Hyalella azteca et cette donnée n’est par conséquent pas appropriée pour servir de valeur critique de toxicité (VCT). La deuxième plus faible valeur de toxicité après normalisation, soit la CI₅₀ chronique sur 28 jours (reproduction) de 23,9 mg/kg p.s. chez les vers noirs (Rajala et coll. 2016), a été choisie comme VTC pour l’argent pour les organismes vivant dans les sédiments. La VTC est divisée par un facteur de 5 pour l’extrapolation d’une concentration médiane entraînant un effet à une concentration minimale entraînant un effet observé ou une concentration sans effet observé, puis elle est divisée par un autre facteur de 5 et 1 pour tenir compte de la variation de la sensibilité des espèces et du mode d’action, respectivement, ce qui donne un facteur d’évaluation total de 25. Par conséquent,

CESE_sédiments chronique = 23,9 / (5 × 5 × 1) = 1,0 mg Ag_Total/kg (ou µg/g, p.s.).

7.1.6 Effets sur les organismes vivant dans le sol

L’AgNO₃ est le sel d’argent le plus couramment utilisé dans les essais de toxicité sur les sols en laboratoire, en raison de sa grande solubilité dans l’eau et de sa dissociation rapide pour libérer l’ion Ag⁺. L’Ag₂S est considéré comme étant la forme d’argent prédominante dans le sol et les biosolides (Doolette 2015; Jesmer et coll. 2016).

Les études de la toxicité de l’argent dans le sol réalisées avec des végétaux (trèfle rouge, Trifolium pratense L. et élyme lancéolé, Elymus lanceolatus), et des invertébrés terrestres (lombric, Eisenia andrei, et collembole, Folsomia candida) ont été réalisées par le laboratoire de toxicologie des sols d’Environnement Canada (ECSTL 2011). Tous les essais ont été réalisés dans un des échantillons de loam sableux selon les méthodes d’essai biologique d’ECCC (Environnement Canada 2004, 2005, 2007). Pour ce qui est des végétaux, la croissance (c.‑à‑d. masse sèche et la longueur des racines/pousses) a été le critère d’effet traduisant la plus grande sensibilité (annexe F). La levée des plantules n’a pas été considérée comme un critère d’effet traduisant une sensibilité chez les deux végétaux, car aucun effet n’a été constaté à la concentration d’essai maximale (3 014 mg/kg p.s.). Pour ce qui est des deux invertébrés, la reproduction et la croissance ont été des critères d’effet traduisant une plus grande sensibilité que la survie (annexe F).

Des facteurs mixtes dans les propriétés physico-chimiques (par exemple, le pH, le carbone organique, la capacité d’échange cationique et les quantités de limon et d’argile) affectent la biodisponibilité et la toxicité de l’argent pour les organismes du sol et les plantes (annexe F). Velicogna et coll. (2016) ont indiqué que la toxicité maximale pour la croissance (masse sèche) du trèfle a été observée dans un loam sableux, tandis que la toxicité maximale pour la levée des plantules et la longueur des pousses des végétaux a été observée dans un loam limoneux. Des profils similaires ont été observés pour la masse sèche et la levée de l’élyme lancéolé. Langdon et coll. (2015) ont étudié la croissance de l’orge (Hordeum vulgare) et de la tomate (Lycopersicum esculentum) dans huit échantillons de sols ayant des propriétés variables, notamment les teneurs en sable et en argile, le pourcentage de matière organique, le pH et la capacité d’échange cationique. Les valeurs de CE₁₀ rapportées pour la longueur des racines d’orge et la levée des plantules de tomates variaient jusqu’à un ordre de grandeur de 13 fois. La toxicité en argent pour les invertébrés du sol variait moins avec les propriétés du sol que pour les plantes, les critères d’effet médians (C[L] E₅₀) variant d’un ordre de grandeur d’environ 2 à 4 fois dans les loams sableux et limoneux (ECSTL 2011; Mendes et coll. 2015; Novo et coll. 2015; Schlich et coll. 2013; Velicogna et coll. 2016; Waalewijn-Kool et coll. 2014).

Les données de toxicité chronique de l’argent pour les organismes vivant dans le sol ont été compilées et évaluées. L’ensemble de données est adéquat pour utiliser l’approche de la DSE à long terme, comme il est précisé dans le protocole du CCME permettant d’établir une réglementation sur la qualité des sols pour ce qui est du contact avec le sol (c.‑à‑d. pour assurer la protection des végétaux et des invertébrés) (CCME 2006a). Les critères d’effet toxicologique jugés fiables sont présentés à l’annexe F. Le tableau 7-3 recense les données qui ont été utilisées pour établir la DSE long terme à l’aide du logiciel ssdtools version 0.3.3 (Dalgarno 2018) (figure 7-1). Lorsque plus d’un critère d’effet acceptable de condition d’essai et d’effet comparable était disponible pour une espèce donnée, la moyenne géométrique a été calculée. Les végétaux sont plus sensibles à l’argent que les invertébrés du sol, exception faite des lombrics (tableau 7‑3, annexe F). La croissance des végétaux et la reproduction des invertébrés du sol sont les critères d’effet traduisant une plus grande sensibilité par rapport à la survie.

Abréviations : p.s. = poids sec; CE₁₀ = concentration d’un agent stressant estimée efficace pour produire une réponse biologique, autre que la mortalité, chez 10 % des organismes d’essai pendant un intervalle de temps donné.

^a Les critères d’effet toxique indiqués sont ceux déterminés dans les essais de toxicité du sol réalisés avec AgNO₃ et sont utilisés dans l’approche de DSE pour calculer une CESE pour l’argent dans le sol. L’ensemble complet des données des études de toxicité du sol jugées fiables est résumé à l’annexe F.

^b Moyenne géométrique calculée pour les données utilisées dans l’approche de DSE.

La moyenne des DSS du modèle (c.-à-d. normale, logistique, gamma) et les statistiques associées, y compris la CD₅ (5^e centile représentant la concentration dangereuse pour 5 % des organismes vivant dans le sol) ont été générées à l’aide du logiciel ssdtools (Dalgarno 2018). La CD₅ estimée de la distribution moyenne est de 0,81 mg/kg (figure 7-1). Un facteur de 1 a été appliqué à chacune des valeurs pour tenir compte de la normalisation des paramètres, de la variation des espèces et du mode d’action, respectivement, car des données étaient disponibles pour un grand nombre d’espèces représentant plusieurs catégories d’organismes. Cette valeur est retenue comme CESE pour la toxicité à long terme de l’argent dans le sol.

CESE_sol chronique = 0,81 mg Ag_Total/kg (ou µg/g p.s.)

7.2 Évaluation de l’exposition de l’environnement

7.2.1 Approche employée pour la caractérisation de l’exposition

Des scénarios d’exposition ont été élaborés en fonction des sources, des utilisations et des rejets d’argent dans l’environnement canadien (sections 4.2 et 5) pour les quatre sources suivantes : 1) extraction de métaux; 2) fusion et affinage des métaux communs (FAMC), 3) eaux usées et 4) élimination des déchets. Les secteurs de l’extraction des métaux et de la fusion et de l’affinage des métaux communs participent à la production de l’argent. Les systèmes des eaux usées (SEU) reçoivent des effluents qui peuvent contenir de l’argent provenant des particuliers, des commerces et des industries, et les effluents traités par les SEU peuvent rejeter de l’argent dans l’environnement.^{Note de bas de page 7} Enfin, les produits contenant de l’argent peuvent être éliminés dans les sites d’enfouissement et l’argent peut pénétrer dans l’environnement par le lixiviat. Nous n’avons pas élaboré de scénarios d’exposition pour les autres activités, car selon les renseignements disponibles au moment de la rédaction du présent rapport d’évaluation préalable, les rejets d’argent dans l’environnement attribuables à d’autres activités sont négligeables.

Les concentrations mesurées ont été les données privilégiées pour représenter les concentrations estimées dans l’environnement (CEE) d’argent dans divers milieux environnementaux. Nous disposions de ce type de données pour les milieux récepteurs dans le secteur de l’extraction des métaux et celui de la fusion et de l’affinage des métaux communs. Lorsque nous ne disposions d’aucune concentration mesurée, les CEE ont été obtenues par modélisation à l’aide d’autres types de données.

Les CPE pour les effluents d’eaux usées et les lixiviats ont été calculées à partir des concentrations d’effluents et de lixiviats (Ca), comme le décrit l’équation ci-dessous. Les concentrations de fond médianes (Cb) pour l’argent ont été calculées pour les écozones correspondantes et les Grands Lacs (tableau D-1, annexe D). Un facteur de dilution approprié pour le plan d’eau donné a été appliqué pour refléter les conditions près du point de rejet et plafonné à un maximum de 10. Les concentrations de fond ont été prises en compte pour refléter la présence naturelle de l’argent au point de rejet.

$CPE \text{(}\text{μ}\text{g/L)}=\text{C}\text{b} (\text{μ}\text{g/L)}+\left(\frac{\text{C}\text{a}(\text{μ}\text{g/L)}}{\text{DF}}\right)$

La caractérisation de l’exposition tient compte des concentrations d’argent dissous, là où elles sont disponibles, et des concentrations d’argent total. Les valeurs non détectées ont été remplacées par la moitié de la valeur du seuil de détection de la méthode.

7.2.2 Concentrations de fond de l’argent

L’argent est un élément trace dans la croûte terrestre, dont la concentration estimée varie de 0,07 mg/kg (Yaroshevsky 2006) à 0,1 mg/kg (Purcell et Peters 1998). On ne possède pas de données sur les concentrations d’argent dans l’air ambiant, mais l’OMS (2002) a estimé que dans l’air caractéristique des milieux urbains, les concentrations d’argent seraient inférieures à 0,00005 mg/m³. Les concentrations de fond d’argent dans les eaux douces varient. Elles sont les plus élevées à proximité des gisements de minéraux (Purcell et Peters 1998), mais sont généralement inférieures aux μg/L.

Les plages des concentrations de fond (exprimées en plages normales) et les médianes des concentrations de fond d’argent total (Ag_T) dans les eaux douces ont été estimées par Kilgour and Associates Ltd. (2016) pour les écozones canadiennes à l’aide des données de surveillance de la qualité de l’eau de diverses sources fédérales et provinciales^{Note de bas de page 8}. Seuls les échantillons jugés être en condition de référence, selon la méthode décrite par Proulx et coll. (2018), ont été inclus pour le calcul de ces statistiques (voir l’annexe D). Les concentrations de fond médianes d’Ag_T ont également été estimées pour une écozone additionnelle, soit la Taïga du bouclier, toujours selon la même méthode (Kilgour and Associates Ltd. 2016; Proulx et coll. 2018) et à l’aide des données fédérales de surveillance de la qualité des eaux (DNMQELT 2016), ainsi que pour les lacs Érié, Ontario et Supérieur à l’aide d’échantillons prélevés entre 2005 et 2015. Dans tous les cas, les échantillons sans argent détecté ont été traités avant l’analyse, et nous leur avons attribué la moitié du SDM indiqué. Les concentrations de fond médianes étaient les plus élevées dans l’écozone Plaines à forêts mixtes. Les concentrations dans les Grands Lacs étaient particulièrement faibles (concentrations médianes de 0,0005 µg Ag_T/L, c.-à-d. une mesure sans argent détecté pour laquelle nous avons attribué la moitié du SDM).

Les plages normales estimées par Kilgour and Associates Ltd. (2016) comprennent la limite supérieure de tolérance intérieure (c.-à-d. la concentration de fond prévue maximale dans la présente évaluation). Les limites supérieures de tolérance intérieure pour diverses écozones sont présentées à l’annexe D. Les limites supérieures de tolérance intérieure pour quatre écozones (c.‑à‑d. Plaines boréales, Bouclier boréal, Plaines à forêts mixtes et Prairies) dépassent les CESE dans l’eau douce (0,25 µg/L).

Les concentrations de fond d’argent dans le milieu marin devraient également être faibles. Les concentrations de fond médianes d’argent dans le nord du Pacifique et le nord de l’Atlantique ont été estimées à l’aide de données recueillies à des profondeurs atteignant 50 m, à des sites de prélèvement situés à proximité des côtes canadiennes du Pacifique et de l’Atlantique. Les concentrations de fond médianes d’argent dissous (Ag_D) dans le Pacifique Nord et d’argent total dans l’Atlantique Nord sont de 0,0011 µg Ag_D/L (n = 22) (Kramer et coll. 2011) et de 0,00032 µg Ag_T/L (n = 9) (Rivera-Duarte et coll. 1999), respectivement.

7.2.3 Mines de métaux

Les récepteurs environnementaux peuvent être exposés à l’argent par des activités d’extraction des métaux qui rejettent des effluents dans les eaux de surface. Le Règlement sur les effluents des mines de métaux et des mines de diamants (REMMMD) prescrit les limites de concentration maximales autorisées pour les substances nocives dans les effluents des mines. Le REMMD exige également un suivi des effets sur l’environnement (SEE), qui comprend l’analyse de certains paramètres de la qualité de l’eau et des sédiments dans les zones d’exposition et de référence. L’annexe 4 du REMMMD fixe les limites de concentration dans les effluents pour certains paramètres et l’annexe 5 du REMMMD prévoit la mise en place d’Études de suivi des effets sur l’environnement (SEE), laquelle exige la surveillance de certains paramètres dans les effluents et les eaux de surface (c.‑à‑d. les zones exposées et les zones de référence). L’argent n’est pas un paramètre surveillé aux termes du REMMMD. Cependant, les études de SEE présentées à ECCC peuvent contenir des renseignements supplémentaires, notamment des données sur les concentrations d’Ag_T et d’Ag_D dans les effluents, les zones exposées et les zones de référence. Selon le dernier rapport d’étape sur la performance des mines de métaux en conformément au Règlement, au moins 22 sites impliquant des activités minières métalliques étaient associés à la production d’argent en 2017 (ECCC 2018b). Les études de SEE réalisées sur 18 de ces sites fournissent des concentrations d’argent dans l’eau douce.

Les données sur l’argent ont été systématiquement extraites des ESEE (jusqu’en 2018) disponibles sur 18 des sites qui prennent part à la production de l’argent. Pour chaque site, les rapports les plus récents ont été étudiés en premier. Si le rapport le plus récent ne contenait pas de données sur l’argent, le rapport le plus récent suivant a été étudié et ainsi de suite. Si le rapport le plus récent contenait des concentrations d’argent dans l’eau douce supérieures à la CESE pour l’eau douce (0,25 µg Ag/L), toutes les données des rapports précédents ont également été extraites pour être analysées. Si le rapport le plus récent ne contenait pas de concentrations d’argent dans l’eau douce supérieures à la CESE pour l’eau douce, les rapports précédents n’ont pas été examinés. Dans l’ensemble, 3 sites parmi les 18 présentent des concentrations d’argent supérieures à la CESE pour l’eau douce. Les données concernant deux de ces installations figurent dans le tableau 7‑4 (un des sites a été exclu, car la mine correspondante est fermée depuis plus de 5 ans). Il est important de noter que les SDM. Il est important de noter que les SDM dans les ESEE examinés ici (c.‑à‑d. de 0,005 µg/L à 0,20 µg/L) étaient inférieurs à la CESE pour l’eau douce de 0,25 µg Ag_T/L. L’argent n’a pas été détecté dans la majorité des échantillons d’eau douce.

Abréviations : T = fraction totale; D = fraction dissoute.

^a Les données ont été extraites des études de SEE (SEE 2021).

^b Les activités du site 2 comprennent celles de la fusion et de l’affinage des métaux de communs (c.-à-d. le site 2 dans la section 7.2.5).

Les concentrations d’argent dans les sédiments ont été extraites des études de SEE les plus récentes (jusqu’en 2020).  Des données sur l’exposition et la zone de référence étaient disponibles pour 12 producteurs d’argent. Le tableau 7-5 présente les données sur les sites où les concentrations dans la zone exposée dépassent la CESE des sédiments de 1,0 µg/g p.s. Les concentrations d’argent dans les sédiments de la zone exposée du site 2 ont pu augmenter jusqu’en 2011 et sont restées comparables en 2018 (plage de <0,2 à 6,4 mg/kg, moyenne de 2,6 mg/kg en 2004; plage de 0,3 à 8,8 mg/kg, moyenne de 3,6 mg/kg en 2007; plage de 0,45 à 21 mg/kg, moyenne de 13 mg/kg en 201; plage de 4,13 à 12,5 mg/kg, moyenne de 8,4 mg/kg en 2018).

Abréviations : ND = non déclaré.
^a Les données ont été extraites des études de SEE (SEE 2021).
^b Les activités du site 2 comprennent celles de la fusion et de l’affinage des métaux de communs (c.-à-d. le site 2 dans la section 7.2.5).
^c Estimation basée sur la profondeur maximale d’échantillonnage de l’échantillonneur Petite Ponar Grab (Caires et Chandra 2011).

7.2.4 Fusion et affinage des métaux communs

Actuellement, on compte 10 installations de fusion et d’affinage des métaux communs (FAMC) au Canada, dont certaines produisent de l’argent pur et des produits contenant de l’argent. Cinq installations FAMC sont soumises au REMMMD parce qu’elles combinent leurs effluents avec ceux des mines de métaux. Les données sur les concentrations d’argent dans l’eau douce ont été extraites des études de SEE associées (jusqu’en 2018), lorsqu’elles étaient disponibles (tableau 7-6). Comme pour les installations d’extraction de métaux, les SDM des études de SEE étudiées ici étaient inférieurs à la CESE pour l’eau douce (0,25 µg Ag_T/L), et la plupart des échantillons d’eau douce ne contenaient pas d’argent détecté (c.‑à‑d. les concentrations étaient inférieures au SDM).

Abréviations : T = fraction totale; D = fraction dissoute.

^a Les données ont été extraites des études de SEE (SEE 2021).

^b Le site 2 représente les rejets de l’extraction des métaux communs (c.-à-d. le site 2 dans la section 7.2.4).

Les concentrations d’argent dans les sédiments ont été extraites des études de SEE les plus récentes (jusqu’en 2020). Les concentrations dans les zones d’exposition et de référence étaient disponibles pour quatre installations de fusion et d’affinage des métaux communs associés à des producteurs d’argent (tableau 7-7). Les données pour le site 2, qui représente des rejets de fusion et d’affinage des métaux communs et d’effluents de mines de métaux, sont supérieures à la CESE des sédiments calculée pour cette évaluation. Comme indiqué à la section 7.2.4, les concentrations d’argent dans les sédiments de la zone exposée du site 2 semblent avoir augmenté jusqu’en 2011 et sont restées comparables en 2018.

Abréviations : n.d. = non disponible.

^a Les données ont été extraites des études de SEE (SEE 2021).

^b Les activités du site 2 celles des mines de métaux (c.-à-d. le site 2 dans la section 7.2.4).

^c Estimation basée sur la profondeur maximale d’échantillonnage de l’échantillonneur Petite Ponar Grab (Caires et Chandra 2011).

Les données pour une installation qui n’est pas soumise au REMMMD ont été extraites d’un rapport de surveillance exhaustif (EEC Ltd et LAC Ltd 2014). Les concentrations d’Ag_T et d’Ag_D dans les eaux douces, à deux endroits en amont de l’installation et à trois endroits en aval de la même installation ont été mesurées (tableau 7-8). Toutes les concentrations étaient inférieures au SDM (0,02 µg/L ou 0,05 µg/L). Les données sur les sédiments étaient également présentes dans ce rapport pour trois zones de référence en amont et cinq zones exposées en aval pour octobre 2012 (tableau 7-9). Les concentrations d’argent dans les sédiments des zones exposées étaient élevées (0,6 à 5,7 mg/kg) par rapport à celles des zones de référence (< 0,2 mg/kg).

Abréviations : T = fraction totale; D = fraction dissoute; E = fraction extractible dans un acide fort.

^a Les concentrations sont celles mesurées dans les premiers 0 à 15 cm de carottes homogénéisées.

7.2.5 Eaux usées

L’argent peut être présent dans les eaux usées produites par les consommateurs, les commerces et les industries et, par conséquent, il peut être présent dans les influents reçus par les systèmes d’eaux usées (SEU). Les règlements municipaux concernant le rejet des eaux usées (c.‑à‑d. les influents) dans les SEU peuvent imposer des concentrations d’argent limites dans les influents qui pénètrent dans les égouts pluviaux, sanitaires et combinés. Dans certaines grandes villes canadiennes, ces limites vont de 0,05  à 5,0 mg Ag_T/L^{Note de bas de page 9}. Comme les procédés des SEU n’utilisent pas de composés d’argent, ces procédés ne contribuent pas à la teneur en argent des effluents rejetés dans l’environnement. Le Règlement sur les effluents des systèmes d’assainissement des eaux usées, un règlement fédéral (Canada [modifié 2015]), ne prescrit pas de limites pour l’argent dans les effluents finaux.

Les données empirique de surveillance de l’argent dans les influents, les effluents et les biosolides ont été recueillies dans le cadre du Programme de monitoring et de surveillance de l’environnement du PGPC pour 36 SEU situés au Canada de février 2009 à 2014 et de 2018 à 2019 (Environnement Canada 2013b; Environnement Canada 2015; ECCC 2019). Les résultats de cette initiative montrent que les concentrations d’argent total (Ag_T) dans les influents sont faibles et qu’il y a un degré élevé de répartition dans les solides (Environnement Canada 2013b). Des concentrations d’Ag_T ont été détectées dans 64 des 191 échantillons d’influents et 30 des 191 échantillons d’effluents finaux, avec des valeurs maximales de 6,55 et 2,55 μg/L, respectivement, pour les 25 SEU échantillonnées de 2009 à 2012. La valeur médiane d’élimination de l’Ag_T était de 88,6 % (n = 64 échantillons appariés d’influents et d’effluents). Les échantillons de biosolides contenaient de l’Ag_T en valeurs de l’ordre des μg/g, ce qui indique un degré élevé d’élimination pendant le procédé de traitement. Bien que les échantillons d’influents et d’effluents aient été prélevés sous forme de composites sur 24 h, ils ne représentent pas nécessairement avec précision le taux d’élimination de l’argent, car le temps de rétention hydraulique des installations n’a pas été pris en compte pendant l’échantillonnage (c.-à-d. le temps nécessaire pour que l’eau passe à travers d’un SEU donné). Les concentrations d’Ag_T dans les effluents finaux étaient faibles et fréquemment inférieures aux limites de détection. Nous avons mis à digérer et analysé des échantillons non filtrés pour mesurer l’argent total au moyen du plasma inductif, conformément aux méthodes standard (APHA et coll. 2005). Les SDM pour la quantification dans les effluents étaient de de 0,0005 μg/L, 0,005 µg/L et 0,02 µg/L pour AgD et AgT.

Les figures 7-2 et 7-3 présentent les CCE de l’argent dissous et de l’argent total pour 21 et 36 SEU qui rejettent leurs effluents dans l’environnement d’eau douce ou d’eau de mer (voir la section 7.2.6 pour plus de détails sur le calcul des CCE). Les données non détectées dans les effluents ont été remplacées par la moitié du SDM.

Voir la figure 7-2 pour une explication de la présentation des données dans les diagrammes en boîte.

L’argent n’a pas été détecté dans les effluents finaux de la majorité des SEU. Dans certains cas, l’argent a été détecté dans les effluents finaux moins de 50 % du temps. Les SEU dans l’écozone Plaines à forêts mixtes ont les CEE les plus élevées, ce qui pourrait être lié à la concentration médiane de fond d’argent relativement élevée (c.‑à‑d. 0,52 µg Ag_T/L) par rapport aux autres écozones.

L’argent total a été détecté dans la plupart des échantillons solides (307 sur 325) prélevés dans les 25 SEU (Environnement Canada 2013b). Les concentrations d’Ag_T dans les boues primaires, les boues secondaires et les biosolides variaient de < 0,0005 à 18,3 µg/g, de < 0,0005 à 8,19 µg/g et de < 0,0002 à 16,4 µg/g, respectivement. Les biosolides produits par les STEU sont envoyés dans des sites d’enfouissement, incinérés ou épandus sur les terres agricoles. L’équation ci‑dessous a été utilisée pour estimer l’apport d’argent dans les sols par l’épandage de biosolides contenant de l’argent.

$PCE = \frac{Concentration d^{\text{'}}Ag total dans les biosolides \times dose d^{\text{'}}application x nombre d^{\text{'}}années}{Profondeur de mélange \times masse volumique du sol}$

Afin de simuler scénario prudent d’exposition des organismes vivant dans le sol, nous avons supposé une dose d’application maximale de 8 300 kg p.s. par hectare par année (fondée sur la limite réglementaire provinciale actuelle la plus élevée; Environnement Canada 2006), une profondeur de mélange de 0,2 m (profondeur de labours; ECHA 2012) et une masse volumique du sol de 1 200 kg/m³ (Williams 1999), ainsi que la plus forte concentration d’argent mesurée dans les biosolides (16,4 mg/kg p.s.) produits par les SEU au Canada et qui ne sont pas incinérés. Une période de 10 années consécutives d’épandage a été choisie comme durée d’accumulation (ECHA 2012). La concentration cumulée d’argent dans le sol à la fin de cette période est de 0,6 mg/kg (ou 0,6 µg/g) p.s.

7.2.6 Élimination des déchets

L’argent contenu dans les produits, les biens manufacturés et d’autres matières (p. ex., les sols contaminés) qui sont éliminés dans les sites d’enfouissement peut se retrouver dans le lixiviat, puis dans l’environnement. Des données de surveillance ont été recueillies à 13 des plus grands sites d’enfouissement du Canada entre 2008 et 2014 (Conestoga-Rovers and Associates 2015) et en 2020 (ECCC 2020) dans le cadre du programme de surveillance du PGPC. Les concentrations d’argent total et dissous ont été mesurées dans les lixiviats avant traitement, et pour certaines décharges, après traitement. Les SDM variaient de 0,001 à 10 µg Ag/L.

Avant le traitement, les concentrations dans le lixiviat variaient de < 0,005 à 3,00 µg Ag_T/L^{Note de bas de page 10} (médiane de < 1 µg Ag_T/L; n = 116; N=14)^{Note de bas de page 11} et de < 0,005 à 1,21 µg Ag_D/L (médiane de 0,011 µg Ag_D/L; n = 47; N=5). Les concentrations après traitement variaient de <0,005 à 0,547 µg AgT/L (médiane de <1 µg AgT/L; n=26 ; N=5) et de <0,005 à 0,182 µg Ag_D/L (médiane de <0,005 µg Ag_D/L ; n=1). Douze décharges envoient leurs lixiviats vers un SEU tandis que trois décharges rejettent leurs lixiviats, traités (N=2) ou non traités (N=1), directement dans l’environnement. Aucune concentration d’argent n’a été détectée dans les lixiviats rejetés directement dans l’environnement, peut-être en raison des SDM élevées (<1 à <10 µg Ag_T/L (médiane de < 1 µg Ag_T/L; n = 26). Le tableau 7-9 présente les CEE calculées pour ces trois décharges (voir la section 7.2.6 pour plus de détails sur les calculs des CEE.

Abréviations : n.d. = non déclaré.

7.3 Caractérisation des risques pour l’environnement

L’approche adoptée dans la présente caractérisation du risque pour l’environnement consiste à examiner les données prises en compte dans l’évaluation et de formuler des conclusions selon une approche basée sur le poids de la preuve et sur le principe de précaution. Nous avons réuni des données probantes pour déterminer le potentiel de l’argent et de ses composés d’avoir des effets nocifs pour l’environnement au Canada. Les données probantes examinées comprennent notamment celles évaluées dans la présente évaluation préalable sur lesquelles s’appuie la caractérisation des risques pour l’environnement au Canada.

7.3.1 Analyse des quotients de risque

Les analyses des quotients de risque (QR) consistaient à comparer les valeurs estimatives de l’exposition avec des données écotoxicologiques pour déterminer s’il existe un potentiel de causer des effets nocifs pour l’environnement canadien. On calcule les QR en divisant les concentrations environnementales estimées (CEE) établies d’après les scénarios d’exposition par les valeurs de la concentration estimées sans effet (CESE) pour les milieux environnementaux appropriés. Les QR pour les mines de métaux, la fusion et de l’affinage des métaux communs, les systèmes des eaux usées et l’élimination en sites d’enfouissement sont présentés ci-dessous (tableau 7-10). Pour les concentrations des échantillons sans argent détecté (c. à d. les CEE inférieures au seuil de la détection du modèle (SDM), on a utilisé la moitié de la valeur du SDM avant le calcul des QR.

Abréviations : T = fraction totale; D = fraction dissoute; E = fraction extractible dans un acide fort; s.o. = sans objet; p.s. = poids sec.

^a L’un de ces sites (site 2) comprend des activités de fusion de métaux communs.

^b La valeur détectée maximale a été déclarée.

^c Ce site comprend des activités d’extraction de métaux.

^d Ces activités de FAMC sont soumises au REMMMD car leurs effluents se combinent avec ceux de mines de métaux. La limite supérieure de la plage est fondée sur les concentrations des échantillons sans argent détecté.

^e Cette installation de FAMC n’est pas soumise au REMMMD.

^f Une CEE a été calculée selon un scénario d’exposition prudent (épandage sur les terres) à l’aide de la concentration maximale d’argent détectée dans les biosolides (c.‑à‑d. 16,4 µg Ag_T/g p.s.).

^g Ces trois sites d’enfouissement rejettent directement leur lixiviat dans l’environnement (c.‑à‑d. que le lixiviat ne passe pas d’abord par un SEU). Toutes les CEE ont été calculées à d’échantillons sans argent détecté.

En ce qui concerne le secteur des mines de métaux (des données étaient disponibles pour 18 sites qui produisent de l’argent) et les fonderies de métaux communs soumises au REMMMD (quatre sites), les QR calculés pour l’exposition à l’argent des récepteurs écologiques dans les eaux douces suggèrent un faible potentiel d’effets nocifs sur l’environnement. Pour les analyses faisant appel aux concentrations d’argent total, les QR supérieurs à 1 sont peu fréquents et leur valeur est faible (5 sur 43 pour la mine de métaux 1; 2 sur 19 pour le site 2 d’extraction de métaux et de fusion des métaux communs; 2 sur 12 pour les sites de fusion des métaux communs 3) et, si l’on tient compte des concentrations correspondantes d’argent dissous, les QR pour l’argent dissous sont inférieurs à 1. En outre, la majeure partie des données sur les concentrations dans l’eau recueillies dans les études sur les ESEE pour les 18 sites étaient des échantillons sans argent détecté (pour les concentrations d’argent total et dissous). Cependant, si on compare les concentrations d’argent extractible dans les sédiments des zones exposées aux CESE des sédiments (1,0 mg Ag_T/kg p.s.), on constate qu’il y a un potentiel d’effets nocifs sur l’environnement associé à deux sites (site 2 de mines de métaux et de fonderies de métaux communs et site 3 mines de métaux). Les concentrations d’exposition pour ces sites sont élevées (p. ex., site 2; n = 21; médiane des CEE = 6,0 mg/kg) par rapport aux concentrations dans les zones de référence en amont (n = 10; médiane des CEE = 0,9 mg/kg). Un potentiel d’effets nocifs pour l’environnement dans les sédiments est également observé sur les sites de mines de métaux 4 et 5; toutefois, les sédiments de référence présentent des concentrations d’argent comparables

L’analyse des QR d’une fonderie de métaux communs non soumise au REMMMD indique un faible potentiel d’effets nocifs pour l’environnement dans les eaux douces. Cependant, cette analyse indique qu’il pourrait y avoir un potentiel d’effets nocifs pour l’environnement dans les sédiments. Ces concentrations d’exposition (n = 7; médiane des CEE = 1,4 mg/kg) sont également élevées par rapport aux concentrations dans la zone de référence en amont (n = 3; médiane des CEE < 0,2 mg/kg).

Pour ce qui est des eaux usées, 10 des 22 systèmes d’eaux usées (SEU) et 15 des 36 SEU ayant des concentrations respectives d’Ag_D et d’Ag_T dans leurs effluents présentent des QR supérieurs à 1 (plage de 2 à 3) dans les eaux douces (figures 7-4 et 7-5). Toutes ces installations sont situées dans l’écozone Plaines à forêts mixtes, qui présente des concentrations de fond naturellement élevées d’argent (la concentration de fond maximale prévue d’Ag_T est de 2,1 µg/L). La concentration de fond médiane d’Ag_T utilisée pour modéliser les CEE des installations de cette écozone (0,52 Ag_T/L) est déjà supérieure à la CESE en milieu aquatique (0,25 µg Ag/L). Comme les CEE modélisées sont supérieures à la CESE en raison des concentrations de fond médianes relativement élevées d’Ag_T et comme les concentrations dans les effluents sont faibles (plage de < 0,005 à 2,52 µg Ag_T/L, <0,005 à 2,52 µg Ag_T/L), la caractérisation des risques posés par les eaux usées indique que le potentiel d’effets nocifs sur l’environnement est faible dans le milieu d’eau douce. On ne dispose d’aucune donnée pour le milieu sédimentaire en aval des SEU. Un scénario d’exposition prudent pour les concentrations d’argent dans le sol à la suite de l’épandage, sur les terres, de biosolides contenant de l’argent (0,6 µg Ag_T/g, p.s.) a donné un QR inférieur à 1 par rapport à la CESE chronique calculée chez les organismes vivant dans le sol (0,81 µg Ag_T/g p.s.). Par conséquent, il ne devrait pas y avoir de risque pour l’environnement dans le sol à la suite de l’épandage sur les terres de biosolides contenant de l’argent provenant des SEU.

Voir la figure 7-2 pour une explication de la présentation des données dans les diagrammes en boîte.

Voir la figure 7-2 pour une explication de la présentation des données dans les diagrammes en boîte.

La caractérisation des risques associés aux rejets de lixiviat des sites d’enfouissement est fondée sur trois sites d’enfouissement qui rejettent leur lixiviat directement dans les eaux douces (sites d’enfouissement 5, 9 et 10). L’analyse des QR indique qu’il pourrait y avoir un risque pour l’environnement dans les eaux douces, mais les CEE ont été calculées à partir de concentrations d’échantillons sans argent détecté, car toutes les mesures d’argent total dans le lixiviat de ces sites correspondaient à des échantillons sans argent détecté (< 0,1 à < 10 µg/L). De plus, un site d’enfouissement est situé dans l’écozone Plaines à forêts mixtes, où les concentrations prévues médianes et maximales étaient supérieures à la CESE dans l’eau douce. Par conséquent, la contribution de cette source au potentiel d’effets nocifs pour l’environnement déterminé dans les eaux douces devrait être faible.

7.3.2 Examen des données probantes

Afin de caractériser les risques pour l’environnement associés à l’argent et à ses composés, les données techniques de diverses données probantes ont été examinées (comme il est décrit dans les sections correspondantes de la présente évaluation préalable) et pondérées qualitativement. Les principales données probantes ayant servi à formuler la conclusion de la présente évaluation sont présentées dans le tableau 7-11, accompagnées d’une analyse globale du poids de la preuve fournie à la section 7.3.3. Le niveau de confiance désigne l’influence combinée de la qualité et de la variabilité des données, des lacunes dans les données, de la causalité, de la plausibilité et de toute extrapolation requise pour les données probantes. La pertinence désigne l’impact qu’ont les données probantes lorsque nous déterminons le potentiel de la substance à causer des effets nocifs pour l’environnement canadien. Aux fins de l’analyse, nous avons associé aux qualifiants une cote faible à élevée et leur avons attribué cinq poids possibles.

Abréviations : CESE = concentration estimée sans effet; CEE, concentration environnementale estimée; QR = quotient de risque

^a Le niveau de confiance est déterminé d’après les paramètres des données : qualité, variabilité, lacunes (en d’autres mots, les données sont-elles pertinentes pour les fins envisagées?).

^b La pertinence indique dans quelle mesure une donnée probante est utile dans l’évaluation.

^c Une pondération est attribuée à chaque donnée probante en fonction de la pondération globale combinée du niveau de confiance et de la pertinence pour l’évaluation.

7.3.3 Poids de la preuve pour déterminer le risque de causer des effets pour l’environnement au Canada

Lorsqu’elles sont rejetées dans l’environnement, les substances contenant de l’argent peuvent se dissoudre, se dissocier ou se décomposer, et l’argent se retrouve alors dans l’environnement. L’argent est persistant, car c’est un élément et, à ce titre, il ne peut se décomposer davantage. Il peut, par conséquent, s’accumuler dans l’environnement et les organismes peuvent y être exposés à long terme. Les organismes peuvent accumuler de l’argent dans les tissus et les organes internes, mais ils possèdent des mécanismes pour réguler les concentrations et se détoxifier. De plus, il ne se bioamplifie pas d’un niveau trophique à un autre. L’argent n’est pas un élément essentiel pour la santé des organismes.

Lorsqu’il est rejeté dans l’air, l’argent est un constituant de particules. Dans cet état, il peut se déposer sur les eaux douces ou le sol. Une fois rejeté dans les eaux douces, l’argent est surtout associé aux formes particulaires et est rapidement incorporé dans les sédiments. La remise en suspension des sédiments peut accroître l’argent total dans les eaux sus‑jacentes, mais il est moins probable qu’elle accroisse les concentrations d’argent dissous étant donné la grande affinité de l’argent pour les particules. Pour la même raison, l’argent déposé sur le sol ne se remobilisera probablement pas dans d’autres milieux. Par conséquent, on prévoit que les rejets d’argent dans l’air et dans l’eau finiront par s’accumuler dans les sols et les sédiments.

Il a été déterminé qu’il existe un faible potentiel d’effets nocifs pour l’environnement associé au rejet de l’argent dans les eaux douces par les des mines de métaux, la fusion et de l’affinage des métaux communs, les eaux usées et l’élimination des déchets. Les cas de dépassements de la CESE étaient soit peu fréquents, soit associés à des concentrations sans argent détecté.

Il peut y avoir un effet nocif modéré sur l’environnement causé par la présence d’argent dans les sédiments. Des données sur les sédiments sont disponibles pour quatre des cinq sites de FAMC soumis au REMMMD, dont un seul (le site 2) présente des concentrations d’argent dans les sédiments en aval supérieures à la CESE dans les sédiments (n=29, médiane=6,0 µg/g). Ce site représente également des activités d’extraction de métaux. Il n’est pas clair si ces concentrations ont augmenté de 2004 à 2011 et sont restées stables jusqu’en 2018, ou si elles représentent une variabilité dans la zone d’exposition, car les carottes de sédiments prélevés au cours des années ne proviennent pas des mêmes endroits. Certaines concentrations dans la zone de référence dépassent également la CESE dans les sédiments, mais à une fréquence plus faible (médiane=0,9 µg/g). Certaines concentrations d’argent dans les sédiments en aval de l’installation de FAMC non soumise au REMMMD sont également légèrement supérieures à la CESE dans les sédiments. Les données sur les sédiments de quatre sites associés à une activité minière présentent également des concentrations élevées en aval (par rapport aux concentrations de référence) qui dépassent la CESE. Cependant, ces données sont basées sur des ensembles de données limités. La concentration médiane d’argent dans les sédiments en aval de l’installation de FAMC non soumise au REMMMD était de 1,4 µg/g, ce qui est supérieur à la CESE dans les sédiments. Les faibles quantités de ligands complexants (par exemple, les faibles teneurs en carbone organique et en argile) signalées au point d’échantillonnage peuvent suggérer un potentiel plus élevé de biodisponibilité de l’argent pour les organismes benthiques à proximité de la zone d’exposition. Étant donné que les ensembles de données sont de faible volume et que les corrélations temporelles et spatiales sont faibles ou qu’elles sont limitées à une année, une pondération modérée a été attribuée. De plus, la CESE des sédiments d’argent suppose une biodisponibilité élevée de l’argent en raison d’une faible quantité de ligands complexant de l’argent et peut être considérée comme prudente pour les mines de métaux et le site 2 de FAMC. Cependant, elle peut être considérée comme pertinente pour l’installation de FAMC non soumise au REMMMD.

Étant donné la grande affinité qu’a l’argent pour les particules, les valeurs d’élimination sont élevées dans les SEU. Un scénario prudent de caractérisation des risques pour l’épandage sur les terres de biosolides contenant de l’argent indique qu’il existe un faible potentiel d’effets nocifs sur l’environnement dans les sols.

Ces données indiquent que l’argent et ses composés présentent un potentiel faible de causer des effets nocifs pour l’environnement dans les eaux douces et les sols au Canada. L’argent et ses composés peuvent avoir des effets nocifs modérés pour l’environnement dans les sédiments, mais la confiance en cet élément de preuve est réduite en raison des incertitudes entourant la CESE dans les sédiments et la biodisponibilité de l’argent lié aux sédiments (voir la section 7.3.4 pour de plus amples renseignements sur les incertitudes).

Alors que l’exposition de l’environnement à l’argent n’est pas préoccupante aux concentrations actuelles, l’argent peut néanmoins avoir un effet préoccupant pour l’environnement en raison de son potentiel à causer, à de faibles concentrations, des effets nocifs pour les organismes vivant dans les sédiments. Par conséquent, la présence de ces substances pourrait être préoccupante pour l’environnement si l’exposition venait à augmenter.

7.3.4 Sensibilité de la conclusion à l’égard des principales incertitudes

Nous examinons ci‑après les principales incertitudes associées à la caractérisation des risques pour l’environnement, y compris aux lacunes dans les données, aux CEE, aux CESE, aux QR et à leur impact sur la conclusion.

Principaux secteurs d’utilisation et accessibilité des données

Bien qu’il existe une grande variété d’utilisations connues de l’argent et des substances contenant de l’argent, nous avons relativement peu d’information sur leur fabrication, leur importation et leurs utilisations au Canada. Toutefois, la conclusion n’est pas sensible à cet aspect, car l’INRP devrait renfermer des données sur les rejets potentiels importants d’argent dans l’environnement associés à certaines activités industrielles et à certaines installations. Selon les données de l’INRP pour la période s’échelonnant de 2012 à 2017, les quantités rejetées sont faibles.

Les données utilisées dans les scénarios d’exposition pour les quatre sources examinées dans la présent évaluation préalable ne sont pas exhaustives. Seulement un cinquième environ de plus d’une centaine de mines de métaux au Canada (ECCC 2018b) et environ un tiers des 13 installations de FAMC actives disposaient de données à prendre en compte dans la présente évaluation. Cependant, comme l’argent est un métal précieux, il y a un intérêt à limiter les rejets dans l’environnement. Les scénarios d’exposition pour les eaux usées et l’élimination des déchets comprenaient des sous‑ensembles relativement petits des nombreuses installations de SEU et des nombreux sites d’enfouissement au Canada. Dans le cas des systèmes d’eaux usées, le sous-ensemble de systèmes a été choisi de manière à être représentatif des types de traitement des eaux usées au Canada et de différents endroits au pays (p. ex., l’Atlantique, le Centre et l’Ouest du Canada). La major partie des eaux usées du Canada (en volume) subissent un traitement secondaire, les étangs constituent la méthode de traitement des eaux usées la plus répandue en nombre de systèmes, ce que reflètent les systèmes d’épuration des eaux usées inclus dans l’évaluation de l’exposition (communication personnelle, courriel de la Division des nouvelles priorités, Environnement et Changement climatique Canada, à la Division de l’évaluation écologique, Environnement et Changement climatique Canada, 16 janvier 2020; sans référence). Le sous-ensemble de sites de décharge est également considéré comme représentatif, car il comprend certaines des plus grandes décharges au Canada.

Représentativité des CESE et des CEE

Les CESE pour l’argent dans tous les milieux environnementaux, établies dans la présente évaluation préalable, reposent principalement sur des études de toxicité en laboratoire réalisées avec des sels d’Ag très solubles (principalement de l’AgNO₃), qui se dissocient facilement et libèrent l’ion Ag⁺ libre, la forme d’argent la plus biodisponible et la plus toxique. En règle générale, les milieux d’essai de toxicité ont également une force ionique extrêmement faible et contiennent de faibles quantités de matières organiques et de ligands complexants qui atténuent la toxicité. Dans l’environnement, les formes biodisponibles de l’argent devraient être faibles en raison de la grande affinité de l’argent avec les complexes de sulfures, les MON, les chlorures, l’argile, les oxydes métalliques et diverses particules, ce qui les rend moins biodisponibles et moins toxiques pour les organismes des milieux aquatiques et terrestres. Les CESE ne comprennent pas de facteurs de modification de la toxicité, et ces valeurs sont donc prudentes et peuvent ne pas fournir de seuils d’écotoxicité réalistes pour un site donné. On le voit bien si on compare la CESE pour l’eau douce (0,25 µg/L) aux CEE dans les écozones où les concentrations de fond prévues sont supérieures à la CESE. L’utilisation d’un modèle de ligands biotiques (MLB), qui comprend des ajustements de la biodisponibilité, donnerait des seuils d’écotoxicité plus réalistes pour les différents sites. Cependant, on ne dispose pas pour le moment d’un MLB qui prévoit la toxicité chronique de l’argent pour les organismes d’eau douce (CCME 2015a; Wood 2012).

Les CEE calculées dans les scénarios d’exposition comprenaient les concentrations environnementales mesurées (argent total, argent extractible, argent dissous) ou les concentrations modélisées (argent total) à partir des données dans les effluents, les lixiviats et les biosolides. Comme nous l’avons mentionné précédemment, l’argent a une grande capacité pour former des complexes avec divers ligands. Il est principalement associé aux macroparticules (< 0,45 µm) et aux colloïdes (> 0,45 µm) dans les eaux douces (Andren et Bober 2002; Shafer et coll. 1996; Wen et coll. 1997). Ainsi, l’argent ionique libre est présent en très faibles quantités dans les conditions naturelles (Andren et Bober 2002). Une fois libéré dans l’environnement par les effluents ou les lixiviats, l’argent ionique libre, s’il est présent, forme des complexes avec les ligands. Ces espèces, ainsi que d’autres espèces d’argent qui peuvent être présentes dans les effluents ou les lixiviats, peuvent s’incorporer rapidement dans les sédiments par rapport à d’autres métaux (Andren et Bober 2002). Il est peu probable que l’argent se remobilise une fois présent dans les sédiments et les sols, y compris les biosolides (Donner et coll. 2015). Par conséquent, l’utilisation de concentrations d’argent total, extractible et même dissous, produit des CEE prudentes pour le milieu aquatique.

La comparaison des CEE, qui ne représentent pas les concentrations d’argent ionique libre, avec les CESE, qui représentent l’exposition des organismes à l’argent ionique libre, produit donc des QR prudents. Toutefois, cette prudence a été prise en compte dans la caractérisation des risques pour l’environnement associés à l’argent où le potentiel d’effets nocifs pour l’environnement sur l’eau et les sédiments a été interprété comme étant faible aux niveaux d’exposition actuels.

Eaux douces

Les données correspondant aux échantillons sans argent détecté étaient prédominantes dans les ensembles de données aquatiques analysés dans le cadre de la présente évaluation. Leur présence était sans conséquence pour les secteurs des mines de métaux et de la FAMC, étant donné que les SDM étaient inférieures à la CESE. Les CEE modélisées à partir des échantillons sans argent détecté pour les eaux usées n’étaient pas le principal facteur donnant des QR supérieurs à 1. Toutefois, l’ensemble de données sur l’élimination des déchets contenait des CEE correspondant à des échantillons sans argent détecté qui étaient supérieures à la CESE pour l’eau douce en raison des valeurs élevées du SDM (p. ex., 10 µg/L). Il n’est donc pas certain qu’il y ait un potentiel d’effets nocifs pour l’environnement aux sites d’échantillonnage. Comme il est indiqué précédemment, on prévoit que seule une très petite fraction des concentrations d’argent total sera biodisponible (OMS 2002). Par conséquent, la conclusion proposée tient compte de ces incertitudes pour l’élimination des déchets.

Sédiments

Les données sur les sédiments sont limitées pour les secteurs et les sources examinés. L’analyse de l’INRP indique que les rejets d’argent dans l’eau entre 2012 et 2016 ont été faibles. Même si les rejets étaient faibles, l’argent devrait se répartir rapidement dans les sédiments (Andren et Bober 2002). On ne dispose pas de concentration d’argent associée avec les eaux usées et l’élimination des déchets.

La CESE pour l’argent dans les sédiments a été calculée à partir d’une étude dans laquelle la biodisponibilité de l’argent était probablement élevée en raison d’une faible quantité de ligands complexants de l’argent. Les caractéristiques des sédiments spécifiques au site peuvent influencer la biodisponibilité et la toxicité de l’argent pour les organismes sédimentaires. On peut juger la CESE prudente dans certains cas, comme pour l’installation de FAMC soumise au REMMMD (Site 2). Pour l’installation de FAMC non soumise au REMMMD, la CESE dans les sédiments n’est pas nécessairement prudente, car la composition des sédiments en aval serait plus susceptible d’être disponible pour les organismes benthiques avec de faibles quantités de ligands complexant l’argent dans la zone d’exposition de l’installation. Cependant, on sait que l’argent déplace d’autres métaux dans les composés de sulfure métallique (Bell et Kramer 1999), ce qui peut augmenter la biodisponibilité d’autres métaux par leur mobilisation dans l’eau interstitielle des sédiments. Par conséquent, même lorsque les concentrations de sulfure dans les sédiments sont faibles ou lorsque les concentrations d’argent dans les sédiments sont élevées, il est possible que l’argent soit principalement lié aux sulfures et ne soit pas biodisponible, mais puisse être ingéré par des organismes benthiques.

Sols

On ne dispose pas de données sur les sols pour les secteurs et les sources examinés. Selon l’analyse des données de l’INRP, les rejets d’argent dans l’air et le sol entre 2012 et 2017 étaient faibles ou négligeables, respectivement. Il est donc peu probable que les dépôts ou les rejets d’argent sur le sol, pour les secteurs et les sources examinés, se produisent en quantités préoccupantes. En outre, la caractérisation prudente des risques liés à l’épandage de biosolides contenant de l’argent sur les terres indique que le potentiel d’effets nocifs sur l’environnement sont faibles dans le sol. Par conséquent, la conclusion proposée dans la présente évaluation n’est pas sensible à l’absence de données.

8. Potentiel de causer des effets nocifs pour la santé humaine

L’argent est un élément naturellement présent dans tous les milieux environnementaux au Canada. L’argent total a été mesuré dans les systèmes de distribution d’eau potable, la poussière domestique, l’air intérieur et extérieur, et le lait maternel (Arbuckle et coll. 2013; RNSPA 2011; Rasmussen et coll. 2016; Tugulea 2016). Dans l’ensemble, les données canadiennes démontrent que les concentrations d’argent dans l’air, l’eau potable et la poussière sont faibles (Santé Canada 2016).

Les effets de l’argent sur la santé ont déjà été évalués par divers organismes internationaux (ATSDR 1990; EFSA 2016; IRIS 1991; OMS 2011). Bien que certains examens récents aient porté surtout sur le nanoargent, la présente évaluation préalable a porté quant à elle sur l’argent en vrac. L’argyrie, une maladie caractérisée par une décoloration bleuâtre ou bleu-grisâtre de la peau et des muqueuses, est le principal changement observable associé à l’exposition à long terme par ingestion ou par inhalation en milieu professionnel de concentrations élevées d’argent métallique ou de composés d’argent ionisables (EFSA, 2016). L’argyrie n’est pas associée à des dommages pathologiques à aucun organe cible particulier (EFSA 2016). L’Agence de protection de l’environnement des États-Unis (U.S. EPA) a établi une dose de référence (DRf) de 0,005 mg Ag/kg p.s./j pour assurer la protection contre l’argyrie (IRIS 1991; Santé Canada 2016).

Les risques pour la santé humaine dus à une exposition à l’argent et à ses composés ont été caractérisés selon une approche scientifique fondée sur les données de biosurveillance, comme il est décrit dans le document d’approche scientifique « Méthode fondée sur la biosurveillance 2 » (Santé Canada 2016). Cette approche fait appel à des données de biosurveillance au niveau de la population provenant d’enquêtes à grande échelle, telles que l’Enquête canadienne sur les mesures de la santé (ECMS). L’analyse présentée dans le document d’approche scientifique porte sur les substances du groupe de l’argent et de ses composés, alors que la présente évaluation préalable porte sur l’entité argent, car ces enquêtes mesurent les concentrations de l’entité dans le sang (sang entier, sérum, plasma) et/ou l’urine. L’argent total dans le sang ou l’urine constitue une mesure intégrée biologiquement pertinente des expositions se produisant par plusieurs voies (orale, cutanée et par inhalation) et ayant plusieurs sources (dont les milieux naturels, l’alimentation et l’utilisation fréquente ou quotidienne de certains produits).

Dans la Méthode fondée sur la biosurveillance 2, les données de biosurveillance sont comparées aux valeurs de référence de la biosurveillance humaine, sous forme d’équivalent de biosurveillance (EB). Les EB sont généralement obtenus à partir de valeurs guides d’exposition fondées sur la santé, comme la dose de référence (DRf) ou la dose journalière admissible (DJA). En général, les valeurs guides d’exposition sont converties en EB à l’aide de données toxicocinétiques ou de corrélations de régression entre l’exposition externe et les concentrations de biomarqueurs (c.-à-d. la concentration chimique dans le sang ou l’urine). Un examen complet des données toxicocinétiques disponibles fait partie intégrante de la Méthode fondée sur la biosurveillance 2. Cette approche n’est recommandée que si le biomarqueur (c.-à-d. la concentration chimique dans le sang entier, le plasma, le sérum ou l’urine) est jugé suffisant pour quantifier l’exposition dans la population générale (Santé Canada 2016). Si l’exposition (d’après les données de biosurveillance) est inférieure à la valeur guide de biosurveillance humaine (c.-à-d. la valeur EB), alors la substance ou l’entité métallique est considérée comme peu préoccupante pour la santé humaine aux concentrations d’exposition actuelles (Santé Canada 2016).

L’argent total a été mesuré dans le sang entier des Canadiens dans l’Enquête canadienne sur les mesures de la santé et l’étude mère-enfant sur les composés chimiques de l’environnement (MIREC), une étude de suivi du développement de l’enfant de l’Étude mère-enfant sur les composés chimiques de l’environnement (MIREC-CD) (tableau 8-1).

L’EB de 0,4 µg/L pour l’argent ionique, associé à la DRf de l’USEPA de 0,005 mg Ag/kg p.c./j pour assurer la protection contre l’argyrie (IRIS 1991; Santé Canada 2016), a été utilisé pour déterminer le risque pour la santé humaine associé à l’exposition à l’argent (Santé Canada 2016; Aylward et coll. 2016). L’argyrie n’est pas associée à un quelconque effet systémique sur la santé et, par conséquent, son utilisation comme critère d’effet pour la caractérisation des risques est jugée prudente. La valeur de l’EB et les concentrations médianes et au 95^e centile dans le sang, établies d’après les données de biosurveillance, sont présentées dans le tableau 8-1 ci‑dessous.

Abréviations : EB = équivalent de biosurveillance, IC = intervalle de confiance, < SD = inférieur au seuil de détection, où SD = 0,05 µg/L.

^a Santé Canada 2013, n = 6 070.

^b Liang 2016, n = 214.

Les données présentées dans le tableau 8-1 montrent que les concentrations d’argent dans le sang entier des Canadiens sont inférieures à la valeur EB associée à la DRf de l’USEPA pour l’argyrie. Par conséquent, l’argent et ses composés sont peu préoccupants aux concentrations d’exposition actuelles dans le public général. De plus amples détails sont présentés dans le document d’approche scientifique intitulé Méthode fondée sur la biosurveillance 2 (Santé Canada 2016).

8.1 Incertitudes de l’évaluation des risques pour la santé humaine

Les incertitudes associées à l’approche de biosurveillance ont été décrites en détail dans le document de l’approche scientifique Méthode fondée sur la biosurveillance 2 (Santé Canada 2016). Le modèle de pharmacocinétique, fondé sur la physiologie dans plusieurs compartiments (PBPK), utilisé pour établir la valeur de l’EB, était fondé sur les données provenant d’ensembles de données sur les animaux et les humains, et validées par rapport à d’autres études. Le modèle PBPK a fourni en règle générale des prévisions fiables sur les concentrations sanguines chez les travailleurs exposés à l’argent en milieu professionnel. Cependant, il subsiste des incertitudes au sujet de la fraction présumée d’absorption orale, car on ne disposait pas de données sur l’absorption chez les humains. Le modèle PBPK est structuré uniquement pour la physiologie de l’adulte. Par conséquent, les prévisions pertinentes pour des sous‑populations particulières, notamment les enfants ou les femmes enceintes, présentent une incertitude plus élevée que pour les adultes dans la population générale.

9. Conclusion

Compte tenu de tous les éléments de preuve contenus dans la présente évaluation préalable, l’argent et ses composés présentent un faible risque d’avoir des effets nocifs sur l’environnement. Il est conclu que les sept substances du groupe de l’argent et de ses composés ne satisfont pas aux critères énoncés aux alinéas 64a) et b) de la LCPE, car ils ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l’environnement ou sur la diversité biologique, et à mettre en danger l’environnement essentiel pour la vie.

À la lumière des renseignements contenus dans la présente évaluation préalable, il est conclu que l’argent et ses composés ne satisfont pas au critère énoncé à l’alinéa 64c) de la LCPE, car ils ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

Il est conclu que les sept substances du groupe de l’argent et de ses composés ne satisfont à aucun des critères énoncés à l’article 64 de la LCPE.

Références

[Alexco] Alexco Resource Corp. 2019. Alexco. Vancouver (BC) : Alexco Resource Corp. [Consulté le 4 février 2019]. Bellekeno project. (Disponible en anglais seulement).

Andren AW, Bober TW, editors. 2002. Silver in the environment: transport, fate, and effects. Pensacola (FL): Society of Environmental Toxicology and Chemistry. 192 p. (Disponible en anglais seulement).

[APHA] American Public Health Association, Eaton AD, American Water Works Association, and Water Environment Federation. 2005. Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater. 21st ed. Washington (DC): APHA-AWWA-WEF. (Disponible en anglais seulement).

Arbuckle TE, Fraser WD, Fisher M, Davis K, Liang CL, Lupien N, Bastien S, Velez MP, von Dadelszen P, Hemmings DG, et coll. 2013. Cohort profile: the maternal-infant research on environmental chemicals research platform. Paediatr Perinat Epidemiol. 27(4):415-425. (Disponible en anglais seulement).

[ASFC] Agence des services frontaliers du Canada. 2016. Information sur les substances importées correspondant aux codes du SH 2608.00.0081, 2616.10.0081, 2843.21.0000, 2843.29.0000, 7106.10.0000, 7106.10.0010, 7106.10.0020, 7106.91.0011, 7106.91.0019, 7106.91.0020, 7106.91.0021, 7106.91.0029, 7106.92.0011, 7106.92.0019, 7106.92.0090, 7106.92.1100, 7106.92.1900, 7106.92.2100, 7106.92.2210 et 7106.92.2290. Ottawa (Ont.), ASFC, Division des opérations commerciales et liées aux échanges commerciaux. Renseignements confidentiels reçus par Environnement et Changement climatique Canada pour les années civiles 2010 à 2013.

Asmonaite G, Boyer S, de Souza KB, Wassmur B, et J Sturve. 2016. Behavioural toxicity assessment of silver ions and nanoparticles on zebrafish using a locomotion profiling approach. Aquat Toxicol. 173:143-153. (Disponible en anglais seulement).

[ATSDR] Agency for Toxic Substances and Disease Registry. 1990. Toxicological Profile for Silver [PDF]. Atlanta (GA): US Department of Health and Human Services, Public Health Service. (Disponible en anglais seulement).

Auffan M, Matson CW, Rose J, Arnold M, Proux O, Fayard B, Liu W, Chaurand P, Wiesner MR, Rottero JY, et coll. 2014. Salinity-dependent silver nanoparticle uptake and transformation by Atlantic killifish (Fundulus heteroclitus) embryos. Nanotoxicology. 8(S1):167-176. (Disponible en anglais seulement).

Aylward LL, Bachler G, von Goetz N, Poddalgoda D, Hays AM, et A Nong. 2016. Biomonitoring equivalents for interpretation of silver biomonitoring data in a risk assessment context. Int J of Hyg Environ Health. 219(6):521-526. (Disponible en anglais seulement).

Banumathi B, Vaseeharan B, Suganya P, Citarasu T, Govindarajan M, Alharbi N, Kadaikunnan S, Khaled JM, Benelli G. 2017. Toxicity of Camellia sinensis-fabricated silver nanoparticles on invertebrate and vertebrate organisms: morphological abnormalities and DNA damages. J Clust Sci. 28:2027-2040. (Disponible en anglais seulement).

Bard CC, Murphy JJ, Stone DL, et CJ Terhaar. 1976. Silver in photoprocessing effluents. J Water Pollut Control Fed. 48(2):389-394. (Disponible en anglais seulement).

[BDIPSN] Base de données d’ingrédients de produits de santé naturels [base de données]. [Modifiée le 7 décembre 2021]. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. [Consultée en décembre 2021].

[BDPP] Base de données sur les produits pharmaceutiques [base de données]. [Modifiée le 14 décembre 2018]. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. [Consulté en février 2019].

[BDPSNH] Base de données des produits de santé naturels homologués. [Base de données]. [Modifiée le 8 septembre 2021]. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. [Consulté en décembre 2021].

Bell RA, et JR Kramer. 1999. Structural chemistry and geochemistry of silver-sulfur compounds: critical review. Environ Toxicol Chem. 18(1):9-22. (Disponible en anglais seulement).

Berry WJ, Cantwell MG, Edwards PA, Serbst JR, et DJ Hansen. 1999. Predicting toxicity of sediments spiked with silver. Environ Toxicol Chem. 18(1):40-48. (Disponible en anglais seulement).

Bianchini A, et KC Bowles. 2002. Metal sulfides in oxygenated aquatic systems. Implications for the biotic ligand model. Comp Biochem Physiol C Toxicol Pharmacol. 133(1-2):51-64. (Disponible en anglais seulement).

Bianchini A, Playle RC, Wood CM, Walsh PJ. 2005. Mechanism of acute silver toxicity in marine invertebrates. Aquat Toxicol. 72(1-2):67-82. (Disponible en anglais seulement).

Bianchini A, et CM Wood. 2003. Mechanism of acute silver toxicity in Daphnia magna. Environ Toxicol Chem. 22(6):1361-1367. (Disponible en anglais seulement).

Bianchini A, et CM Wood. 2008. Does sulfide or water hardness protect against silver toxicity in Daphnia magna? A critical assessment of the acute-to-chronic toxicity ratio for silver. Ecotoxicol Environ Saf. 71(1):32-40. (Disponible en anglais seulement).

Bicho RC, Ribeiro T, Rodrigues NP, Scott-Fordsmand JJ, et MJB Amorim. 2016. Effects of Ag nanomaterials (NM300K) and Ag salt (AgNO₃) can be discriminated in a full life cycle long term test with Enchytraeus crypticus. J Hazard Mater. 318:608-614. (Disponible en anglais seulement).

Bodek I, Lyman WJ, Reehl WF, et DH Rosenblatt, éditeurs. 1988. Environmental inorganic chemistry. Properties, processes, and estimation methods. New York (NY): Pergamon Press. p. 7.13-1 to 7.13-3. (Disponible en anglais seulement).

Brown CL, Parchaso F, Thompson JK, et SN Luoma. 2003. Assessing toxicant effects in a complex estuary: A case study of effects of silver on reproduction in the bivalve, Potamocorbula amurensis, in San Francisco Bay. Hum Ecol Risk Assess. 9(1):95-119. (Disponible en anglais seulement).

Brumby A, Braumann P, Zimmermann K, Van Den Broeck F, Vandevelde T, Goia D, Renner H, Schlamp G, Zimmermann K, Weise W, et coll. 2008. Silver, silver compounds, and silver alloys. In: Ullman’s Encyclopedia of Industrial Chemistry. 6th ed., vol. 33. Weinheim: Wiley. p. 15-94. (Disponible en anglais seulement).

Bury NR, Shaw J, Glover C, et C Hogstrand. 2002. Derivation of a toxicity-based model to predict how water chemistry influences silver toxicity to invertebrates. Comp Biochem Physiol C. 133(1-2):259-270. (Disponible en anglais seulement).

Bury NR, et CM Wood. 1999. Mechanism of branchial apical silver uptake by rainbow trout is via the proton-coupled Na⁺ channel. Am J Physiol. 277:R1385-R1391. (Disponible en anglais seulement).

Caires AM, et S Chandra. 2011. Conversion factors as determined by relative macroinvertebrate sampling efficiencies of four common benthic grab samplers. J Freshw Ecol. 27(1):97-109. (Disponible en anglais seulement).

Calabrese A, MacInnes JR, Nelson DA, et JE Miller. 1977. Survival and growth of bivalve larvae under heavy metal stress. J Mar Biol. 41(2):179-184. (Disponible en anglais seulement).

Call DJ, Markee TP, Brooke LT, Polkinghorne CN, et DL Geiger. 1997. Bioavailability and toxicity of silver to Chironomus tentans in water and sediments. Proceedings of the 5th Argentum International Conference on the Transport, Fate, and Effects of Silver in the Environment; 1997 Sep 28-Oct 1; Hamilton (Ont.). p. 245-248. (Disponible en anglais seulement).

Call DJ, Polkinghorne CN, Markee TP, Brooke LT, Geiger DL, Gorsuch JW, et KA Robillard. 1999. Silver toxicity to Chironomus tentans in two freshwater sediments. Environ Toxicol Chem. 18(1):30-39. (Disponible en anglais seulement).

Call DJ, Polkinghorne CN, Markee TP, Brooke LT, Geiger DL, Gorsuch JW, et KA Robillard. 2006. Toxicity of silver in water and sediment to the freshwater amphipod Hyalella azteca. Environ Toxicol Chem. 25(7):1802-1808. (Disponible en anglais seulement).

Callahan MA, Slimak MW, Gabel NW, May IP, Fowler CF, Freed JR, Jennings P, Durfee RL, Whitmore FC, Maestri B, et coll. 1979. Water-related environmental fate of 129 priority pollutants [PDF]. Volume I: Introduction and technical background, metals and inorganics, pesticides and PCBs. Washington (DC): U.S. Environmental Protection Agency. p. 171. EPA-440/4 79-029a. (Disponible en anglais seulement).

Canada. 1999. Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999), L.C. 1999, ch. 33, Gazette du Canada, Partie III, vol. 22, nº 3.

Canada. 2012. Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999) : Avis concernant certaines substances de la Liste intérieure [PDF]. Gazette du Canada, Partie I, vol. 146, nº 48, supplément.

Canada. [Modifié le 1^er janvier 2015]. Règlement sur les effluents des systèmes d’assainissement des eaux usées [PDF], C.P. 2012-942, le 28 juin 2012, DORS/2012-139.

Carvalho RA, Benfield MC, et PH Santschi. 1999. Comparative bioaccumulation studies of colloidally complexed and free-ionic heavy metals in juvenile brown shrimp Penaeus aztecus (Crustacea: Decapoda: Penaeidae). Limnol Oceanogr. 44(2):403-414. (Disponible en anglais seulement).

[CCME] Conseil canadien des ministres de l’environnement. 2006a. Protocole d’élaboration de recommandations pour la qualité des sols en fonction de l’environnement et de la santé humaine [PDF]. Winnipeg (Man.), Conseil canadien des ministres de l’environnement.

[CCME] Conseil canadien des ministres de l’environnement. 2007. Recommandations canadiennes pour la qualité des eaux : protection de la vie aquatique [PDF], Winnipeg (Man.), Conseil canadien des ministres de l’environnement.

[CCME] Conseil canadien des ministres de l’environnement. 2015a. Scientific Criteria Document for the Development of the Canadian Water Quality Guidelines for the Protection of Aquatic Life: Silver [PDF]. Scientific Criteria Document. Winnipeg (Man.), Conseil canadien des ministres de l’environnement. 73 p. PN 1539. ISBN 978-1-77202-018-2. (Disponible en anglais seulement).

[CCME] Conseil canadien des ministres de l’environnement. 2015b. Appendix A: Summary of toxicity data evaluated for short-term benchmark concentration and long-term Canadian Water Quality Guideline derivation [Tableur XLSX]. Winnipeg (Man.), Conseil canadien des ministres de l’environnement. (Disponible en anglais seulement).

Chan CYS, Chiu JMY. 2015. Chronic effects of coated silver nanoparticles on marine invertebrate larvae: a proof of concept study. PLoS ONE 10(7): e0132457. (Disponible en anglais seulement).

[CICM] Base de données sur le commerce international canadien de marchandises. 2017- 2021. Canada, Statistique Canada. [Mise à jour le 6 juin 2020; consulté le 7 décembre 2020].

Conestoga-Rovers and Associates. 2015. Compiling and Interpreting Chemical Data from Municipal Solid Waste Landfill Leachate. Rapport non publié préparé pour Environnement Canada. Report No. 10. 318 p. (Disponible en anglais seulement).

Couillard Y, Grapentine LC, Borgmann U, Doyle P, et S Masson. 2008. The amphipod Hyalella azteca as a biomonitor in field deployment studies for metal mining. Environ Pollut. 156(3):1314-1324. (Disponible en anglais seulement).

Dalgarno S. 2018. ssdtools: A shiny web app to analyse species sensitivity distributions. Préparé par Poisson Consulting pour le ministère de l’environnement de la Colombie-Britannique. [consulté le 19 mars 2021]

Diez-Ortiz M, Lahive E, George S, Ter Schure A, van Gestel CAM, Jurkschat K, Svendsen C, et DJ Spurgeon. 2015. Short-term soil bioassays may not reveal the full toxicity potential for nanomaterials; bioavailability and toxicity of silver ions (AgNO₃) and silver nanoparticles to earthworm Eisenia fetida in long-term aged soils. Environ Pollut. 203:191-198. (Disponible en anglais seulement).

Domingues VFC. 2016. Toxicity of silver nanoparticles and silver nitrate to the freshwater planarian Dugesia tigrina [mémoire de maîtrise]. Aveiro (PT) : Universidade de Aveiro, Departamento de Biologia. p. 63. (Disponible en anglais seulement).

Domsch KH. 1984. Effects of pesticides and heavy metals on biological processes in soil. Plant Soil. 76(1-3):367-378. (Disponible en anglais seulement).

Donner E, Scheckel K, Sekine R, Popelka-Filcoff RS, Bennett JW, Brunetti G, Naidu R, McGrath SP, et E Lombi. 2015. Non-labile silver species in biosolids remain stable throughout 50 years of weathering and ageing. Environ Pollut. 205:78-86. (Disponible en anglais seulement).

Doolette CL. 2015. Behaviour of silver and silver sulfide nanoparticles in the environment: Effects on wastewater treatment processes and soil organisms [thèse]. Adelaide (AU): University of Adelaide, School of Agriculture Food and Wine. p. 142. (Disponible en anglais seulement).

[ECCC] Environnement et Changement climatique Canada. 2018a.  Guide de déclaration à l’Inventaire national des rejets de polluants: 2018 et 2019 [PDF], Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada.

[ECCC] Environnement et Changement climatique Canada. 2018 b. Rapport de situation sur la performance des mines de métaux assujetties au Règlement sur les effluents des mines de métaux en 2016 [PDF], Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada.

[ECCC] Environnement et Changement climatique Canada. 2019. Données des usines de traitement des eaux usées recueillies dans le cadre du Programme de suivi et de surveillance de l’environnement du Plan de gestion des produits chimiques. Données recueillies en 2018. Données non publiées. Gatineau (Qué.), Environnement Canada.

[ECCC] Environnement et Changement climatique Canada. 2020. Données sur la lixiviation recueillies dans le cadre du Programme de suivi et de surveillance de l’environnement du Plan de gestion des produits chimiques. Données non publiées. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. Données recueillies en février 2020.

[ECCC, SC] Environnement et Changement climatique Canada, Santé Canada. [Modifié le 10 août 2016]. Nanomatériaux. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. [Consulté le 25 juin 2019].

[ECCC, SC] Environnement et Changement climatique Canada, Santé Canada. [Modifié le 12 mars 2017]. Catégorisation, Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada.

[ECHA] European Chemicals Agency. 2012. Guidance on information requirements and chemical safety assessment [PDF]. Version 2.1. Helsinki (FI) : European Chemicals Agency. Chapter R.16: Environmental exposure estimation. (Disponible en anglais seulement).

[ECSTL] Laboratoire de toxicologie des sols d’Environnement Canada. 2011. Evaluation of the ecological effects of silver in soil. Préparé pour la Division des évaluations écologiques, Environnement Canada. (Disponible en anglais seulement)

[EEC Ltd et LAC Ltd] Ecoscape Environmental Consultants Ltd. and Larratt Aquatic Consulting Ltd. 2014. Lower Columbia River Aquatic Receiving Environment Monitoring Program for Teck Trail Operations. Annual data collection and interpretation report [PDF]. Kelowna (BC): Ecoscape Environmental Consultants Ltd. p. 449. Ecoscape file No. 12-976.2. (Disponible en anglais seulement)

[EEM] Suivi de effets sur l’environnement. 2021. Gatineau (Qc): Environnement et Changement climatique Canada [consulté février 2021]. [Accès restreint]. Measured concentrations of silver in exposed and reference waterbodies collected under the Metal and Diamond Mining Effluent Regulations from 2004–2019. (Disponible en anglais seulement)

[EFSA] European Food Safety Authority. 2016. Scientific opinion on the re-evaluation of silver (E 174) as food additive. EFSA Panel on Food Additives and Nutrient Sources added to Food (ANS). Parma (IT): EFSA. EFSA Journal 14(1):4364. 64 p. (Disponible en anglais seulement).

Environnement Canada. 2004. Méthode d’essai biologique : essais pour déterminer la toxicité de sols contaminés pour les vers de terre Eisenia andrei, Eisenia fetida ou Lumbricus terrestris [PDF]. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. SPE1/RM/43.

Environnement Canada. 2005. Méthode d’essai biologique : Essai de mesure de la levée et de la croissance de plantes terrestres exposées à des contaminants dans le sol [PDF], Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. SPE 1/RM/45.

Environnement Canada. 2006. Guidance for conducting ecological assessments under CEPA 1999: Science resource technical series, technical guidance module: Sludge amendment. Document de travail. Gatineau (Qc.), Environnement Canada, Division des évaluations écologiques. (Disponible en anglais seulement).

Environnement Canada. 2007. Méthode d’essai biologique : Essai de mesure del a survie et de la reproduction de collemboles exposés à des contaminants dans le sol [PDF], Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. SPE 1/RM/47.

Environnement Canada. 2013a. Données de la Mise à jour de l’inventaire de la LI recueillies en vertu du de l’article 71 de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement de 1999 : Avis modifiant l’Avis concernant certaines substances de la Liste intérieure. Données compilées par Environnement Canada, Santé Canada, Programme des substances existantes. Données recueillies de 2009 à 2012.

Environnement Canada. 2013 b. Données des usines de traitement des eaux usées recueillies dans le cadre du Programme de suivi et de surveillance de l’environnement du Plan de gestion des produits chimiques. Données recueillies en 2018. Données non publiées. Ottawa (Ont.), Environnement Canada.

Erickson RJ, Brooke LT, Kahl MD, Venter FV, Harting SL, Merkee TP, et RL Spehar. 1998. Effects of laboratory test conditions on the toxicity of silver to aquatic organisms. Environ Toxicol Chem. 17(4):572-578. (Disponible en anglais seulement).

Ewell WS, Gorsuch JW, Ritter M, et CJ Ruffing. 1993. Ecotoxicological effects of silver compounds. Proceedings of the 1st Argentum International Conference on the Transport, Fate, and Effects of Silver in the Environment; 8-10 août 1993; Madison (WI). p. 9. (Disponible en anglais seulement).

Fabrega J, Luoma SN, Tyler CR, Galloway TS, et JR Lead. 2011. Silver nanoparticles: behavior and effects in the aquatic environment. Environ Int. 37(2):517-531. (Disponible en anglais seulement).

Falbe J, Regitz M. 1992. Ro¨mpp Chemie Lexikon. Thieme. Stuttgart (DE). [cite dans CCME 2015a]. (Disponible en anglais seulement).

Ferguson EA, et C Hogstrand. 1998. Acute silver toxicity to seawater-acclimated rainbow trout: Influence of salinity on toxicity and silver speciation. Environ Toxicol Chem. 17(4):589-593. (Disponible en anglais seulement).

Flegal AR, Rivera-Duarte I, et SA Sanudo-Wilhelmy. 1997. Silver contamination in aquatic environments. In: Ware GW, Nigg HN, Bevenue A, éditeurs. Reviews of Environmental Contamination and Toxicology. New York (NY): Springer. Reviews of Environmental Contamination and Toxicology; vol. 148. (Disponible en anglais seulement).

Galvez F, et CM Wood. 1997. The relative importance of water hardness and chloride levels in modifying the acute toxicity of silver to rainbow trout (Oncorhynchus mykiss). Environ Toxicol Chem. 16(11):2363-2368. (Disponible en anglais seulement).

Gonzalez AG, Mombo S, Leflaive J, Lamy A, Oleg S, Pokrovsky OS, et JL Rols. 2015. Silver nanoparticles impact phototrophic biofilm communities to a considerably higher degree than ionic silver. Environ Sci Pollut Res Int. 22(11):8412-8424. (Disponible en anglais seulement).

Greenwood NN, et A Earnshaw. 1997. Chemistry of the Elements. 2nd ed. Butterworth-Heinemann. Chapter 28, Copper, Silver and Gold. p. 1173-1200. (Disponible en anglais seulement).

Guevara, SR., Arribére, M., Bubach, D., Vigliana, P., Rizzo, A., Alonso, M., et R Sanchez. 2005. Silver contamination on abiotic and biotic compartments of Nahuel Huapi National Park lakes, Patagonia, Argentina. Sci Total Environ. 336(1-3):119-134. (Disponible en anglais seulement).

Hirsch MP. 1998a. Toxicity of silver sulfide-spiked sediments to the freshwater amphipod Hyalella azteca. Environ Toxicol Chem. 17(4):601-604. (Disponible en anglais seulement).

Hirsch MP. 1998 b. Bioaccumulation of silver from laboratory-spiked sediments in the oligochaete (Lumbriculus variegatus). Environ Toxicol Chem. 17(4):605-609. (Disponible en anglais seulement).

Hogstrand C, Galvez F, et CM Wood. 1996. Toxicity, silver accumulation and metallothionein induction in freshwater rainbow trout during exposure to different silver salts. Environ Toxicol Chem. 15(7):1102-1108. (Disponible en anglais seulement).

Hogstrand C, et CM Wood. 1998. Toward a better understanding of the bioavailability, physiology, and toxicity of silver in fish: Implications for water quality criteria. Environ Toxicol Chem. 17(4):547-561. (Disponible en anglais seulement).

Hook S, et Fisher N. 2001. Sublethal effects of silver in zooplankton: importance of exposure pathways and implications for toxicity testing. Environ Toxicol Chem. 20(3):568-574. (Disponible en anglais seulement).

[HSDB] Hazardous Substances Data Bank [base de données]. 1983- . Search results for Silver Compounds. Bethesda (MD): National Library of Medicine (US). [Mis à jour le 16 avril 2009; consulté le 1^er mai 2018]. (Disponible en anglais seulement).

[INRP] Inventaire national des rejets de polluants. 2019. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. Résultats de la recherche pour l’argent et ses composés. [Modifié en nov 2018; consulté en juillet 2020]. Ensembles de données de l’INRP : Données normalisées.

[IRIS] Integrated Risk Information System. 1991. Silver CASRN 7440-22-4. U.S. Environmental Protection Agency, National Center for Environmental Assessment. [Consulté le 27 juillet 2015]. (Disponible en anglais seulement).

Jesmer AH, Velicogna JR, Schwertfeger DM, Scroggins RP, et JI Princz. 2016. The toxicity of silver to soil organisms exposed to silver nanoparticles and silver nitrate in biosolids-amended field soil. Environ Toxicol Chem. 36(10):2756-2765. (Disponible en anglais seulement).

Karen DJ, Ownby DR, Forsythe BL, Bills TP, La Point TW, Cobb GB, et SJ Klaine. 1999. Influence of water quality on silver toxicity to rainbow trout (Oncorhynchus mykiss), fathead minnows (Pimephales promelas) and water fleas (Daphnia magna). Environ Toxicol Chem. 18(1):63-70. (Disponible en anglais seulement).

Khan FR, Paul KB, Dybowska AD, Valsami-Jones E, Lead JR, Stone V, et TF Fernandes. 2015. Accumulation dynamics and acute toxicity of silver nanoparticles to Daphnia magna and Lumbriculus variegatus: implications for metal modeling approaches. Environ Sci Technol. 49(7):4389-4397. (Disponible en anglais seulement).

Khodaparast Z. 2015. Toxicity of silver nanoparticles and silver nitrate on Nassarius recticulatus larvae [Thèse de maîtrise]. Aveiro (PT): Universidade de Aveiro, Departamento de Biologia. p. 62. (Disponible en anglais seulement).

Kilgour and Associates Ltd. 2016. Estimating background concentration ranges data to inform ecological chemical risk assessments. Rapport non publié. Gatineau (Qué.) : Environnement et Changement climatique Canada, Division de l’évaluation écologique.

Kramer D, Cullen JT, Christian JR, Johnson WK, et TF Pedersen. 2011. Silver in the subarctic northeast Pacific Ocean: Explaining the basin scale distribution of silver. Mar Chem. 123(1-4):133-142. (Disponible en anglais seulement).

Kramer JR, Bell RA, et DS Smith. 2007. Determination of sulfide ligands and association with natural organic matter. Appl Geochem. 22(8):1606-1611. (Disponible en anglais seulement).

Lam IKS, et Wang WX. 2006. Accumulation and elimination of aqueous and dietary silver in Daphnia magna. Chemosphere. 64(1):26-35. (Disponible en anglais seulement).

Langdon KA, McLaughlin MJ, Kirby JK, et G Merrington. 2015. Influence of soil properties and soil leaching on the toxicity of ionic silver to plants. Environ Toxicol Chem. 34(11):2503-2512. (Disponible en anglais seulement).

LeBlanc GA, Mastone JD, Paradice AP, Wilson BF, Lockhart HB Jr, et KA Robillard. 1984. The influence of speciation on the toxicity of silver to fathead minnow (Pimephales promelas). Environ Toxicol Chem. 3(1):37-46. (Disponible en anglais seulement).

Lee DY, Fortin C, et PGC Campbell. 2004. Influence of chloride on silver uptake by two green algae, Pseudokirchneriella subcapitata and Chlorella pyrenoidosa. Environ Toxicol Chem. 23(4):1012-1018. (Disponible en anglais seulement).

Leonardo T, Farhi E, Pouget S, Motellier S, Boisson AM, Banerjee D, Rébeillé F, den Auwer C, et C Rivasseau. 2016. Silver accumulation in the green microalga Coccomyxa actinabiotis: toxicity, in situ speciation, and localization investigated using Synchrotron XAS, XRD, and TEM. Environ Sci Technol. 50(1):359−367. (Disponible en anglais seulement).

Li X, Schirmer K, Bernard L, Sigg L, Pillai S, et R Behra. 2015. Silver nanoparticle toxicity and association with the alga Euglena gracilis. Environ Sci Nano. 2(6):594-602. (Disponible en anglais seulement).

Liang CL. 2016. Descriptive statistics of metals for MIREC-CD Plus. 28/01/2016. Ottawa (Ont.), Division des études sur la population, Santé Canada [Communication personnelle, données non publiées]. (Disponible en anglais seulement).

Lide DR, éditeur. 2000. CRC Handbook of chemistry and physics. 81 st ed. Boca Raton (FL): CRC Press LLC. p. 4-28. (Disponible en anglais seulement).

Lide DR, éditeur. 2005. CRC Handbook of chemistry and physics. 85th ed. Boca Raton (FL): CRC Press LLC. p. 4-82. (Disponible en anglais seulement).

Lopez-Serrano A, Muñoz-Olivas R, Sanz-Landaluze J, Olasagasti M, Rainieri S, et C Cámara. 2014. Comparison of bioconcentration of ionic silver and silver nanoparticles in zebrafish eleutheroembryos. Environ Pollut. 191:207-214. (Disponible en anglais seulement).

Luoma SN. 2008. Silver nanotechnologies and the environment: old problems or new challenges? Project on emerging nanotechnologies. The Pew Charitable Trusts. p. 72. (Disponible en anglais seulement).

Lytle PE. 1984. Fate and speciation of silver in publicly owned treatment plants. Environ Toxicol Chem. 3(1):21-30. (Disponible en anglais seulement).

Mackevica A, Skjolding LM, Gergs A, Palmqvist A, et A Baun. 2015. Chronic toxicity of silver nanoparticles to Daphnia magna under different feeding conditions. Aquat Toxicol. 161:10-16. (Disponible en anglais seulement).

Magesky A, et E Pelletier. 2015. Toxicity mechanisms of ionic silver and polymer-coated silver nanoparticles with interactions of functionalized carbon nanotubes on early development stages of sea urchin. Aquat Toxicol. 167:106-123. (Disponible en anglais seulement).

Martin M, Osborn KE, Billig P, et N Glickstein. 1981. Toxicities of ten metals to Crassostrea gigas and Mytilus edulis embryos and Cancer magister larvae. Mar Pollut Bull. 12(9):305-308. (Disponible en anglais seulement).

Martin JD, Colson TLL, Langlois VS, et CD Metcalfe. 2017. Biomarkers of exposure to nanosilver and silver accumulation in Yellow Perch (Perca Flavescens). Environ Toxicol Chem. 36(5):1211-1220. (Disponible en anglais seulement).

Matson CW, Bone AJ, Auffan M, Lindberg TT, Arnold MC, Hsu-Kim H, Wiesner MR, et RT Di Giulio. 2016. Silver toxicity across salinity gradients: the role of dissolved silver chloride species (AgCl_x) in Atlantic killifish (Fundulus heteroclitus) and medaka (Oryzias latipes) early life-stage toxicity. Ecotoxicology. 25(6):1105-1118. (Disponible en anglais seulement).

McGeer JC, et CM Wood. 1998. Protective effects of water Cl^- on physiological responses to waterborne silver in rainbow trout. Can J Fish Aquat Sci. 55(11):2447-2454. (Disponible en anglais seulement).

McGeer JC, Brix KV, Skeaff JM, DeForest DK, Brigham SI, Adams WJ, et A Green. 2003. Inverse relationship between bioconcentration factor and exposure concentration for metals: implications for hazard assessment of metals in the aquatic environment. Environ Toxicol Chem. 22(5):1017-1037. (Disponible en anglais seulement).

Mehennaoui K, Georgantzopoulou A, Felten V, Andreï J, Garaud M, Cambier S, Serchi T, Pain-Devin S, Guérold F, Audinot JN, Giambérini L, et AC Gutleb. 2016. Gammarus fossarum (Crustacea, Amphipoda) as a model organism to study the effects of silver nanoparticles. Sci Total Environ. 566-567:1649-1659. (Disponible en anglais seulement).

Mendes LA, Maria VL, Scott-Fordsmand JJ, et MJB Amorim. 2015. Ag nanoparticles (Ag NM300K) in the terrestrial environment: effects at population and cellular level in Folsomia candida (Collembola). Int J Environ Res Public Health. 12(10):12530-12542. (Disponible en anglais seulement).

Metcalfe CD, Sultana T, Martin J, Newman K, Helm P, Kleywegt S, Shen L, et V Yargeau. 2018. Silver near municipal wastewater discharges into Western Lake Ontario, Canada. Environ Monit Assess. 190(9):555. (Disponible en anglais seulement).

Miller LA, et KW Bruland. 1995. Organic speciation of silver in marine waters. Environ Sci Technol. 29(10):2616-2621. (Disponible en anglais seulement).

Morgan IJ, Henry RP, et CM Wood. 1997. The mechanism of acute silver nitrate toxicity in freshwater rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) is inhibition of gill Na⁺ and Cl^- transport. Aquat Toxicol. 38(1-3):145-163. (Disponible en anglais seulement).

Mueller-Harvey I, Mlambo V, Sikosana JL, Smith T, Owen E, et RH Brown. 2007. Octanol-water partition coefficients for predicting the effects of tannins in ruminant nutrition. J Agric Food Chem. 55(14):5436-5444. (Disponible en anglais seulement).

[NAPM] National Association of Photographic Manufacturers. 1974. Environmental Effects of Photoprocessing Chemicals. Vol 1. New York (NY): National Association of Photographic Manufacturers. p. 76-155. (Disponible en anglais seulement).

Navarro E, Wagner B, Odzak N, Sigg L, et R Behra. 2015. Effects of differently coated silver nanoparticles on the photosynthesis of Chlamydomonas reinhardtii. Environ Sci Technol. 49(13):8041−8047. (Disponible en anglais seulement).

Novo M, Lahive E, Díez-Ortiz M, Matzke M, Morgan AJ, Spurgeon DJ, Svendsen C, et P Kille. 2015. Different routes, same pathways: molecular mechanisms under silver ion and nanoparticle exposures in the soil sentinel Eisenia fetida. Environ Pollut. 205:385-393. (Disponible en anglais seulement)

Newman P, Meader N, Klapwijk P, Fellows M, Liang J, Chou E, Gao Y, Barot H, Furuno A, Rey F, et coll. (L'équipe Metals Focus chez Metals Focus). 2020. World wide silver survey [PDF]. Washington (DC) : The Silver Institute. (Disponible en anglais seulement).

Okonski AI, MacDonald DB, Potter K, et Bonnell M. 2021. Deriving predicted no-effect concentrations (PNECs) using a novel assessment factor method. Hum Ecol Risk Assess. DOI:10.1080/10807039.2020.1865788. (Disponible en anglais seulement).

O’Connell R, Alexander C, Strachan R, Alway B, Nambiath S, Wiebe J, Wong L, Rannestad E, Li S, Aranda D, et N Scott-Gray (GFMS team at Thomson Reuters). 2017. World wide silver survey [PDF]. Washington (DC): The Silver Institute. (Disponible en anglais seulement)

[OMS] Organisation mondiale de la Santé. 2002. Silver and silver compounds: Environmental aspects [PDF]. Concise international chemical assessment document 44. Genève (CH), Organisation mondiale de la Santé, p 42. (Disponible en anglais seulement).

[OMS] Organisation mondiale de la Santé. 2011. Directives de qualité pour l’eau de boisson [PDF], 4e éd. [Consulté le 27 juillet 2015]

Pavlostathis SG, et SK Maeng. 1998. Aerobic biodegradation of a silver-bearing photoprocessing wastewater. Environ Toxicol Chem. 17(4):617-624. (Disponible en anglais seulement).

Pillai S, Behra R, Nestler H, Suter MJF, Sigg L, et K Schirmer. 2014. Linking toxicity and adaptive responses across the transcriptome, proteome, and phenotype of Chlamydomonas reinhardtii exposed to silver. Proc Natl Acad Sci U S A. 111(9):3490-3495. (Disponible en anglais seulement.)

[PNSLTQE] Données nationales de monitoring de la qualité de l’eau à long terme [base de données]. 2016. Données de monitoring de la qualité de l’eau à long terme de Terre-Neuve et Labrador, Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. [Consulté le 12 novembre 2017]

Proulx CL, Kilgour BW, Francis AP, Bouwhuis RF, et JR Hill. 2018. Using a conductivity-alkalinity relationship as a tool to identify surface waters in reference condition across Canada. Water Qual Res J Can. 53(4):231-240. (Disponible en anglais seulement).

Purcell TW, et JJ Peters. 1998. Sources of silver in the environment. Environ Toxicol Chem. 17(4):539‑546. (Disponible en anglais seulement)

Rainville LC, Carolan D, Varela AC, Doyle H, et D Sheehan. 2014. Proteomic evaluation of citrate-coated silver nanoparticles toxicity in Daphnia magna. Analyst. 139:1678-1686. (Disponible en anglais seulement)

Rajala JE, Maenpaa K, Vehniainen ER, Vaisanen A, Scott-Fordsmand JJ, Akkanen J, et JVK Kukkonen. 2016. Toxicity testing of silver nanoparticles in artificial and natural sediments using the benthic organism Lumbriculus variegatus. Arch Environ Contam Toxicol. 71(3):405-414. (Disponible en anglais seulement)

Ramskov T, Forbes VE, Gilliland D, et Selck H. 2015. Accumulation and effects of sediment-associated silver nanoparticles to sediment-dwelling invertebrates. Aqua Toxicol. 166:96-105. (Disponible en anglais seulement)

Rasmussen et coll. 2016. Preliminary Exposure Data for Five Metals from 2014-2017 CMP(3) Research. Le 15 février 2016. Ottawa (Ont.), Division de l’exposition et de la biosurveillance, Santé Canada [communication personnelle, données non publiées] (Disponible en anglais seulement)

Ratte HT. 1999. Bioaccumulation and toxicity of silver compounds: a review. Environ Sci Tech. 18(1):89‑108. (Disponible en anglais seulement).

Ribeiro F, Gallego-Urrea JA, Jurkschat K, Crossley A, Hassellöv M, Taylor C, Soares AMVM, et S Loureiro. 2014. Silver nanoparticles and silver nitrate induce high toxicity to Pseudokirchneriella subcapitata, Daphnia magna and Danio rerio. Sci Total Environ. 466-467(C):232-241. (Disponible en anglais seulement)

Ribeiro F, Gallego-Urrea JA, Goodhead RM, Van Gestel CAM, Moger J, Soares AMVM, et S Loureiro. 2015. Uptake and elimination kinetics of silver nanoparticles and silver nitrate by Raphidocelis subcapitata: The influence of silver behaviour in solution. Nanotoxicology. 9(6):686-695. (Disponible en anglais seulement).

Rivera-Duarte I, Flegal AR, Sanudo-Wilhelmy SA, et AJ Veron. 1999. Silver in the far North Atlantic Ocean. Deep-Sea Res II. 46(5):979-990. (Disponible en anglais seulement).

[RNCan] Ressources naturelles Canada. 2018. Réserves canadiennes de certains métaux importants et décisions récentes en matière de production, Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. [Consulté le 4 février 2019].

[RNCan] Ressources naturelles Canada. 2020. Statistiques annuelles de la production minérale, Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. [Consulté le 7 décembre 2020]. Année d’enquête 2018.

[RNSPA] Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique. 2011. Produits de données du RNSPA : 2011. Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. [Modifié le 7 juillet 2013; consulté le 23 décembre 2015].

Rodgers JH Jr, Deaver E, et PL Rogers. 1995. Partitioning and effects of silver in amended freshwater sediments. Proceedings of the 3rd Argentum International Conference on the Transport, Fate, and Effects of Silver in the Environment; 1995 August 6-9; Washington (DC). p. 223-249. (Disponible en anglais seulement).

Rodgers JH Jr, Deaver E, et PL Rogers. 1997a. Partitioning and effects of silver in amended freshwater sediments. Ecotoxicol Environ Saf. 37(1):1-9. (Disponible en anglais seulement).

Rodgers JH Jr, Deaver E, Suedel BC, et PL Rogers. 1997b. Comparative aqueous toxicity of silver compounds: Laboratory studies with freshwater species. Bull Environ Contam Toxicol. 58(6):851-858. (Disponible en anglais seulement).

Roditi HA, et NS Fisher. 1996. Metal assimilation in zebra mussels. The 4th international conference proceedings: transport, fate, and effects of silver in the Environment. Andren AW, Bober TW. (ed.). University of Wisconsin System, Sea Grant Institute, August 1996. p. 241-244. (Disponible en anglais seulement).

Sanders JG, et GR Abbe. 1989. Silver transport and impact in estuarine and marine systems. In: Suter GW and Lewis MA, editors. Aquatic toxicology and environmental fate. Vol. 11. Philadelphia (PA): American Society for Testing and Materials. p. 5-18. (Disponible en anglais seulement).

Santé Canada. 1986. Recommandations pour la qualité de l’eau potable au Canada : document technique – L’argent, Ottawa (Ont.), Santé Canada.

Santé Canada. [Modifiée le 11 décembre 2006]. Liste des additifs alimentaires autorisés au Canada, Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. [Consulté le 19 janvier 2016]

Santé Canada. 2013. Deuxième rapport sur la biosurveillance humaine des substances chimiques de l’environnement au Canada – Résultats de l’Enquête canadienne sur les mesures de la santé Cycle 2 (2009 à 2011), Ottawa (Ont.), Santé Canada.

Santé Canada. 2016. Document d’évaluation scientifique – Méthode fondée sur la biosurveillance 2 pour les substances contenant du baryum, les substances contenant du molybdène, les substances contenant de l’argent, les substances contenant du thallium et les substances contenant de l’étain inorganique, Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. [Consulté le 21 janvier 2019].

Santé Canada. [Modifiée le 14 juin 2018]. Liste critique des ingrédients de cosmétiques : Liste des ingrédients dont l’utilisation est restreinte dans les cosmétiques, Ottawa (Ont.), gouvernement du Canada. [Consulté en février 2019].

Schlekat CE, McGeer JC, Blust R, Borgmann U, Brix KV, Bury N, Couillard Y, Dwyer RL, Luoma SN, Robertson S, et coll. 2007. Bioaccumulation; hazard identification of metals and inorganic metal substances. In: Adams WJ, Chapman PM, éditeurs. Assessing the hazard of metals and inorganic metal substances in aquatic and terrestrial systems. Pensacola (FL): SETAC Publications, CRC Press. p. 55‑87. (Disponible en anglais seulement).

Schlich K, Klawonn T, Terytze K, et K Hund‐Rinke. 2013. Effects of silver nanoparticles and silver nitrate in the earthworm reproduction test. Environ Toxicol Chem. 32(1):181-188. (Disponible en anglais seulement).

Seitz F, Rosenfeldt RR, Storm K, Metreveli G, Schaumann GE, Schulz R, et M Bundschuh. 2015. Effects of silver nanoparticle properties, media pH and dissolved organic matter on toxicity to Daphnia magna. Ecotoxicol Environ Saf. 111:263-270. (Disponible en anglais seulement).

Sekine R, Khurana K, Vasilev K, Lombi E, et E Donner. 2015. Quantifying the adsorption of ionic silver and functionalized nanoparticles during ecotoxicity testing: test container effects and recommendations. Nanotoxicology. 9(8):1005-1012. (Disponible en anglais seulement).

Shafer MM, Overdier JT, et DE Armstong. 1998. Removal, partitioning and fate of silver and other metals in wastewater treatment plants and effluent-receiving streams. Environ Toxicol Chem. 17(4):630-641. (Disponible en anglais seulement).

Shafer MM, Overdier JT, Babiarz CL, Hoffman SR, et DE Armstrong. 1996. Preliminary observations on the distribution of Ag and other trace metals in the colloidal size fractions of streams and POTW effluents. In: Andren AW, Bober TW, editors. 4th International Conference on Transport, Fate, and Effects of Silver in the Environment (Argentum IV). 1996 Aug 25-28; Madison, Wisconsin, USA. Madison (WI): University of Wisconsin Sea Great Institute. p. 15-22. (Disponible en anglais seulement).

Shen MH, Zhou XX, Yang XY, Chao JB, Liu R, et JF Liu. 2015. Exposure medium: key in identifying free Ag⁺ as the exclusive species of silver nanoparticles with acute toxicity to Daphnia magna. Sci Rep. 5:9674. (Disponible en anglais seulement).

Sørensen SN et A Baun. 2015. Controlling silver nanoparticle exposure in algal toxicity testing – A matter of timing. Nanotoxicology. 9(2):201-209. (Disponible en anglais seulement).

Steele R et GB Thursby. 1995. Sexual reproduction tests with marine seaweeds (Macroalgae). In: Rand GM, editor. Fundamentals of Aquatic Toxicology Effects, Environmental Fate and Risk Assessment. North Palm Beach (FL): Ecological Services Inc. p. 171-188. (Disponible en anglais seulement).

Terhaar CJ, Ewell WS, Dziuba SP, White WW, et PJ Murphy. 1977. A laboratory model for evaluating the behavior of heavy metals in an aquatic environment. Water Res. 11(1):101-110. (Disponible en anglais seulement).

Tourinho PS, van Gestel CAM, Morgan AJ, Kille P, Svendsen C, Jurkschat K, Mosselmans JFW, Soares AMVM, et S Loureiro. 2016. Toxicokinetics of Ag in the terrestrial isopod Porcellionides pruinosus exposed to Ag NPs and AgNO₃ via soil and food. Ecotoxicology. 25(2):267-278. (Disponible en anglais seulement).

Tugulea 2016. A national survey of disinfection by-products and selected drinking water contaminants in Canadian drinking water (2009-2010). Base de données inédite. Ottawa (Ontario).  Division de l’exposition et de la biosurveillance, Santé Canada. (Disponible en anglais seulement).

[USGS] U.S. Geological Survey. 2018. Mineral commodity summaries 2018 [PDF]. Reston (VA): U.S. Geological Survey. p. 150-151. (Disponible en anglais seulement).

Velicogna JR, Ritchie EE, Scroggins RP, et JI Princz. 2016. A comparison of the effects of silver nanoparticles to silver nitrate on a suite of soil dwelling organisms in two field soils. Nanotoxicology. 10(8):1144-1151. (Disponible en anglais seulement).

Velicogna JR, Schwertfeger DM, Jesmer AH, Scroggins RP, et JI Princz. 2017. The bioaccumulation potential of silver in Eisenia andrei exposed to silver nanoparticles and silver nitrate in soil. NanoImpact. 6:11-18. (Disponible en anglais seulement).

Waalewijn-Kool PL, Klein K, Forniés RM, et CAM van Gestel. 2014. Bioaccumulation and toxicity of silver nanoparticles and silver nitrate to the soil arthropod Folsomia candida. Ecotoxicology. 23(9):1629-1637. (Disponible en anglais seulement).

Ward TJ, et JR Kramer. 2002. Silver speciation during chronic toxicity tests with the mysid, Americamysis bahia. Comp Biochem Physiol C Toxicol Pharmacol. 133(1-2):75-86. (Disponible en anglais seulement).

Webb NA, et CM Wood. 1998. Physiological analysis of the stress response associated with acute silver nitrate exposure in freshwater rainbow trout. Environ Toxicol Chem. 17(4):579-588. (Disponible en anglais seulement).

Wen LS, Santschi PH, Gill GA, Paternostro CL, et RD Lehman. 1997. Colloids and particulate silver in river an estuarine waters of Texas. Environ Sci Technol. 31(3):723-731. (Disponible en anglais seulement).

Williams JH. 1999. Regulations on additions of sludge-borne metals to soil and their adaptation to local conditions. In: L’Hermite P, editor. Treatment and use of sewage sludge and liquid agricultural wastes. London (UK): Elsevier Applied Science. p. 243-250. (Disponible en anglais seulement).

Wood CM, Hogstrand C, Galvez F, et RS Munger RS. 1996. The physiology of waterborne silver toxicity in freshwater rainbow trout (Oncorhynchus mykiss): 1. The effects of ionic Ag⁺. Aquat Toxicol. 35(2):93-109. (Disponible en anglais seulement).

Wood CM, McDonald MD, Walker P, Grosell M, Barimo JF, Playle RC, et PJ Walsh. 2004. Bioavailability of silver and its relationship to ionoregulation and silver speciation across a range of salinities in the gulf toadfish (Opsanus beta). Aquat Toxicol. 70(2):137-157. (Disponible en anglais seulement).

Wood CM. 2012. Silver. In: Wood CM, Farrell AP, et CA Brauner, éditeurs. Metals: Homeostasis and toxicology: Non-essential metals. Fish Physiology, Vol. 31B. p. 1-65. (Disponible en anglais seulement).

Xin Q, Rotchell JM, Cheng J, Yi J, et Q Zhang. 2015. Silver nanoparticles affect the neural development of zebrafish embryos. J Appl Toxicol. 35(12):1481-1492. (Disponible en anglais seulement).

Yaroshevsky AA. 2006. Abundances of chemical elements in the earth’s crust. Geochem Int. 44(1):48-55. (Disponible en anglais seulement).

Yoo H, Lee JS, Lee BG, Lee IT, Schlekat CE, Koh CH, et SN Luoma. 2004. Uptake pathway for Ag bioaccumulation in three benthic invertebrates exposed to contaminated sediments. Mar Ecol Prog Ser. 270:141-152. (Disponible en anglais seulement).

Yoo-iam M, Chaichana R, T Satapanajaru. 2014. Toxicity, bioaccumulation and biomagnification of silver nanoparticles in green algae (Chlorella sp.), water flea (Moina macrocopa), blood worm (Chironomus spp.) and silver barb (Barbonymus gonionotus). Chem Spec Bioavailab. 26(4):257-265. (Disponible en anglais seulement).

Zhang Z, Yang X, Shen M, Yin Y, et J Liu. 2015. Sunlight-driven reduction of silver ion to silver nanoparticle by organic matter mitigates the acute toxicity of silver to Daphnia magna. J Environ Sci. 35:62-68. (Disponible en anglais seulement).

Zimmermann S, Ruchter N, Loza K, Epple M, et B Sures. 2017. Nanoparticulate versus ionic silver: behavior in the tank water, bioaccumulation, elimination and subcellular distribution in the freshwater mussel Dreissena polymorpha. Environ Pollut. 222:251-260. (Disponible en anglais seulement).

Annexes

Annexe A. Propriétés physiques et chimiques

n.d. : non disponible.

^a Lide 2000.

^b Lide 2005.

Annexe B. Données de l’Agence des services frontaliers du Canada sur les importations

^a Le Système harmonisé de désignation et de codification des marchandises est un système international de classification des marchandises créé par le Conseil de coopération douanière (maintenant appelé Organisation mondiale des douanes) et utilisé par le Canada pour classer les marchandises importées et exportées.

^b Valeur calculée d’après la répartition de chaque importation entre 2010 et 2013.

^c Il est à noter que ces quantités ne représentent pas seulement les quantités d’argent élémentaire, mais représentent la composition des substances saisies selon les codes du SH.

^d Code 2843.21.000 du SH.

^e Code 2843.29.000 du SH.

^f Certains noms d’entreprises n’étaient pas disponibles, le nombre d’entreprises uniques est donc plus élevé que ce qui est indiqué ici.

^g Codes du SH : 7106.10.0000 (argent en poudre), 7106.10.0010 (poudre d’argent contenant en poids une quantité égale ou supérieure à 92,5 % d’argent), 7106.10.0020 (poudre d’argent contenant en poids une quantité inférieure à 92,5 % d’argent).

^h Codes du SH : 2616.1.0.0.081 (minerais d’argent et leurs concentrés, teneur en argent) et 2608.0.0.0.081 (minerais de zinc et leurs concentrés, teneur en argent).

ⁱ Codes du SH : 7106.91.0011 (lingots d’argent, formes brutes, contenant en poids>=92,5 % d’argent), 7106.9.1.0.021 (argent doré, formes brutes, contenant en poids <92,5 % d’argent), 7106.9.1.0.019 (argent, lingots o/t, formes brutes, contenant en poids >= 92. 5 % d’argent), 7106.9.1.00.29 (argent, formes brutes, contenant en poids < 92,5 % d’argent), et 7106.9.1.00.20 (argent, formes brutes, contenant en poids < 92,5 % d’argent).

^j Codes du SH : 2616.10.0081 (minerais et concentrés d’argent, teneur en argent) et 2608.00.0081 (minerais de zinc et leurs concentrés, teneur en argent).

ND : valeur non déclarée.

^a Code SH 2843.21.000.

^b Code SH 2843.29.000.

^c Comprend les codes SH suivants : 7106.10.0000 (argent en poudre), 7106.10.0010 (poudre d’argent contenant en poids une quantité égale ou supérieure à 92,5 % d’argent), 7106.10.0020 (poudre d’argent contenant en poids une quantité inférieure à 92,5 % d’argent).

Annexe C. Données de l’Inventaire national des rejets de polluants

ND : valeur non déclarée.

^a Nombre d’installations ayant déclaré des rejets d’argent dans l’air et/ou l’eau et/ou tous les milieux inférieurs à 1 tonne pour au moins une année pendant la période de déclaration de 2012 à 2017.

^b Comprend les installations correspondant aux codes SCIAN6 suivants : 331410 et 331529.

^c Comprend les installations correspondant aux codes SCIAN6 suivants : 212220, 212231, 212232 et 212233.

^d Comprend les installations correspondant aux codes SCIAN6 suivants : 221320 et 562210.

^e Erreur de déclaration, la valeur est 0 t (communication personnelle, information fournie par les Strategy and Operations Services, Suncor Energy Services inc. à la Division de l’évaluation écologique, Environnement et Changement climatique Canada, 4 avril 2019; sans référence).

Annexe D. Concentrations de fond

n.d. = non disponible.

^a Les concentrations d’argent dissous ont été déclarées.

^b Kilgour and Associates Ltd. (2016).

^c DNMQELT 2016.

^d Communication personnelle, données fournies par la Division du monitoring et suivi de la qualité de l’eau, Environnement et Changement climatique Canada (ECCC) pour la Division de l’évaluation écologique, ECCC, 20 juin 2017; sans référence.

^e Rivera-Duarte et coll. 1999, concentrations médianes mesurées en de nombreux endroits jusqu’à une profondeur de 50 m.

^f Kramer et coll. 2011, concentrations médianes mesurées en de nombreux endroits jusqu’à une profondeur de 50 m.

^g Dans la présente évaluation, cette expression est un synonyme de concentration de fond maximale prévue.

Annexe E. Ensemble de données sur la toxicité de l’argent dans les sédiments

Abréviations : p.s. = poids sec; CL₅₀ = concentration d’un agent stressant estimé mortel pour 50 % des organismes d’essai pendant un intervalle de temps donné; EC₅₀ = concentration d’un agent stressant estimé efficace à produire une réponse biologique autre que la mortalité chez 50 % des organismes d’essai pendant un intervalle de temps donné; CI₅₀ = concentration d’un agent stressant estimé inhiber une réponse biologique autre que la mortalité chez 50 % des organismes d’essai pendant un intervalle de temps donné; CSEO : concentration sans effet observé; CMEO : concentration minimale avec effet observé.

^a Les valeurs représentent les concentrations maximales testées pour les études sur les sédiments.

^b Sélectionné comme valeur critique de toxicité (VCT),

^c Le Critère d’effet a été estimé sur la base des données présentées dans la référence.

^d Espèces marines.

Annexe F. Données sur la toxicité de l’argent dans les sols

Abréviations : p.s. = poids sec; CE₁₀/₂₀/₅₀ = concentration d’un agent stressant estimé efficace à produire une réponse biologique autre que la mortalité chez 10 %, 20 % ou 50 % des organismes d’essai pendant un intervalle de temps donné; CL₁₀/₂₀/₅₀ = concentration d’un agent stressant estimé mortel pour 10 %, 20 % ou 50 % des organismes d’essai pendant un intervalle de temps donné.

^a Ensemble complet de données de toxicité de l’Ag pour les organismes vivant dans le sol. Les essais de toxicité réalisés sur des sols à pH < 5,5 % et à un % de MO > 6 % ou sur des microbes ne sont pas inclus dans cet ensemble de données, selon les Recommandations canadiennes pour la qualité des sols (CCME 2006a). Les sols ayant un pH supérieur à 7 et/ou une teneur élevée en limon/argile ont été examinés au cas par cas.

^b Moyenne géométrique appliquée aux données utilisées dans l’approche de DSE.