Méthode d’essai biologique servant à déterminer la létalité aiguë d’un sédiment pour des amphipodes : chapitre 6

Section 6 : Analyse et interprétation des données

• 6.1 Analyse des données
• 6.2 Interprétation des résultats

6.1 Analyse des données

On devrait consulter Environnement Canada (1998a) ainsi que la section 12 de l’USEPA (1994a) pour obtenir des orientations détaillées sur les paramètres statistiques convenables de mesure et leur calcul.

L’objet de l’analyse des données est de quantifier les effets du contaminant sur des sous-groupes d’organismes d’essai (v. § 4.1) exposés à diverses concentrations (variantes) et de déterminer si ces effets sont statistiquement différents de ceux qui se manifestent dans un sédiment de référence ou un sédiment témoin. On commence par calculer pour les paramètres de mesure statistique (c’est-à-dire moyenne ± σ, du taux de survie au jour 10 ; v. § 4.10) des échantillons répétés représentant chaque variante (y compris celles des groupes de référence et témoins). Chaque étude utilise au moins un témoin (c’est-à-dire au moins cinq groupes d’amphipodes exposés au sédiment témoin de l’un des lieux de capture des organismes d’essai) et au moins une concentration d’essai. Une variante ou concentration d’essai pourrait être constituée d’échantillons répétés de déblais de dragage provenant d’une profondeur ou d’un lieu donné (lieu d’échantillonnage) auquel on s’intéresse ou d’échantillons répétés d’un sédiment prélevé en un point particulier d’un lieu d’immersion ou adjacent à ce lieu. Elle pourrait aussi être constituée d’au moins cinq sous-échantillons (c’est-à-dire de répétitions de laboratoire) d’un seul échantillon (non répété) de sédiment provenant d’un lieu d’échantillonnage donné ou d’une profondeur précise (v. § 4.1). Dans chaque cas, elle est normalement représentée par au moins cinq répétitions. Le même nombre de répétitions par variante devrait être utilisé dans l’essai toutes les fois que c’est possible, afin de maximiser la puissance et la robustesse statistiques.

Si c’est possible, chaque étude d’échantillons du sédiment d’essai devrait comprendre au moins un lieu de référence, pour lequel au moins cinq échantillons répétés ou sous-échantillons feraient partie de l’essai toxicologique (§ 4.1). On devrait soumettre à des comparaisons statistiques les données biologiques obtenues sur les échantillons répétés de chaque variante (c’est-à-dire de sédiment potentiellement contaminé d’un seul lieu d’échantillonnage et d’une seule profondeur) et les données obtenues des échantillons répétés du sédiment de référence, chaque fois que cela est possible et convenable (EC, 1992 ; EC, 1998a et 1998b). Ces comparaisons permettent l’évaluation locale de la toxicité. On devrait effectuer une comparaison statistique des données biologiques relatives au(x) sédiment(s) d’essai et des données relatives au(x) sédiment(s) témoin(s), si les échantillons du sédiment de référence se révèlent inutilisables pour la comparaison avec des échantillons d’autres endroits (p. ex. en raison de leur toxicité ou de leurs caractéristiques physico-chimiques qui sont atypiques pour des sédiments d’essai) ou si le ou les sédiments témoins permettent de mieux distinguer les effets exercés par les contaminants des effets dus à des facteurs de confusion, tels que la taille granulométrique des sédiments. Que l’on effectue ou non des comparaisons statistiques avec le sédiment de référence ou le sédiment témoin, les résultats expérimentaux obtenus au moyen du sédiment témoin doivent servir de critères de validité ou d’acceptabilité de l’essai (§ 4.6).

Les échantillons de sédiment de référence doivent d’abord satisfaire à la fourchette d’emploi de chaque espèce relativement à la salinité de l’eau de porosité et à la granulométrie du substrat (v. § 2.6), si on doit les intégrer dans un essai toxicologique du sédiment. Vu les critères spécifiques de validité des essais intégrés dans la présente méthode (§ 4.6), qui reflètent la capacité quelque peu différente des quatre espèces de survivre à 10 jours d’exposition au sédiment non contaminé, nous formulons les recommandations suivantes pour juger s’il y a lieu ou non de comparer les paramètres ultimes de mesure correspondant aux sédiments d’essai à ceux qui correspondent au sédiment de référence :

• Le taux moyen de survie après 10 jours dans les échantillons répétés de sédiment de référence doit être d’au moins 80 % chez R. abronius ou E. estuarius, pour être admissible ou acceptable pour la comparaison avec les résultats obtenus avec les sédiments d’essai.
• Le taux moyen de survie après 10 jours dans les échantillons répétés de sédiment de référence doit être d’au moins 75 % chez E. washingtonianus, pour être admissible ou acceptable pour la comparaison avec les résultats obtenus avec les sédiments d’essai.
• Le taux moyen de survie après 10 jours dans les échantillons répétés de sédiment de référence doit être d’au moins 70 % chez A. virginiana, pour être admissible ou acceptable pour la comparaison avec les résultats obtenus avec les sédiments d’essai.

Pour juger de la comparabilité des données toxicologiques sur le(s) sédiment(s) d’essai et le sédiment de référence, on admet un taux de survie moyen spécifique inférieur de 10 % au critère respectif de validité de l’essai, le taux de survie moyen après 10 jours dans le sédiment témoin (v. § 4.6). Dans chaque cas, cela autorise un taux de survie moyen après 10 jours minimal qui est semblable et quelque peu (c’est-à-dire jusqu’à 10 %) inférieur dans le sédiment de référence par rapport au taux observé dans le sédiment témoin. Cette marge tient compte d’une de la possibilité d’une survie moindre dans le sédiment de référence en raison de ses caractéristiques physico-chimiques différentes (p. ex. la granulométrie) de celles du sédiment auquel les organismes d’essai sont habitués (c’est-à-dire le sédiment témoin).

Les méthodes et l’interprétation statistiques des résultats devraient convenir au plan d’expérience et à l’objet de l’étude (consulter USEPA/USACE, 1991 ; USEPA, 1994a ; EC, 1998a et EC, 1998b). À l’aide de cette méthode de référence, on effectue normalement des comparaisons appariées des données sur la survie à chaque variante expérimentale en fonction des données sur la survie tirées d’un sédiment de référence ou témoin particulier. Au début, on devrait vérifier la normalité de toutes les données à l’aide du test de Shapiro-Wilk et déterminer l’homogénéité de la variance à l’aide du test Bartlett ou de tout autre test convenable (USEPA, 1994a). Ces méthodes et d’autres méthodes statistiques figurent dans les méthodes TOXSTAT, série de programmes statistiques sur disquette distribuée par WEST, Inc. (2003 Central Avenue, Cheyenne, WY, USA). La disquette comprend également le mode d’emploi des programmes TOXSTAT.

On devrait traiter les données sur la survie qui satisfont au test de normalité et d’homogénéité de la variance par une comparaison par paires des résultats de chaque variante expérimentale avec les résultats obtenus avec le milieu de référence ou le milieu témoin (v. la discussion ultérieure sur la question). À cette fin, on devrait utiliser le test t de Student unilatéral. Si un ensemble de données ne peut pas satisfaire aux exigences de la normalité et de l’homogénéité de la variance, on devrait leur appliquer une transformation de variables (racine carrée, arc-sinus) puis tester à nouveau les deux conditions (USEPA, 1994a). Si les données transformées ne satisfont pas à l’hypothèse de la normalité, on peut appliquer des tests non paramétriques tels que le test de la somme des rangs de Wilcoxon (USEPA, 1994a) ou d’autres tests convenables. Si les données transformées satisfont à l’hypothèse de la normalité, on devrait utiliser le test de Bartlett ou le test F de Hartley pour vérifier l’homogénéité de l’hypothèse de la variance. Si la variance ne répond pas à la condition d’homogénéité, il faut utiliser un test t de Student unilatéral modifié, à degrés de liberté corrigés (USEPA, 1994a). Les variables transformées qui ne satisfont ni aux exigences de la normalité de la distribution ni à celles de l’homogénéité de la variance devraient subir un test simple de comparaison par paires à l’aide d’un test t de Student unilatéral.

6.2 Interprétation des résultats

L’interprétation des résultats ne relève pas nécessairement de la seule responsabilité du personnel de laboratoire entreprenant l’essai ; ce pourrait être une tâche partagée entre un consultant du domaine de l’environnement ou d’autres personnes compétentes chargées d’examiner et d’interpréter les résultats.

Environnement Canada (1998b) donne des conseils utiles sur l’interprétation et l’application des résultats des essais toxicologiques portant sur des échantillons prélevés dans l’environnement ; il faudrait s’y reporter pour obtenir des orientations sur ces points. Au début, on devrait examiner les résultats et déterminer s’ils sont valides. À cet égard, il faut satisfaire aux critères spécifiques de validité de l’essai (v. § 4.6).

Au cours de l’étape de l’interprétation de l’étude, on devrait examiner les conclusions de l’essai toxicologique de référence qui a porté sur le même lot d’organismes que ceux qui ont servi dans l’essai toxicologique des sédiments (v. section 5). Ces résultats, lorsqu’on les compare aux résultats des essais antérieurs du laboratoire ayant employé le même toxique de référence, le même organisme d’essai et le même mode opératoire (c’est-à-dire comparés à la carte de contrôle du laboratoire établie pour cet essai toxicologique de référence), donnent une idée de sensibilité des organismes d’essai de même que de la précision et des performances expérimentales du laboratoire au moment où il a effectué l’essai toxicologique du sédiment.

On devrait examiner et prendre en considération, dans l’interprétation des résultats, de toutes les données représentant les caractéristiques physico-chimiques connues de chaque échantillon de matière d’essai (y compris du sédiment témoin et de référence). On devrait comparer les résultats de l’analyse du sédiment entier et l’eau de porosité (v. § 4.3) aux limites connues de tolérance et aux limites d’emploi de l’amphipode utilisé dans l’essai (v. annexes D, pour R. abronius, E, pour E. washingtonianus, F, pour E. estuarius, et G, pour A. virginiana). Les valeurs qui approchent (mais sans les excéder) les limites connues de tolérance (p. ex. pour l’ammoniaque) ou les limites d’emploi (c’est-à-dire pour la granulométrie du sédiment ou de la salinité de l’eau de porosité) de chaque espèce pourraient réduire leur tolérance aux contaminants dans l’échantillon et, ainsi, avoir influé sur les résultats de l’essai.

L’eau de porosité des échantillons de déblais de dragage ou de sédiment estuarien ou marin prélevés sur le terrain peut renfermer de fortes concentrations d’ammoniaque, de sulfure d’hydrogène ou des deux. Cela pourrait être dû à un « enrichissement » en matières organiques d’origine naturelle ou anthropique (attribuable à l’homme). On devrait prendre en considération les limites connues de tolérance de l’espèce d’essai ainsi que les concentrations mesurées de ces constituants toxiques, lorsque l’on évalue leur influence sur les résultats de l’essai. On devrait convertir les concentrations mesurées d’ammoniaque en concentrations d’ammoniac non ionisé (d’après les conditions observées de température et de pH au cours de l’essai) et on devrait prendre en considération les concentrations d’ammoniaque totale et d’ammoniac non ionisé relativement aux limites signalées de tolérance à ces substances.

On devrait également examiner et prendre en considération, dans l’interprétation des conclusions, toutes les données physico-chimiques déterminées à l’égard de l’eau surnageante au cours de l’essai toxicologique du sédiment (v. § 4.8). Si, par exemple, d’après les enregistrements, la concentration d’oxygène dissous dans l’eau surnageante d’au moins une enceinte expérimentale tombe sous le taux de 60 % de saturation, cette baisse pourrait avoir contribué à toute réaction toxique observée dans l’enceinte (ASTM, 1993 ; USEPA, 1994a). On devrait déterminer de même tout écart enregistré de la température de l’eau au-delà des limites acceptables (§ 4.5) et l’évaluer conjointement avec les résultats de l’essai et à leur interprétation. À l’instar des teneurs en ammoniaque de l’eau de porosité, celles de l’eau surnageante, au début et à la fin de l’essai (§ 4.8) devraient également être converties en teneurs respectives en ammoniac non ionisé (d’après les mesures simultanées du pH et de la température dans l’eau surnageante). On devrait prendre ces valeurs en considération en même temps que la tolérance connue des espèces à l’ammoniaque, dans l’interprétation des résultats de l’essai.

On devrait examiner le nombre d’observations d’animaux aperçus nageant dans l’eau, flottant à sa surface ou sortis du sédiment au cours de l’essai (§ 4.8) et le prendre en considération avec le nombre d’observations d’un début de réaction d’évitement dans la première heure de l’essai (§ 4.7). On devrait évaluer tout indice d’une réaction d’évitement à un ou à plusieurs échantillons ou concentrations et les interpréter en conjonction avec les résultats des analyses physico-chimiques (du sédiment entier et de l’eau de porosité ; § 4.3) des mêmes échantillons.

L’objet de l’essai toxicologique du sédiment est de déterminer si au moins un sédiment d’essai est toxique pour les organismes, en appliquant les conditions et les modes opératoires de la présente méthode. Les chercheurs et les législateurs ont utilisé divers critères pour déterminer si les échantillons d’un sédiment d’essai satisfont ou non à un essai toxicologique d’une durée de 10 jours employant des amphipodes marins ou estuariens. Par exemple, des chercheurs ont estimé que le sédiment d’essai est toxique si la survie au bout de 10 jours diffère notablement de celle des témoins, d’après les résultats du test t de Student (Schlekat et al., 1995). D’autres ont conclu qu’on devrait considérer comme significatifs les taux moyens de survie qui, au bout de 10 jours dans le sédiment d’essai, sont inférieurs à 80 % (avec R. abronius) et sont statistiquement différents des taux observés dans le sédiment de référence (Scott et al., 1990). Selon l’USEPA (1994b), [...] les déblais de dragage ne satisfont pas aux critères de toxicité en milieu benthique si le taux de mortalité observé dans les essais de ces déblais excèdent le taux observé dans le sédiment de référence de plus de 20 %, dans le cas des amphipodes (20 % représentent l’écart décelable minimal de la méthode d’essai). Les lignes directrices intérimaires appliquées par les chercheurs et les responsables du respect des règlements à Environnement Canada se sont largement inspirées de l’USEPA (1994b) pour déterminer si les sédiments d’essai satisfont ou non aux critères de toxicité selon un essai toxicologique d’une durée de 10 jours employant des amphipodes marins ou estuariens, mais elles se sont également inspirées d’autres critères, fondées sur la comparaison des résultats avec ceux que donne un sédiment témoin, en l’absence d’un sédiment de référence acceptable (Lee et al., 1995 ; EC, 1997).

Conformément à Environnement Canada (1997), on recommande d’appliquer le double critère suivant pour décider si les échantillons d’un sédiment d’essai passent ou non l’essai toxicologique d’une durée de 10 jours effectué conformément à la présente méthode de référence :

• Le sédiment d’essai provenant d’un lieu ou d’une profondeur donnés d’échantillonnage est estimé n’avoir pas passé le test toxicologique si le taux moyen de survie au bout de 10 jours des groupes répétés d’organismes exposés à ce sédiment est inférieur de plus de 20 % au taux de survie des organismes exposés au sédiment de référence et s’il en est significativement différent.
• Faute d’un sédiment de référence acceptable, on estime que le sédiment d’essai ne passe pas pas l’essai toxicologique si le taux moyen de survie au bout de 10 jours chez les groupes répétés d’organismes exposés à ce sédiment est inférieur de plus de 30 % au taux de survie des organismes exposés au sédiment témoin et en est significativement différent.