Méthode d’essai biologique servant à déterminer la létalité aiguë d’un sédiment pour des amphipodes : annexes

Annexes

1. Membres du Groupe intergouvernemental de la toxicité aquatique (octobre 1998)
2. Adresses de l’administration centrale et des bureaux régionaux du Service de la protection de l’environnement d’Environnement Canada
3. Membres du Groupe consultatif scientifique
4. Rhepoxynius abronius - Limites connues de tolérance et d’utilisation
5. Eohaustorius washingtonianus - Limites connues de tolérance et d’emploi
6. Eohaustorius estuarius - Limites connues de tolérance et d’emploi
7. Amphiporeia virginiana - Limites connues de tolérance et d’emploi

Annexe A : Membres du Groupe intergouvernemental de la toxicité aquatique (octobre 1998)

Gouvernement fédéral (Environnement Canada)

C. Blaise
Centre Saint-Laurent
Montréal

S. Blenkinsopp
Direction générale de l’avancement des technologies environnementales
Edmonton

C. Boutin
Centre national de la recherche faunique
Hull (Qc)

C. Buday
Centre des sciences de l’environnement du Pacifique
North Vancouver (C.-B.)

A. Chevrier
Division du milieu marin
Hull (Qc)

K. Day
Institut national de recherche sur les eaux
Burlington (Ont.)

K. Doe
Direction de la conservation de l’environnement
Moncton (N.-B.)

G. Elliott
Laboratoire d’écotoxicologie
Edmonton (Alb.)

M. Fennell
Centre des sciences de l’environnement du Pacifique
North Vancouver (C.-B.)

M. Harwood
Centre Saint-Laurent
Montréal

P. Jackman
Direction de la conservation de l’environnement
Moncton (N.-B.)

R. Kent
Direction de l’évaluation et de l’interprétation
Hull (Qc)

N. Kruper
Laboratoire d’écotoxicologie
Edmonton (Alb.)

D. MacGregor
Centre de technologie environnementale
Gloucester (Ont.)

D. Moul
Centre des sciences de l’environnement du Pacifique
North Vancouver (C.-B.)

W.R. Parker
Région de l’Atlantique
Dartmouth (N.-É.)

L. Porebski
Division du milieu marin
Hull (Qc)

D. Rodrigue
Centre de technologie environnementale
Gloucester (Ont.)

R. Scroggins
Centre de technologie environnementale
Gloucester (Ont.)

A. Steenkamer
Centre de technologie environnementale
Gloucester (Ont.)

D. St.-Laurent
Région du Québec
Montréal

G. van Aggelen
Centre des sciences de l’environnement du Pacifique
North Vancouver (C.-B.)

R. Watts
Centre des sciences de l’environnement du Pacifique
North Vancouver (C.-B.)

P. Wells
Région de l’Atlantique
Dartmouth (N.-É.)

W. Windle
Direction de l’évaluation des produits chimiques commerciaux
Hull (Qc)

S. Yee
Centre des sciences de l’environnement du Pacifique
North Vancouver (C.-B.)

Gouvernement fédéral (Commission de contrôle de l’énergie atomique)

P. Thompson
Division de la radioprotection
Ottawa

Provinces

S. Abernethy
Ministère de l’Environnement et de l’Énergie
Etobicoke (Ont.)

C. Bastien
Ministère de l'Environnement et de la Faune
Sainte-Foy (Qc)

D. Bedard
Ministère de l’Environnement et de l’Énergie
Etobicoke (Ont.)

M. Mueller
Ministère de l’Environnement et de l’Énergie
Etobicoke (Ont.)

C. Neville
Ministère de l’Environnement et de l’Énergie
Etobicoke (Ont.)

D. Poirier
Ministère de l’Environnement et de l’Énergie
Etobicoke (Ont.)

G. Westlake
Ministère de l’Environnement et de l’Énergie
Etobicoke (Ont.)

Annexe B : Adresses de l’administration centrale et des bureaux régionaux du Service de la protection de l’environnement d’Environnement Canada

Administration centrale
351, boul. Saint-Joseph
Place Vincent-Massey Hull
K1A 0H3

Région de l’Atlantique
15^e étage, Queen Square
45 Alderney Drive
Dartmouth (Nouvelle-Écosse)
B2Y 2N6

Région du Québec
14^e étage
105, rue McGill
Montréal
H2Y 2E7

Région de l’Ontario
4905 Dufferin St., 2^e étage
Downsview (Ontario)
M3H 5T4

Région de l’Ouest et du Nord
Pièce 210, Twin Atria n^o 2
4999, 98^e Avenue
Edmonton (Alberta)
T6B 2X3

Région du Pacifique et du Yukon
224, rue Esplanade ouest
North Vancouver (Colombie-Britannique)
V7M 3H7

Annexe C : Membres du Groupe consultatif scientifique

Membres

Dr Peter Chapman
EVS Environment Consultants
195 Pemberton Avenue
North Vancouver (C.-B.) V7P 2R4
Téléphone : (604) 986-4331
Télécopieur : (604) 662-8548

Mme Chantal Côté
Beak Consultants Ltée. Carré Dorval
455, boul. Fénélon, suite 104
Dorval (Qc) H9S 5T8
Téléphone : (514) 631-5544
Télécopieur : (514) 631-5588

M. Ken Doe
Environnement Canada Laboratoire de toxicologie
Section de la qualité de l’environnement,
Direction des contaminants de l’environnement
Centre des sciences de l’environnement
C. P. 23005
Moncton (N.-B.) E1A 6S8
Téléphone : (506) 851-3486
Télécopieur : (506) 851-6608

Mme Michelle Fennell
Environnement Canada
Centre des sciences de l’environnement du Pacifique
2645 Dollarton Highway
North Vancouver (C.-B.) V7H 1V2
Téléphone : (604) 924-2516
Télécopieur : (604) 924-2554

Mme Carol Harris
Harris Industrial Testing Services Ltd.
C.P. 92, Milford Station
Hants County (N.-É.) B0N 1Y0
Téléphone : (902) 758-2638
Télécopieur : (902) 758-3064

Mme E milia Jonczyk
Beak Consultants Limited
Section de la toxicologie
14 Abacus Road
Brampton (Ont.) L6T 5B7
Téléphone : (905) 794-2325
Télécopieur : (905) 794-2338

Mme Deanna Lee
Ministère de l’Environnement, des Terres et des
Parcs de la Colombie-Britannique
Lower Mainland Region
10470 - 152nd Street
Surrey (C.-B .) V3R 0R3
Téléphone : (604) 582-5266
Télécopieur : (604) 582-5335

Mme Cathy. McPherson
EVS Environment Consultants
195 Pemberton Avenue
North Vancouver (C.-B .) V7P 2R4
Téléphone : (604) 986-4331
Télécopieur : (604) 662-8548

Mme Mary Murdoch
Jacques Whitford Environment Ltd.
607 Torbay Road
St. John’s (T.-N.) A1A 4Y6
Téléphone : (709) 576-1458
Télécopieur : (709) 576-2126

Mme Linda Porebski
Environnement Canada
Division du milieu marin
12^e étage
Place Vincent-Massey
351, boul. Saint-Joseph
Hull (Qc) K1A 0H3
Téléphone : (819) 953-4341
Télécopieur : (819) 953-0913

M. Phil Riebel
P. Riebel and Associates
30, rue Birchhill
Baie-d’Urfé (Qc) H9X 3H7
Téléphone : (514) 457-9452
Télécopieur : (514) 457-3302

Mme Jennifer Stewart
EVS Environment Consultants
195 Pemberton Avenue
North Vancouver (C.-B.) V7P 2R4
Téléphone : (604) 986-4331
Télécopieur : (604) 662-8548

Mme Dixie Sullivan
Environnement Canada
Région du Pacifique et du Yukon, SPE
22 4 West Esplanade Street
North Vancouver (C.-B.) V7M 3H7
Téléphone : (604) 666-2730
Télécopieur : (604) 666-7294

Dr Kok-Leng Tay
Environnement Canada
Division de l’immersion en mer, SPE
5^e étage, Queen Square
45 Alderney Drive
Dartmouth (N.-É.) B2Y 2N6
Téléphone : (902) 426-8304
Télécopieur : (902) 426-3897

M. Graham van Aggelen
Environnement Canada
Centre des sciences de l’environnement du Pacifique
2645 Dollarton Highway
North Vancouver (C.-B.) V7H 1V2
Téléphone : (604) 924-2513
Télécopieur : (604) 924-2554

Autorités scientifiques

M. Rick Scroggins
Environnement Canada
Section de l’élaboration et de l’application des méthodes
Centre de technologie environnementale
3439 River Road South
Gloucester (Ont.) K1A 0H3
Téléphone : (613) 990-8569
Télécopieur : (613) 990-0173

M. Jim Osborne
Environnement Canada
Division du milieu marin
12^e étage
Place Vincent-Massey
351, boul. Saint-Joseph
Hull (Qc) K1A 0H3
Téléphone : (819) 953-2265
Télécopieur : (819) 953-0913

Consultant

Dr Don McLeay
McLeay Environmental Ltd.
2999 Spring Bay Road
Victoria (C.-B.) V8N 5S4
Téléphone : (250) 472-2608
Télécopieur : (250) 472-2609

Annexe D : Rhepoxynius abronius - Limites connues de tolérance et d’utilisation

Limites de tolérance à l’égard du toxique de référence

Depuis 1988, les laboratoires régionaux de l’Atlantique et du Pacifique d’Environnement Canada ont entrepris des essais toxicologiques de référence dans l’eau seulement pour déterminer la CL 50 après 96 h pour chaque groupe de Rhepoxynius abronius capturés sur le terrain et utilisés dans des essais toxicologiques des sédiments d’une durée de 10 jours. Les résultats de ces essais de référence (n = 15), effectués conformément à Environnement Canada (1992) et à la section 5 de la présente méthode, ont été reportés sur une carte de contrôle sur laquelle on a défini une zone de confiance (moyenne géométrique ± 2 σ ; Doe, 1997 ; Fennell, 1997). Ces valeurs (tableau D.1) devraient aider les laboratoires inexpérimentés à sélectionner la gamme convenable de concentrations d’essai pour entreprendre les essais toxicologiques de référence avec cette espèce ; elles sont également utiles aux comparaisons. D’autres auteurs (p. ex. DeWitt et al., 1989) ont signalé des valeurs semblables de la tolérance de R. abronius au cadmium (CL 50 après 96 h déterminées dans l’eau seulement).

Limites de tolérance et d’emploi pour la salinité

R. abronius tolère très peu la faible salinité. Swartz et al. (1985) signalent que la survie de cette espèce au bout de 10 jours a été considérablement réduite lorsque la salinité de l’eau de porosité était de 18,8 ‰ et qu’aucun amphipode n’a survécu à 9,9 ‰ et à 12,3 ‰ de salinité. Dans une série distincte d’études, Swartz et al. (1985) ont déterminé que le taux moyen de survie de R. abronius à la salinité de l’eau interstitielle de 15 ‰ était considérablement moindre qu’à 25 ‰. Ces auteurs concluent que, dans un souci de prudence, il faudrait que la salinité de l’eau interstitielle du sédiment d’essai soit d’au moins 25 ‰ avant de faire abstraction des effets de la salinité sur la survie. Ils concluent également que la sensibilité de R. abronius à la salinité limite effectivement l’application de ce mode opératoire aux échantillons de sédiment prélevés dans la zone côtière et dans les parties les plus salées des estuaires. Les tentatives visant à augmenter la salinité de l’eau interstitielle par l’adjonction d’eau plus salée ou par le tamisage de l’échantillon dans une eau plus salée sont susceptibles de modifier des propriétés toxicologiques de l’échantillon.

Lee et Fennell (1995) ont réexaminé la tolérance de R. abronius à la salinité. Ils ont effectué des essais de survie de 10 jours en utilisant le sable « super fin » ≤(0,5 mm) Target^MD et de l’eau de mer, en réglant la salinité dans le milieu surnageant aux valeurs de 15, 20, 25, 30, 35, 40 et 45 ‰. La survie moyenne a été de 70 à 83 % aux salinités variant de 25 à 35 ‰ ; l’écart entre ces valeurs n’était pas significatif. À la salinité de 15 ‰, la survie était nulle et à 20 ‰ elle n’était que de 31 %. Les taux moyens de survie à 40 et à 45 ‰ étaient respectivement de 32 et de 39 %.

L’USEPA (1994a) affirme que l’intervalle de tolérance à la salinité de 25 à 32 ‰ est indiqué pour cette espèce. Pour les essais d’une durée de 10 j, l’USEPA (1994a) a précisé une « limite d’emploi » de plus de 25 ‰ dans l’eau surnageante.

D’après les constatations de Swartz et al. (1985) et de Lee et Fennell (1995), il est évident que R. abronius tolère les salinités de 25 à 35 ‰. C’est cette fourchette de salinité de l’eau de porosité que l’on fixe comme limite d’emploi de l’espèce (v. tableau D.1 et § 2.6). Quand on utilise cette espèce dans un essai de mesure de la toxicité du sédiment d’une durée de 10 jours, il ne faut pas utiliser une matière d’essai dans laquelle la salinité de l’eau de porosité est inférieure à 25 ‰. On devrait plutôt, dans ce cas, évaluer la matière à l’aide d’une autre espèce convenable, tolérant les faibles salinités (p. ex. Eohaustorius estuarius ; v. annexe F).

Limites de tolérance aux fortes teneurs en matières organiques

R. abronius tolère un enrichissement considérable du sédiment en matières organiques. Les essais d’une durée de 10 jours effectués par Swartz et al. (1985) ont montré que le taux de survie moyen dans des échantillons de sédiment non contaminé prélevé sur le terrain, dont la teneur en matières volatiles totales pouvait atteindre 18 %, peut équivaloir au taux de survie des groupes témoins. Paine et McPherson (1991a) signalent des taux de survie au bout de 10 jours de 89 à 92 %, chez les sujets gardés dans un échantillon de sédiment prélevé sur le terrain, dont la teneur en carbone organique total était de 10 %, et des taux de survie semblables dans un sédiment non contaminé dont la teneur en matières organiques totales était de 4 %. Des essais d’une durée de 10 jours portant sur des sédiments prélevés dans 12 fjords de la côte ouest de la partie continentale de la Colombie-Britannique ont montré que les taux de survie dans l’échantillon (qui variaient de 35 à 88 %) et la teneur en carbone organique total (qui variait de 0,4 à 4,8 %) étaient faiblement corrélées (R = 0,10) [Sullivan et al., 1998a].

On ne dispose pas d’études dans des sédiments reconstitués, qui montrent l’effet de fortes concentrations de carbone organique sur le taux de survie de l’espèce au bout de 10 jours. Les études effectuées avec des préparations de sable de silice du commerce (Tay et al., 1998) montrent que R. abronius réussit à bien survivre pendant 10 jours dans un milieu dépourvu d’une quantité appréciable de carbone organique.

On en conclut que l’espèce peut tolérer des échantillons de matières d’essai renfermant 18 % ou moins de carbone organique total. Cependant, on ne connaît pas la limite supérieure qui pourrait être tolérable sans diminuer la survie au bout de 10 jours. Aucune limite d’emploi relative au carbone organique total ne semble nécessaire ou appropriée.

Limites de tolérance et d’emploi pour la granulométrie

De nombreuses études ont porté sur l’influence de la granulométrie sur les taux de survie au bout de 10 jours de R. abronius, dans des essais toxicologiques des sédiments. Elles se sont surtont intéressées à l’influence de la fraction fine des sédiments (c’est-à-dire d’une taille de moins de 0,063 mm), même si elles ont aussi examiné la tolérance de l’espèce à l’égard des sédiments grossiers (Lee, 1994 ; Tay et al., 1998).

Des études ont montré les taux élevés de survie au bout de 10 jours de R. abronius exposé à des sédiments de référence prélevés sur le terrain et riches en particules fines et en argiles. Par exemple, Swartz et al. (1985) signalent un taux moyen de survie de 90 % dans un échantillon de sédiment constitué de 10 % de sables, de 37 % de limons et de 53 % d’argiles (fraction fine de 90 %). De même, Long et al. (1990) constatent un taux moyen de survie de 91 % dans un échantillon de sédiment prélevé sur le terrain renfermant 48,3 % de limons et 48,4 % d’argiles (c’est-à-dire fraction fine de 96,7 %) ; McLeay et al. (1991) observent des taux de survie de 81 et de 91 % chez des amphipodes gardés dans un échantillon de sédiment de référence constitué à 99 % de matières fines. Réciproquement, McLeay et al. (1991) constatent un taux réduit de survie dans un autre échantillon de sédiment de référence, prélevé dans un autre endroit et constitué à 99 % de particules fines. Sullivan et al. (1998b) signalent un taux élevé (92 %) de survie au bout de 10 jours chez R. abronius gardé dans un échantillon de sédiment prélevé sur le terrain, renfermant 35 % d’argiles et 84 % de particules fines. Pinza et al. (1997) observent un taux moyen de survie au bout de 10 jours de 90 % chez R. abronius gardé dans un échantillon de sédiment prélevé sur le terrain constitué de 36 % d’argiles et de 90 % de particules fines.

Un certain nombre d’études ont montré une réduction des taux de survie au bout de 10 jours lorsque l’espèce est gardée dans un échantillon de référence prélevé sur le terrain constitué de particules fines (surtout de limons et d’argiles) ou dans des préparations d’argiles ou de mélanges de sables de silice et d’argiles du commerce riches en particules fines. Dans une série d’essais employant diverses préparations de sables ou d’argiles possédant des caractéristiques granulométriques tranchées. Lee (1994) a constaté que le taux de survie de R. abronius était corrélé de façon fortement négative (R = - 0,82) au pourcentage d’argiles. Tay et al. (1998) ont montré que, chez cette espèce, les taux moyens de survie au bout de 10 jours sont passés de 98 % (chez les témoins) à au plus 71 %, lorsque les mélanges de sables et d’argiles renfermaient au moins 22 % d’argiles. De même, Tay et al. (1998) ont constaté qu’un échantillon de sédiment de référence renfermant 17 % d’argiles et 82 % de particules fines abaissait la survie à 75 %. Dans des essais d’une durée de 10 jours ayant employé 12 échantillons de sédiments de la côte Ouest prélevés dans des localités éloignées des zones d’influence anthropiques et apparemment préservées de ces dernières, Sullivan et al. (1998a) ont observé que les taux moyen de survie étaient inférieurs à 60 % dans quatre des sept échantillons renfermant au moins 90 % de particules fines ; en outre, les taux moyens de survie étaient inférieurs à 60 % dans cinq des huit échantillons renfermant au moins 40 % d’argiles.

On constate, dans deux séries d’études ayant porté sur divers mélanges de sables et d’argiles une réduction (faible) de la tolérance de l’espèce au sable très grossier. Lee (1994) a observé une légère réduction de la survie moyenne au bout de 10 jours, qui est passée de 90 % (témoins) à 84 % chez les groupes gardés dans une préparation du commerce (« sable de silice n^o 2 ») constituée d’environ 92 % de sédiment très grossier (> 1,0 mm). Tay et al. (1998) signalent des constatations semblables pour ce mélange, en chiffrant le taux moyen de survie à 77 %.

Vu les signes d’une intolérance de R. abronius à un pourcentage élevé de particules fines, l’USEPA (1994a) a fixé à moins de 90 % de particules fines la limite d’emploi de l’espèce. Cette limite, qui semble raisonnable, est adoptée dans le présent document (v. tableau D.1 et § 2.6). De plus, une deuxième limite d’emploi de moins de 40 % d’argiles semble raisonnable et doit être appliquée dans le cadre de la méthode de référence. En conséquence, on ne doit pas utiliser R. abronius pour les essais toxicologiques d’un sédiment d’une durée de 10 jours conformément à la présente méthode de référence, si les matières d’essai renferment au moins 90 % de matières fines et/ou au moins 40 % d’argiles. Il faut plutôt utiliser une espèce plus tolérante à l’égard des sédiments fins (p. ex. Eohaustorius estuarius ; v. annexe F), à la condition de ne pas excéder les limites d’emploi de cette espèce. Pour R. abronius, aucune limite d’emploi n’est nécessaire ou appropriée concernant les matières grossières (c’est-à-dire de plus de 1,0 mm) [§ 2.6].

Limites de tolérance à l’ammoniaque

Sims et Moore (1995a) ont entrepris une étude bibliographique des concentrations d’ammoniaque dans l’eau de porosité des sédiments de même que de la toxicité connue de l’ammoniaque pour les invertébrés et poissons marins et dulcicoles. Ils ont conclu que la comparaison des concentrations signalées d’exposition et des concentrations efficaces porte à croire à un potentiel important de toxicité ammoniacale dans les dosages biologiques employant des déblais de dragage.

Tay et al. (1998) ont mesuré la tolérance de R. abronius à l’ammoniaque dans un essai d’une durée de 96 h dans l’eau seulement et dans un essai d’une durée de 10 jours employant un sédiment enrichi. Dans chaque cas, on a calculé les CL 50, que l’on a exprimées en fonction des teneurs mesurées en ammoniaque totale et des teneurs calculées en ammoniac non ionisé (Bower et Bidwell, 1978). Les valeurs obtenues grâce à ces essais sont présentées dans le tableau D.1. Les résultats montrent que les valeurs respectives (c’est-à-dire en ammoniaque totale ou en ammoniac non ionisé) sont semblables dans les essais dans l’eau seulement et les essais sur de l’eau de porosité et un sédiment enrichi.

Tay et al. (1998) ont constaté que la CL 50 de l’ammoniaque totale dans l’eau seulement était de 65,0 mg de N/L au bout de 96 h. Cette valeur est identique à la CL 50 de l’ammoniaque totale dans l’eau seulement au bout de 96 h signalée par Kohn et al. (1994) [65 mg] et semblable à la CL 50 moyenne au bout de 96 h (n = 6) de l’ammoniaque totale signalée par Pinza et al. (1997) [58 mg]. La CL 50 de l’ammoniac non ionisé, de 1,1 mg N/L au bout de 96 h, calculée par Tay et al. (1998), est semblable à celle de 1,3 mg signalée par Kohn et al. (1994). Si l’on excepte les chiffres de Tay et al. (1998) [v. tableau D.1], on n’a trouvé dans les publications aucune autre CL 50 de NH₃ (total ou non ionisé) au bout de 10 jours pour cette espèce.

L’USEPA (1994a) précise les limites d’emploi de R. abronius à l’égard de l’ammoniaque totale et de l’ammoniac non ionisé des sédiments. Ces valeurs, dites sans effet dans la colonne d’eau, sont respectivement de < 30 mg NH₃/L (< 24,7 mg N/L) et de < 0,4 mg NH₃/L (< 0,3 mg N/L) [pH de 7,7].

Pour ce qui concerne l’ammoniaque totale ou l’ammoniac non ionisé dans les matières d’essai, on n’impose aucune limite d’emploi (v. tableau D.1), vu que les concentrations d’ammoniaque dans les échantillons pourraient être élevées du fait de causes anthropiques et/ou naturelles et pourraient être un constituant toxique faisant partie intégrante des paramètres à examiner à l’aide de cette espèce et de cette méthode.

Limites de tolérance au sulfure d’hydrogène

Dans l’eau de porosité des sédiments, le sulfure d’hydrogène peut être présent à des concentrations toxiques pour les amphipodes et d’autres formes de vie benthiques (Sims et Moore, 1995b). D’après une étude bibliographique des concentrations mesurées de sulfure d’hydrogène dans l’eau de porosité et de sa toxicité connue pour les organismes marins ou dulcicoles, ces auteurs concluent que la comparaison des concentrations signalées d’exposition et des concentrations efficaces porte à croire en la forte possibilité d’une toxicité attribuable au sulfure d’hydrogène dans les dosages biologiques portant sur les déblais de dragage. Jusqu’à ce jour, cependant, on n’a obtenu aucune donnée définitive montrant les limites de sulfure d’hydrogène que R. abronius peut tolérer dans l’eau de porosité ou dans l’eau surnageante (c’est-à-dire les CL 50 mesurées dans l’eau seulement).

Historique des performances des témoins

Pendant plus d’une décennie, beaucoup de laboratoires nord-américains ont entrepris, avec cette espèce, de nombreux essais toxicologiques d’une durée de 10 jours, qui ont porté sur des sédiments et des essais toxicologiques de référence, dans l’eau seulement, d’une durée de 96 h. Dans la plupart des cas, les taux moyens de survie au bout de 10 jours dans les sédiments témoins ont usuellement été d’au moins 90 %. En outre, les taux de survie après 96 h d’exposition à l’eau seulement dans des essais toxicologiques de référence ont habituellement été d’au moins 90 %. C’est pourquoi on considère qu’un taux moyen minimal de survie après 10 jours d’au moins 90 % dans le sédiment témoin et des taux de survie après 96 h d’au moins 90 % dans l’eau témoin ou l’eau de dilution utilisée dans les essais toxicologiques de référence constituent des limites de base facilement accessibles et convenables pour les critères de validité des essais toxicologiques de référence et des essais toxicologiques des sédiments employant R. abronius (v. § 4.6 et section 5).

Annexe E : Eohaustorius washingtonianus - Limites connues de tolérance et d’emploi

Limites de tolérance à l’égard du toxique de référence

Le Laboratoire régional du Pacifique d’Environnement Canada a entrepris des essais toxicologiques de référence dans l’eau seulement pour déterminer la CL 50 après 96 h pour chaque groupe d’Eohaustorius washingtonianus capturés sur le terrain et utilisés dans des essais toxicologiques des sédiments d’une durée de 10 jours. Il a reporté les résultats de 29 essais, effectués de novembre 1994 à avril 1997 sur une carte de contrôle en y délimitant une zone de confiance (moyenne géométrique ± 2 σ ; Fennell, 1997) conformément à la méthode exposée dans Environnement Canada (1992) et la section 5 du présent document. Ces valeurs (tableau E.1) devraient aider les laboratoires inexpérimentés à sélectionner la gamme convenable de concentrations d’essai pour entreprendre les essais toxicologiques de référence avec cette espèce ; elles ont également utiles aux comparaisons. D’autres auteurs (Paine et McPherson, 1991b) ont signalé des valeurs semblables de la tolérance d’E. washingtonianus au cadmium (CL 50 après 96 h déterminées dans l’eau seulement dans d’autres laboratoires).

Limites de tolérance et d’emploi pour la salinité

Lee et Fennell (1995) signalent les résultats d’une série d’essais de mesure du taux de survie au bout de 10 jours qui ont été entrepris pour déterminer la tolérance d’E. washingtonianus à une gamme de salinités de l’eau de porosité. Pour chaque essai, on a utilisé du sable « super fin » sec Target^MC (≤ 0,5 mm) et de l’eau de mer dont la salinité, dans le milieu surnageant, a été réglée à 15, 20, 25, 30, 35, 40 et 45 ‰. Les taux moyens de survie après 10 jours n’étaient pas significativement différents dans toute la gamme des concentrations de 15 à 35 ‰ ; dans cette fourchette, ils étaient de 83 à 94 %, et aucune tendance liée à la salinité ne pouvait être dégagée. Aux salinités de 40 et de 45 ‰, ils étaient significativement inférieurs (c’est-à-dire de 60 et de 43 %, respectivement). Aucune autre étude n’est disponible sur la tolérance de l’espèce à la salinité.

D’après les conclusions et Lee et Fennell (1995), il est évident qu’E. washingtonianus tolère des salinités de 15 à 35 ‰. Relativement à la salinité de l’eau de porosité, on a donc fixé la limite d’emploi de l’espèce à 15 à 35 ‰ (v. tableau E.1 et § 2.6). La toxicité des matières d’essai dont la salinité de l’eau de porosité est inférieure à 15 ‰ doit être évaluée au moyen d’une autre espèce, qui tolère mieux l’eau de faible salinité (p. ex. Eohaustorius estuarius ; v. annexe F).

Limites de tolérance aux fortes teneurs en matières organiques

On ne dispose d’aucune étude employant des sédiments reconstitués qui montrent l’effet d’une forte teneur en carbone organique sur le taux de survie de l’espèce au bout de 10 jours. Les résultats des essais avec des sédiments de référence non contaminés ne sont également pas parlants à cet égard, vu qu’on ne dispose d’aucun rapport sur le taux de survie, au bout de 10 jours, d’E. washingtonianus exposé à des échantillons refermant plus de 5 % de carbone organique. Les études avec des préparations du commerce de sable de silice (Tay et al., 1998) montrent qu’E. washingtonianus peut bien survivre pendant 10 jours en l’absence de toute teneur appréciable en carbone organique.

Les résultats d’essais d’une durée de 10 jours employant des sédiments de référence non contaminés de 12 fjords de la côte ouest de la partie continentale de la Colombie-Britannique a montré la faible corrélation (R = 0,23) entre les taux de survie (dont la moyenne variait de 10 à 95 %) et la teneur en carbone organique total (qui variait de 0,4 à 4,8 %) [Sullivan et al., 1998a]. Sullivan et al. (1998a) ont observé un taux moyen de survie au bout de 10 jours élevé, de 80 %, dans un échantillon dont la teneur en carbone organique était de 4,8 %. De même, Lee et al. (1995) ont observé chez E. washingtonianus des taux de survie pouvant atteindre 80 % dans un sédiment prélevé sur le terrain dont la teneur en carbone organique était de 4,5 %.

E. washingtonianus semble tolérer 5 % ou moins de carbone organique totale dans les échantillons de matière d’essai, mais on ne connaît pas la limite supérieure qui peut être tolérée sans diminuer la survie au bout de 10 jours. Aucune limite d’emploi relative au carbone organique total ne semble nécessaire ou appropriée.

Limites de tolérance et d’emploi pour la granulométrie

Deux études, par des chercheurs d’Environnement Canada (Lee, 1994 ; Tay et al., 1998), ont porté sur l’influence de la granulométrie du sédiment sur la survie au bout de 10 jours d’E. washingtonianus. Dans chacune de ces études, on a utilisé divers mélanges ou préparations du commerce de sable de silice et d’argile. Les constatations de Lee (1994) ont montré que le taux moyen de survie est passé à 9 ou à 55 % lorsque l’espèce a été exposée à des préparations de sable de silice d’environ 92 ou 27 %, respectivement, de sédiment très grossier (c’est-à-dire > 1,0 mm). Tay et al. (1998) ont également montré que l’espèce ne tolérait pas un fort pourcentage de sédiment très grossier, vu que sa survie au bout de 10 jours a été réduite, par rapport aux 98 % observés chez les témoins, à 60 % lorsque les amphipodes ont été gardés dans du « sable de silice n^o 2 », constitué d’environ 92 % de sédiment très grossier (c’est-à-dire > 1,0 mm). D’après ces constatations, on peut appliquer, dans le cadre de la présente méthode de référence une limite d’emploi à E. washingtonianus de moins de 25 % de sédiment très grossier (v. tableau E.1 et § 2.6). On ne doit donc pas utiliser de matière d’essai renfermant au moins 25 % de sédiment très grossier (c’est-à-dire > 1,0 mm) pour un essai toxicologique des sédiments d’une durée de 10 jours avec E. washingtonianus, selon la présente méthode de référence. On devrait plutôt utiliser une autre espèce plus tolérante à un fort pourcentage de sédiment très grossier (p. ex. R. abronius, E. estuarius ou A. virginiana ; v. annexes D, F et G).

Chaque étude de Lee (1994) et de Tay et al. (1998) sur des préparations du commerce de sables, d’argiles ou de mélanges de sables et d’argiles démontre qu’E. washingtonianus est très intolérant à un fort pourcentage de matières fines (< 0,063 mm). Lee (1994) a constaté un taux moyen de survie au bout de 10 jours d’à peine 14 % lorsque l’espèce a été exposée à une préparation renfermant 95 % de matières fines et 59 % d’argiles ; la survie a été nulle dans une préparation renfermant 99 % de matières fines et 84 % d’argiles. Tay et al. ont constaté que les taux moyens de survie au bout de 10 jours dans les mélanges de sables et d’argiles diminuaient progressivement en raison inverse de l’augmentation de la teneur en argiles, de 43 % à 22 % d’argiles (31 % de matières fines) à 17 % à peine à 64 % d’argiles (99 % de matières fines).

Un certain nombre d’études réalisé avec des sédiments de référence non contaminés, prélevés sur le terrain confirment les constatations selon lesquelles cette espèce, dans des mélanges de sable et d’argile du commerce, tolère mal un pourcentage élevé de matières fines. À la faveur d’essais d’une durée de 10 jours employant 12 échantillons de sédiments de la côte ouest prélevés en des endroits éloignés des zones d’activité humaine et apparemment à l’abri de leur influence, Sullivan et al. (1998a) ont observé que les taux moyens de survie étaient d’au plus 60 % dans des 8 échantillons renfermant au moins 80 % de matières fines ; de plus, les taux moyens de survie étaient d’au plus 60 % dans 8 des 10 échantillons renfermant au moins 30 % d’argiles. Pour ces sédiments on a calculé une corrélation négative assez forte (R = -0,76) entre le taux d’argiles et le taux moyen de survie. Lee et al. (1995) ont comparé les taux moyens de survie d’E. washingtonianus dans 34 échantillons de sédiments prélevés sur le terrain, de référence ou contaminés, et ils ont constaté que tous les échantillons renfermant au moins 20 % d’argiles (20 sur 34) correspondaient à un taux de survie d’au plus 80 %. De même, ces données ont montré que tous les échantillons qui renfermaient au moins 55 % de matières fines (c’est-à-dire d’une taille de moins de 0,063 mm) correspondaient à un taux de survie d’au plus 80 %. Pour cet ensemble de données (Lee et al., 1995), la corrélation entre les taux de survie et la teneur en argiles était négative (R = -0,85).

Vu l’intolérance apparente d’E. washingtonianus à un pourcentage élevé de matières fines, on fixe la limite d’emploi de l’espèce à moins de 80 % de matières fines (v. tableau E.1 et § 2.6). En outre, une deuxième limite d’emploi de moins de 20 % d’argiles semble raisonnable et doit être intégrée à la méthode de référence. Il ne faut donc pas utiliser E. washingtonianus avec de matières d’essai renfermant au moins 80 % de matières fines et/ou au moins 20 % d’argiles pour les essais toxicologiques de sédiments d’une durée de 10 jours, selon la présente méthode de référence. Il faut plutôt utiliser une autre espèce, plus tolérante à l’égard des sédiments fins (p. ex. Eohaustorius estuarius ; v. § 2.6), à la condition que la granulométrie du milieu respecte les limites d’emploi de cette espèce.

Limites de tolérance à l’ammoniaque

Sims et Moore (1995a) ont entrepris une étude bibliographique des concentrations d’ammoniaque dans l’eau de porosité des sédiments de même que de la toxicité connue de l’ammoniaque pour les invertébrés et poissons marins et dulcicoles. Ils ont conclu que la comparaison des concentrations signalées d’exposition et des concentrations efficaces porte à croire à un potentiel important de toxicité ammoniacale dans les dosages biologiques employant des déblais de dragage.

Tay et al. (1998) ont mesuré la tolérance d’E. washingtonianus à l’ammoniaque dans un essai d’une durée  de 96 h dans l’eau seulement et dans un essai d’une durée de 10 jours employant un sédiment enrichi. Dans chaque cas, on a calculé les CL 50, que l’on a exprimées en fonction des teneurs mesurées en ammoniaque totale et des teneurs calculées en ammoniac non ionisé (Bower et Bidwell, 1978). Les valeurs obtenues grâce à ces essais sont présentées dans le tableau E.1. Les résultats montrent que les valeurs respectives (c’est-à-dire en ammoniaque totale ou en ammoniac non ionisé) sont semblables dans les essais dans l’eau seulement et les essais sur de l’eau de porosité et un sédiment enrichi. Aucune autre étude n’existe sur la tolérance de cette espèce à la toxicité létale aiguë de l’ammoniaque.

Pour ce qui concerne l’ammoniaque totale ou l’ammoniac non ionisé dans les matières d’essai, on n’impose aucune limite d’emploi (v. tableau E.1), vu que les concentrations d’ammoniaque dans les échantillons pourraient être élevées du fait de causes anthropiques et/ou naturelles et pourraient être un constituant toxique faisant partie intégrante des paramètres à examiner à l’aide de cette espèce et de cette méthode.

Limites de tolérance au sulfure d’hydrogène

Dans l’eau de porosité des sédiments, le sulfure d’hydrogène peut être présent à des concentrations toxiques pour les amphipodes et d’autres formes de vie benthiques (Sims et Moore, 1995b). D’après une étude bibliographique des concentrations mesurées de sulfure d’hydrogène dans l’eau de porosité et de sa toxicité connue pour les organismes marins ou dulcicoles, ces auteurs concluent que la comparaison des concentrations signalées d’exposition et des concentrations efficaces porte à croire en la forte possibilité d’une toxicité attribuable au sulfure d’hydrogène dans les dosages biologiques portant sur les déblais de dragage. Jusqu’à ce jour, cependant, on n’a obtenu aucune donnée définitive montrant les limites de sulfure d’hydrogène qu’E. washingtonianus peut tolérer dans l’eau de porosité ou dans l’eau surnageante (c’est-à-dire les CL 50 mesurées dans l’eau seulement).

Historique des performances des témoins

Depuis la fin 1994, le laboratoire de la région du Pacifique d’Environnement Canada a entrepris 37 séries distinctes d’essais toxicologiques d’une durée de 10 jours, qui ont porté sur des sédiments, et des essais toxicologiques de référence, dans l’eau seulement, d’une durée de 96 h. Les taux moyens de survie après 10 jours dans les sédiments témoins ont été en de 94 % en moyenne et ont constamment été d’au moins 85 % dans chaque essai, bien que dans 12,9 % de ces essais, le taux de survie des témoins n’ait pas atteint au moins 90 % (Fennell, 1998). Dans les essais toxicologiques de référence qui leur étaient associés, le taux de survie a été d’au moins 85 %, chez tous les groupes témoins, sauf 5,4 % d’entre eux, tandis qu’il n’a pas atteint au moins 90 % chez 13,5 % d’entre eux. (Fennell, 1998). Vu cet historique des performances des témoins, on considère qu’un taux moyen minimal de survie après 10 jours d’au moins 85 % dans le sédiment témoin et des taux de survie après 96 h d’au moins 85 % dans l’eau témoin ou l’eau de dilution utilisée dans les essais toxicologiques de référence constituent des limites de base facilement accessibles et convenables pour baser des critères de validité des essais toxicologiques de référence et des essais toxicologiques des sédiments employant E. washingtonianus (v. § 4.6 et section 5).

Annexe F : Eohaustorius estuarius - Limites connues de tolérance et d’emploi

Limites de tolérance à l’égard du toxique de référence

Le Laboratoire régional de l’Atlantique d’Environnement Canada a entrepris des essais toxicologiques de référence dans l’eau seulement pour déterminer la CL 50 après 96 h pour chaque groupe d’Eohaustorius estuarius capturés sur le terrain et utilisés dans des essais toxicologiques des sédiments d’une durée de 10 jours. Il a reporté les résultats de 10 essais, effectués de novembre 1992 à mai 1997, selon la méthode d’Environnement Canada (1992), sur une carte de contrôle en y délimitant une zone de confiance (moyenne géométrique ± 2 σ ; Doe, 1997). Ces valeurs (tableau F.1) devraient aider les laboratoires inexpérimentés à sélectionner la gamme convenable de concentrations d’essai pour entreprendre les essais toxicologiques de référence avec cette espèce ; elles ont également utiles aux comparaisons.

On peut accéder, dans les publications, à d’autres rapports d’observations consécutives à l’application d’essais toxicologiques de référence dans l’eau seulement, dans lesquels on a employé du cadmium et l’organisme E. estuarius. DeWitt et al. (1989) ont calculé une CL 50 après 96 h de 7,4 mg de Cd/L ; Swartz et al. (1994) ont avancé 16,9 mg de Cd/L. Par suite d’une étude interlaboratoires des performances des essais toxicologiques de sédiments d’une durée de 10 jours à l’aide de cette espèce et d’autres espèces d’amphipodes estuariens ou marins, auxquels ont participé huit laboratoires, et qui comprenait un essai toxicologique dans l’eau seulement avec le cadmium, réalisé par chacun des laboratoires, on est arrivé à une CL 50 moyenne après 96 h de 8,4 mg de Cd/L à l’égard d’E. estuarius, les valeurs selon les laboratoires variant de 4,8 à 11,2 mg de Cd/L. Ces valeurs sont conformes à celles qu’a déterminées le Laboratoire de la région de l’Atlantique d’Environnement Canada (v. tableau F.1).

Limites de tolérance et d’emploi pour la salinité

E. estuarius est une espèce euryhaline, très tolérante à une large gamme de salinités. DeWitt et al. (1989) ont constaté que le taux moyen de survie était constamment de plus de 95 % à tous les taux de salinité éprouvés, dans une série d’essai d’une durée de 10 jours, dans lesquels on a exposé des groupes d’E. estuarius à un sédiment témoin dont la salinité de l’eau de porosité avait été réglée à des valeurs variant de 2 à 28 ‰. Dans une étude inédite ultérieure, citée dans USEPA (1994a), on a montré que l’espèce pouvait tolérer jusqu’à 34 ‰ de salinité.

L’USEPA (1994a) déclare qu’une gamme de tolérance de la salinité de 2 à 34 % est indiquée pour cette espèce. À l’égard des essais toxicologiques des sédiments d’une durée de 10 jours, l’USEPA (1994a) a fixé une limite d’emploi de 0 à 34 ‰ de salinité dans l’eau surnageante.

Compte tenu de la gamme connue de la tolérance de cette espèce à la salinité, on précise à son égard, dans le présent document, relativement à la salinité de l’eau de porosité, une limite d’emploi de 2 à 35 ‰ (v. tableau F.1 et § 2.6).

Limites de tolérance aux fortes teneurs en matières organiques

On ne dispose d’aucune étude avec des sédiments reconstitués pour montrer les effets des fortes teneurs en carbone organique sur le taux de survie de l’espèce au bout de 10 jours. Les études effectuées avec des préparations de sable de silice du commerce (Tay et al., 1998) montrent qu’E. estuarius peut bien survivre pendant 10 jours en l’absence de toute teneur appréciable en carbone organique. Une étude avec un échantillon de sédiment prélevé sur le terrain riche en carbone organique (12,4 %) a montré qu’E. estuarius pouvait tolérer ce taux élevé (taux moyen de survie au bout de 10 jours de 84 % ; Paine et McPherson, 1991a).

On sait qu’E. estuarius peut tolérer 12 % de carbone organique total ou moins dans les échantillons de matière d’essai ; cependant, on ne connaît pas la limite supérieure qui peut être tolérée sans diminuer la survie au bout de 10 jours. Aucune limite d’emploi relative à la teneur en carbone organique total ne semble nécessaire ou appropriée.

Limites de tolérance et d’emploi pour la granulométrie

E. estuarius tolère les sédiments possédant une large gamme de caractéristiques granulométriques. Les essais d’une durée de 10 jours employant une large gamme de préparations du commerce de sable de silice, d’argiles et de mélanges de sables et d’argiles aux tailles granulométriques diverses ont montré que l’espèce pouvait avoir à un taux élevé de survie dans les sédiments grossiers comme dans les sédiments fins (Tay et al., 1998). Par exemple, le taux moyen de survie au bout de 10 jours dans un échantillon de sable de silice à 100 % constitué d’environ 27 % de grains grossiers (c’est-à-dire de plus de 1,0 mm) était de 87 %. Cependant, le taux moyen de survie au bout de 10 jours était quelque peu plus faible (71 %), dans un sédiment constitué à environ 92 % de grains très grossiers (> 1,0 mm). D’après ces constatations, on peut appliquer, dans le cadre de la méthode de référence, une limite d’emploi de moins de 90 % de sédiment très grossier (v. tableau F.1 et § 2.6). Il ne faut donc pas utiliser E. estuarius dans des matières d’essai renfermant au moins 90 % de sédiment très grossier (c’est-à-dire > 1,0 mm) pour les essais toxicologiques des sédiments d’une durée de 10 jours selon la présente méthode de référence. Il faut plutôt utiliser d’autres espèces, plus tolérantes à l’égard d’un pourcentage élevé de sédiment très grossier (p. ex. R. abronius ou A. virginiana ; v. annexes D et G).

Tay et al. (1998) ont montré que la tolérance d’E. estuarius à l’égard de préparations du commerce de matières fines était élevée, le taux moyen de survie étant d’au moins 82 % dans les mélanges de silice et d’argile renfermant jusqu’à 57 % d’argiles et 79 % de matières fines. Une baisse de la tolérance était cependant évidente dans un mélange de 64 % d’argiles (99 % de matières fines), dans lequel le taux moyen de survie était de 74 % (Tay et al., 1998).

Des essais toxicologiques d’une durée de 10 jours, dans lesquels E. estuarius a été exposé à 42 échantillons de sédiment prélevé sur le terrain et non contaminé, ont révélé une légère baisse du taux de survie en raison de l’augmentation du taux de matières fines ; en dépit de la faible corrélation entre la survie et le taux de matières fines (R = -0,22) et entre la survie et le taux d’argiles (R = -0,25) [DeWitt et al., 1989]. Ces essais, qui comportaient un fort pourcentage d’échantillons constitué à plus de 90 % de matières fines, ont révélé un taux moyen global de survie de 94,4 % au bout de 10 jours. D’après ce résultat et ceux d’études semblables, l’USEPA (1994a) a indiqué que l’on pouvait appliquer les essais toxicologiques de sédiment d’une durée de 10 jours employant E. estuarius aux sédiments possédant la gamme complète des caractéristiques granulométriques (contrairement à R. abronius, pour qui une limite d’emploi de moins de 90 % de matières fines a été fixé).

L’absence de limite d’emploi pour E. estuarius (c’est-à-dire 0 à 100 % de matières fines) établie dans USEPA (1994a) semble raisonnable, faut de données affirmant le contraire. Le présent document l’adopte (v. tableau F.1 et § 2.6). On peut donc utiliser des sédiments constitués totalement de matières fines dans les essais toxicologiques d’une durée de 10 jours employant cette espèce. Vu les conclusions de Tay et al. (1998), qui mettent en évidence une réduction du taux de survie de l’espèce lorsqu’elle est exposée à des mélanges de sables, de limons et d’argiles du commerce renfermant en moyenne 60 % d’argiles, il faut appliquer, dans le cadre de la présente méthode de référence, une limite d’emploi de moins de 70 % d’argiles. Selon cette méthode de référence, il ne faut donc pas utiliser de matières d’essai renfermant au moins 70 % d’argiles dans un essai toxicologique d’un sédiment d’une durée de 10 jours employant E. estuarius.

Limites de tolérance à l’ammoniaque

Sims et Moore (1995a) ont entrepris une étude bibliographique des concentrations d’ammoniaque dans l’eau de porosité des sédiments de même que de la toxicité connue de l’ammoniaque pour les invertébrés et poissons marins et dulcicoles. Ils ont conclu que la comparaison des concentrations signalées d’exposition et des concentrations efficaces porte à croire à un potentiel important de toxicité ammoniacale dans les dosages biologiques employant des déblais de dragage.

Tay et al. (1998) ont mesuré la tolérance d’E. estuarius à l’ammoniaque dans un essai d’une durée de 96 h dans l’eau seulement et dans un essai d’une durée de 10 jours employant un sédiment enrichi. Dans chaque cas, on a calculé les CL 50, que l’on a exprimées en fonction des teneurs mesurées en ammoniaque totale et des teneurs calculées en ammoniac non ionisé (Bower et Bidwell, 1978). Les valeurs obtenues grâce à ces essais sont présentées dans le tableau F.1. Les résultats montrent que les valeurs respectives (c’est-à-dire en ammoniaque totale ou en ammoniac non ionisé) sont semblables dans les essais dans l’eau seulement et les essais sur de l’eau de porosité et un sédiment enrichi.

Tay et al. (1998) signalent pour l’ammoniaque totale dans l’eau seulement, une CL 50 au bout de 96 h de 156 mg N/L. Cette valeur ne diffère pas notablement de la CL 50, dans l’eau seulement, au bout de 96 h, qui est de 104 mg de N/L, selon Kohn et al. (1994), ni de celle (144 mg de N/L) que signalent Bailey et al. (1997). La CL 50 après 96 h, de 2,2 mg de N/L d’ammoniac non ionisé, calculée par Tay et al. (1998), pour E. estuarius, est très semblable à celle (2,1 mg de N/L) qu’ont calculée Kohn et al. (1994), et quelque peu supérieure à celle (0,8 mg de N/L) qu’ont déterminée Bailey et al. (1997).

L’USEPA (1994a) précise les limites d’emploi d’E. estuarius à l’égard de l’ammoniaque totale et de l’ammoniac non ionisé des sédiments. Ces valeurs, dites sans effet dans la colonne d’eau, sont respectivement de < 60 mg NH₃/L (< 49,4 mg N/L) et de < 0,8 mg NH₃/L (< 0,7 mg N/L).

Pour ce qui concerne l’ammoniaque totale ou l’ammoniac non ionisé dans les matières d’essai, on n’impose aucune limite d’emploi (v. tableau F.1), vu que les concentrations d’ammoniaque dans les échantillons pourraient être élevées du fait de causes anthropiques et/ou naturelles et pourraient être un constituant toxique faisant partie intégrante des paramètres à examiner à l’aide de cette espèce et de cette méthode.

Limites de tolérance au sulfure d’hydrogène

Dans l’eau de porosité des sédiments, le sulfure d’hydrogène peut être présent à des concentrations toxiques pour les amphipodes et d’autres formes de vie benthiques (Sims et Moore, 1995b). D’après une étude bibliographique des concentrations mesurées de sulfure d’hydrogène dans l’eau de porosité et de sa toxicité connue pour les organismes marins ou dulcicoles, ces auteurs concluent que la comparaison des concentrations signalées d’exposition et des concentrations efficaces porte à croire en la forte possibilité d’une toxicité attribuable au sulfure d’hydrogène dans les dosages biologiques portant sur les déblais de dragage. Jusqu’à ce jour, cependant, on n’a obtenu aucune donnée définitive montrant les limites de sulfure d’hydrogène qu’E. estuarius peut tolérer dans l’eau de porosité ou dans l’eau surnageante (c’est-à-dire les CL 50 mesurées dans l’eau seulement).

Historique des performances des témoins

Les laboratoires canadiens et américains ont entrepris, avec cette espèce, de nombreux essais toxicologiques d’une durée de 10 jours, qui ont porté sur des sédiments, et des essais toxicologiques de référence, dans l’eau seulement, d’une durée de 96 h. Dans la plupart des cas, les taux moyens de survie au bout de 10 jours dans les sédiments témoins ont usuellement été d’au moins 90 %. En outre, les taux de survie après 96 h d’exposition à l’eau seulement dans des essais toxicologiques de référence ont habituellement été d’au moins 90 %. C’est pourquoi on considère qu’un taux moyen minimal de survie après 10 jours d’au moins 90 % dans le sédiment témoin et des taux de survie après 96 h d’au moins 90 % dans l’eau témoin ou l’eau de dilution utilisée dans les essais toxicologiques de référence constituent des limites de base facilement accessibles et convenables pour les critères de validité des essais toxicologiques de référence et des essais toxicologiques des sédiments employant E. estuarius (v. § 4.6 et section 5).

Annexe G : Amphiporeia virginiana - Limites connues de tolérance et d’emploi

Limites de tolérance à l’égard du toxique de référence

Depuis 1991, Le Laboratoire de la région de l’Atlantique d’Environnement Canada a entrepris des essais toxicologiques de référence dans l’eau seulement pour déterminer la CL 50 après 96 h pour chaque groupe d’Amphoporeia virginiana capturés sur le terrain et utilisés dans des essais toxicologiques des sédiments d’une durée de 10 jours. Il a reporté les résultats de ces essais (n = 18), effectués à 10 °C, conformément à Environnement Canada (1992), sur une carte de contrôle en y délimitant une zone de confiance (moyenne géométrique ± 2 σ ; Doe, 1997). Ces valeurs (tableau G.1) devraient aider les laboratoires inexpérimentés à sélectionner la gamme convenable de concentrations d’essai pour entreprendre les essais toxicologiques de référence avec cette espèce ; elles ont également utiles aux comparaisons. On n’a pas trouvé d’autres rapports montrant la tolérance d’A. virginiana au cadmium dans des essais de détermination de la CL 50 dans l’eau seulement, d’une durée de 96 h, effectués dans d’autres laboratoires.

Limites de tolérance et d’emploi pour la salinité

Wade et Doe (1992) ont examiné la tolérance d’A. virginiana à l’égard de différents taux de salinité, à la faveur d’une série d’essais de mesure de la survie de l’organisme dans l’eau seulement, d’une durée de 10 jours. Le taux moyen de survie au bout de 10 jours était de 100 %, aux taux de salinité de 30 et de 25 ‰, en moyenne, et de 80 % aux taux de salinité de 20 et de 15 ‰ en moyenne. Seulement deux sujets sur 10 (20 %) ont survécu à 10 jours d’exposition à 11 ‰ de salinité ; tous les amphipodes exposés à une salinité moyenne de 5 ‰ ou à une salinité nulle sont morts au cours de l’essai de 10 jours. On a aussi capturé des A. viginiana dans des endroits où la salinité de l’eau de porosité des sédiments atteignait 35 ‰ (Doe et Jackman, 1998). Aucune autre étude n’est disponible sur la tolérance de l’espèce à l’égard de la salinité.

D’après les constatations de Wade et Doe (1992) et de Doe et Jackman (1998), il est évident qu’A. virginiana tolère des taux de salinité allant de 15 à 35 ‰ et qu’il ne tolère pas celle de moins de 15 ‰.

Dans la présente méthode, on fixe à l’emploi d’A. virginiana une limite de 15 à 35 ‰ de salinité dans l’eau de porosité (v. tableau G.1 et § 4.6). On doit évaluer la toxicité d’une matière d’essai dont la salinité de l’eau de porosité est inférieure à 15 ‰ au moyen d’une autre espèce tolérante à l’eau peu salée (p. ex. Eohaustorius estuarius ; v. annexe F).

Limites de tolérance aux fortes teneurs en matières organiques

On ne dispose d’aucune étude employant des sédiments reconstitués qui montrent l’effet d’une forte teneur en carbone organique sur le taux de survie de l’espèce au bout de 10 jours. Les résultats des essais avec des sédiments de référence non contaminés prélevés sur le terrain ne sont pas parlants à cet égard ; il n’existe aucun rapport sur le taux de survie, au bout de 10 jours, d’A. virginiana exposé à des échantillons refermant plus de 2 % de carbone organique. Les études avec des préparations du commerce de sable de silice (Tay et al., 1998) montrent qu’A. virginiana peut bien survivre pendant 10 jours en l’absence de toute teneur appréciable en carbone organique.

On sait qu’A. virginiana peut tolérer 2 % ou moins de carbone organique totale dans les échantillons de matière d’essai, mais on ne connaît pas la limite supérieure qui peut être tolérée sans diminuer sa survie au bout de 10 jours. Aucune limite d’emploi relative au carbone organique total ne semble nécessaire ou appropriée.

Limites de tolérance et d’emploi pour la granulométrie

Les études de Tay et al. (1998) ont montré qu’A. virginiana tolère très bien les sédiments grossiers. Dans des essais employant diverses préparations de sable de silice, Tay et al. (1998) ont constaté un taux moyen de survie après 10 jours de 94 % dans un échantillon constitué d’environ 92 % d’un sédiment très grossier (c’est-à-dire de plus de 1,0 mm). Cette espèce a également bien survécu (95 % de survie après 10 jours, en moyenne) dans une matière constituée à 96,5 % de sédiment grossier (c’est-à-dire de plus de 0,25 mm) [Tay et al., 1998]. Vu la grande tolérance de l’espèce à l’égard des matières grossières, aucune limite d’emploi de l’espèce à l’égard des matières très grossières (c’est-à-dire de plus de 1,0 mm) n’est nécessaire ni appropriée (v. § 2.6).

Les essais employant des préparations du commerce de matières fines et de sédiments fins prélevés sur le terrain montrent que l’espèce tolère mal un pourcentage élevé de matières fines (c’est-à-dire de moins de 0,063 mm). Tay et al. (1998) ont observé des taux moyen de survie après 10 jours d’au plus 66 % dans des groupes subdivisés d’A. virginiana gardés dans des mélanges du commerce de sables, de limons et d’argiles constitués d’au moins 36 % d’argiles et de 50 à 99 % de matières fines. En outre, Tay et al. (1998) ont signalé un taux moyen de survie après 10 jours d’à peine 56 % chez des groupes subdivisés gardés dans un sédiment de référence prélevé sur le terrain qui renfermait 17 % d’argiles et 82 % de matières fines. Les essais effectués sur des sédiments prélevés sur le terrain ont mis en évidence une tolérance quelque peu plus grande de l’espèce à l’égard de certains échantillons renfermant un fort pourcentage de matières fines et/ou d’argiles (Doe, 1998). Compte tenu de toutes les données disponibles qui montrent les taux moyens de survie après 10 jours dans un sédiment reconstitué et dans un sédiment prélevé sur le terrain et renfermant des pourcentages différents, mais élevés, de matières fines et/ou d’argiles et conformément à la recommandation ultérieure de Doe (1998), on limite dans le présent rapport l’emploi d’A. virginiana aux milieux renfermant moins de 90 % de matières fines (v. tableau G.1 et § 2.6). En outre, une deuxième limite d’emploi fixée à moins de 35 % d’argile semble raisonnable et doit être appliquée dans le cadre de la présente méthode de référence. Il ne faut donc pas employer A. virginiana dans une matière d’essai renfermant au moins 90 % de matières fines et/ou au moins 35 % d’argiles pour les essais toxicologiques des sédiments d’une durée de 10 jours, selon la présente méthode de référence. Il faut plutôt utiliser une autre espèce, plus tolérante à l’égard des sédiments fins (p. ex. Eohaustorius estuarius ; v. annexe F), à la condition que sa granulométrie se situe dans les limites d’emploi de cette espèce.

Limites de tolérance à l’ammoniaque

Sims et Moore (1995a) ont entrepris une étude bibliographique des concentrations d’ammoniaque dans l’eau de porosité des sédiments de même que de la toxicité connue de l’ammoniaque pour les invertébrés et poissons marins et dulcicoles. Ils ont conclu que la comparaison des concentrations signalées d’exposition et des concentrations efficaces porte à croire à un potentiel important de toxicité ammoniacale dans les dosages biologiques employant des déblais de dragage.

Tay et al. (1998) ont mesuré la tolérance d’A. virginiana à l’ammoniaque dans un essai d’une durée de 96 h dans l’eau seulement et dans un essai d’une durée de 10 jours employant un sédiment enrichi. Dans chaque cas, on a calculé les CL 50, que l’on a exprimées en fonction des teneurs mesurées en ammoniaque totale et des teneurs calculées en ammoniac non ionisé (Bower et Bidwell, 1978). Les valeurs obtenues grâce à ces essais sont présentées dans le tableau G.1. Les résultats montrent que l’espèce tolère considérablement plus l’ammoniaque (c’est-à-dire en ammoniaque totale ou en ammoniac non ionisé) dans l’essai dans l’eau seulement que dans l’essai sur de l’eau de porosité et un sédiment enrichi (v. tableau G.1). Cette constatation ne correspond pas à celles qui ont été faites à l’égard de R. abronius, d’E. washingtonianus ou d’E. estuarius, dont la tolérance à l’ammoniaque dans les essais dans l’eau seulement d’une durée de 96 h et dans les essais dans un sédiment enrichi d’une durée de 10 jours était semblable (v. annexes D, E et F). On ne dispose d’aucune autre étude montrant la tolérance d’A. virginiana aux concentrations létales aiguës d’ammoniaque.

Pour ce qui concerne l’ammoniaque totale ou l’ammoniac non ionisé dans les matières d’essai, on n’impose aucune limite d’emploi (v. tableau G.1), vu que les concentrations d’ammoniaque dans les échantillons pourraient être élevées du fait de causes anthropiques et/ou naturelles et pourraient être un constituant toxique faisant partie intégrante des paramètres à examiner à l’aide de cette espèce et de cette méthode.

Limites de tolérance au sulfure d’hydrogène

Dans l’eau de porosité des sédiments, le sulfure d’hydrogène peut être présent à des concentrations toxiques pour les amphipodes et d’autres formes de vie benthiques (Sims et Moore, 1995b). D’après une étude bibliographique des concentrations mesurées de sulfure d’hydrogène dans l’eau de porosité et de sa toxicité connue pour les organismes marins ou dulcicoles, ces auteurs concluent que la comparaison des concentrations signalées d’exposition et des concentrations efficaces porte à croire en la forte possibilité d’une toxicité attribuable au sulfure d’hydrogène dans les dosages biologiques portant sur les déblais de dragage. Jusqu’à ce jour, cependant, on n’a obtenu aucune donnée définitive montrant les limites de sulfure d’hydrogène que R. abronius peut tolérer dans l’eau de porosité ou dans l’eau surnageante (c’est-à-dire les CL 50 mesurées dans l’eau seulement).

Historique des performances des témoins

Depuis mars 1991, le Laboratoire de la région de l’Atlantique d’Environnement Canada a réalisé 32 séries distinctes d’essais toxicologiques des sédiments d’une durée de 10 jours avec A. virginiana. Les taux moyens de survie au bout de 10 jours dans le sédiment témoin a été en moyenne de 89,5 %. Dans 14 des 32 essais (44 %), les témoins n’ont pas atteint un taux de survie d’au moins 90 % ; dans 7 des 32 essais (22 %), ils ne sont pas parvenu à un taux de survie d’au moins 85 %. Cependant, dans 29 des 32 essais (91 %) le taux de survie chez les témoins a été d’au moins 80 % (Doe et Jackman, 1998). Compte tenu de ces antécédents, on considère qu’un taux moyen minimal de survie après 10 jours d’au moins 80 % dans le sédiment témoin constitue une limite de base facilement accessible et convenable pour un critère de validité des essais toxicologiques de référence et des essais toxicologiques des sédiments employant A. virginiana (v. § 4.6).

Conjointement avec les essais toxicologiques de sédiments à l’aide de cette espèce, le Laboratoire de la région de l’Atlantique d’Environnement Canada a entrepris 27 essais toxicologiques de référence dans l’eau seulement d’une durée de 96 heures avec A. virginiana, depuis juin 1991. Dans ces essais, les taux moyens de survie chez les groupes témoins ont été en moyenne de 97 %. Dans 22 des 27 essais (81 %), le taux de survie chez les témoins a été d’au moins 95 % et, dans un seul des essais (3,7 %), le taux de survie a été de moins de 90 % (Doe et Jackman, 1998). En raison de ces chiffres, on considère un taux minimal de survie de 90 % après 96 heures comme facilement accessible et comme une limite convenable de base pour un critère de validité d’un essai toxicologique de référence dans l’eau seulement employant A. virginiana.