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Méthode d’essai biologique servant à mesurer la survie de collemboles exposés à des contaminants dans le sol : chapitre 5

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Section 5

Modes opératoires particuliers pour la mesure de la toxicité d’un sol ou d’une matière particulaire semblable prélevé sur le terrain

La présente section contient des directives particulières sur la préparation et la mise à l’essai d’échantillons de sol (de site) ou de matière particulaire semblable prélevés sur le terrain. Ces directives s’ajoutent à celles énoncées à la section 4.

Des instructions détaillées sur le prélèvement, la manipulation, le transport, l’entreposage et la préparation d’échantillons de sol aux fins d’essais biologiques sont fournies dans EC (2012). Ce document décrit les modes opératoires généraux applicables aux préparatifs entourant l’échantillonnage, dont les suivants : établissement des objectifs de l’étude; délimitation de la zone d’étude; collecte de données documentaires; levés du site, levés pédologiques et classification écologique du sol; choix des stratégies et des lieux d’échantillonnage; détermination du nombre et de la taille des échantillons à prélever; établissement de procédures adéquates d’assurance et de contrôle de la qualité (AQ/CQ); facteurs à prendre en considération en matière d’environnement, de santé et de sécurité; conception de plans d’échantillonnage. Des indications y sont également fournies quant au choix des échantillonneurs, au prélèvement d’échantillons par horizon ou en fonction de la profondeur, à la manipulation des échantillons in situ, au choix des récipients à échantillon et au transport des échantillons. On trouve aussi dans EC (2012) les procédures que doit suivre le personnel lors de la réception, de la préparation (séchage, humectation, tamisage, broyage, homogénéisation, reconstitution, caractérisation) et de l’entreposage d’échantillons de sol destinés à des essais biologiques. On y indique également la marche à suivre et les points à examiner en fonction de la nature des contaminants (comme des composés volatils ou instables), des exigences des essais biologiques et des objectifs de l’étude. Des conseils sont fournis sur l’échantillonnage, la manipulation, le transport, l’entreposage et la préparation d’échantillons de sol d’écozones de la forêt boréale, de la taïga et de la toundra, de même que de sols organiques et de sols prélevés dans des milieux humides. On devrait consulter EC (2012) et suivre les indications qui y sont fournies (en plus de celles que renferme le présent document) lorsqu’on prélève sur le terrain des échantillons de sol et qu’on les prépare en vue d’essais toxicologiques avec des collemboles, conformément à la présente méthode.

5.1 Prélèvements d’échantillons

On trouvera dans EC (2012) de nombreux conseils sur les plans d’échantillonnage et les techniques de prélèvement d’échantillons sur le terrain. Ces conseils partent du principe selon lequel on dispose de données sur la caractérisation des propriétés chimiques et pédologiques du lieu à l’étude. Les études sur le terrain de la toxicité d’un sol au moyen d’essais biologiques avec des collemboles ou d’autres organismes associés au sol (p. ex., EC, 2004a, 2005a, 2013a) font souvent partie d’examens plus vastes englobant l’évaluation et l’assainissementde lieux contaminés (Stephenson et coll., 2008; EC, 2012). Ces examens incluent fréquemment une batterie d’essais au cours desquels on évalue la toxicité d’un sol en faisant appel à plus d’un type d’essai et plus d’une espèce expérimentale et qu’on assortit d’essais sur la bioaccumulation de contaminants, d’analyses chimiques, de relevés biologiques de l’épifaune ou de l’endofaune et, parfois, d’une compilation de données géologiques et hydrographiques. Cette approche intégrée peut fournir de l’information plus exacte sur le risqueassocié à la contamination du sol aux fins de l’évaluation du risque écologique et de la gestion des lieux contaminés (EC, 2012). On peut améliorer les corrélations statistiques des évaluations et réduire les coûts en prélevant simultanément tous les échantillons requis pour ces divers essais, analyses et collectes de données.

On pourrait prélever les échantillons de sol qui seront utilisés dans la présente méthode d’essai biologique (section 4) selon une fréquence régulière (trimestrielle, semestrielle ou annuelle) sur un certain nombre de sites contaminés ou susceptibles d’être contaminés, à des fins de surveillance et de vérification de la conformité aux règlements. Les échantillons pourraient aussi être prélevés en une seule fois ou à diverses occasions, dans le cadre d’études sur le terrain, pour définir la qualité spatiale (horizontale ou verticale) ou temporelle du sol. Les essais biologiques (de toxicité) servent de plus en plus à tous les niveaux de l’évaluation du risque. Selon les objectifs précis de cette évaluation et l’état d’un lieu contaminé, on peut utiliser les données toxicologiques propres à un site pour combler différents besoins, dont les suivants :

EC (2012) renferme d’autres conseils concernant l’application des essais biologiques dans l’évaluation des lieux contaminés, de même que de nombreuses indications sur la définition des objectifs des études et sur l’établissement d’un plan d’étude intégrant des essais biologiques dans l’évaluation et la gestion d’un lieu contaminé. Un plan d’étude précise les méthodes et stratégies d’échantillonnage ainsi que la marche à suivre pour satisfaire à tous les objectifs de qualité des données (OQD). Il renferme notamment les renseignements suivants : OQD; définition de la zone d’étude; collecte de données documentaires; choix et emplacement des lieux d’échantillonnage; choix des stratégies d’échantillonnage; procédures d’AQ/CQ; facteurs à prendre en considération en matière d’environnement, de santé et de sécurité. La stratégie d’échantillonnage (c.-à-d. le processus par lequel on détermine le type d’échantillons à prélever, le lieu du prélèvement et la méthode de prélèvement) repose avant tout sur les objectifs de l’étude et, accessoirement, sur les caractéristiques du site (pour plus de détails, v. EC, 2012).

Le nombre de lieux d’échantillonnage et le nombre de réplicatsà prélever dans chacun sont propres à chaque étude. Le nombre d’échantillons à prélever dépend des objectifs de l’étude, des OQD, du degré souhaité de certitude et de facteurs propres au site. En outre, le nombre de réplicats à prélever est fonction du schéma expérimental applicable aux essais biologiques et, dans la plupart des cas, de contraintes logistiques et budgétaires (p. ex., temps et coûts). On peut recueillir divers types d’échantillons (ponctuels, composites et en vrac), selon les objectifs de l’étude.

Pour les essais biologiques, on prélève habituellement des échantillons de sol perturbé - dans ce type d’échantillonnage, les particules du sol se dissocient pendant le prélèvement. Par contre, lorsqu’on prélève des échantillons de sol intact (c.-à-d. des carottes), les particules de sol et la structure des pores demeurent inchangées. La marche à suivre pour le prélèvement d’échantillons de sol intact aux fins d’essais biologiques est décrite dans EC (2012) et abordée brièvement à la sous-section 4.1 de la présente méthode. Il convient toutefois de préciser que les indications fournies ici s’appliquent principalement au prélèvement d’échantillons de sol perturbé.

EC (2012) décrit les modes opératoires propres à la collecte, à la manipulation et à la préparation des échantillons de sol contaminé par des composés volatils ou instables, de même que les modifications applicables à la collecte, au transport, à l’entreposage et à la préparation de ces échantillons et aux analyses de leurs contaminants. En se conformant à ces modes opératoires, on réduira au minimum la perte de ces contaminants, que ce soit pendant l’échantillonnage et la manipulation des sols sur le terrain, le transport des échantillons au laboratoire d’essais toxicologiques ou la période précédant les essais (c.-à-d. pendant l’entreposage, la manipulation ou la préparation des échantillons). Les questions connexes aux procédures d’AQ/CQ sont également abordées dans EC (2012).

Pour certaines activités de surveillance et d’application réglementaire, on devrait prélever des réplicats multiples (c.-à-d. 5 réplicats ou sous-échantillons d’échantillons ponctuels ou en vrac provenant du même endroit) à chaque lieu d’échantillonnage, y compris dans un ou des lieux de référence. Ces réplicatsNotes de bas de page87 fournissent des renseignements sur la variation de la toxicité ou de la biodisponibilité des contaminants du lieu à l’étude et permettent d’établir des comparaisons statistiques sur la toxicité du sol de plus d’un site (EC, 2005b). On peut mesurer la toxicité, pour des collemboles, de chacun de ces « vrais réplicats » de sol en tant que réplicat individuel (un seul récipient d’essai par réplicat) ou multiple (plus d’un récipient d’essai par réplicat; v. 5.6.1). Le recours à l’analyse de puissance (v. 5.6.2) à partir des valeurs des paramètres obtenues dans des essais antérieurs de même type, effectués sur des échantillons provenant du même site ou de sites similaires, permettra de déterminer le nombre de réplicats (prélevés sur le terrain ou de laboratoire) à mettre à l’essai. Certains tests statistiques requièrent un nombre minimal de réplicats. Dans d’autres situations (p. ex., des études préliminaires ou exhaustives sur la répartition spatiale de la toxicité), le plan expérimental pourrait exiger un seul réplicat par lieu d’échantillonnage, auquel cas l’échantillon (y compris le sol de référence ou témoin) doit être homogénéisé et réparti dans 5 récipients de répétition (ou réplicats de laboratoire)Notes de bas de page88. Cette dernière approche ne permet pas d’établir la toxicité moyenne en un lieu d’échantillonnage donné, de sorte qu’on ne peut déterminer si un lieu d’échantillonnage est différent du lieu témoin ou de référence, ou de tout autre lieu d’échantillonnage. Cela dit, lorsqu’on utilise les tests statistiques appropriés (v. 5.6.1), on peut comparer statistiquement la toxicité de l’échantillon en question à celle de l’échantillon témoin ou de référence, ou à celle d’échantillons provenant d’autres endroits. Il est important de retenir que toute conclusion au sujet de possibles différences, établie à partir de l’évaluation d’échantillons distincts non assortis de réplicats prélevés sur le terrain, ne doit pas servir à tirer d’autres conclusions concernant les lieux d’échantillonnage.

Quels que soient les objectifs de l’étude, on devrait échantillonner un ou des sols de référence (qu’on présume non contaminés) parallèlement à chaque échantillonnage de sol de site (v. 3.5)Notes de bas de page89. Les échantillons de sol de référence devraient être prélevés là où le sol présente des propriétés géochimiques semblables à celles du sol du site à l’étude. Voici certaines des plus importantes propriétés physicochimiques qui devraient être appariées pour ces deux types de sols : granulométrie, teneur en COT, TMO, pH et conductivité. De plus, on pourrait apparier d’autres propriétés, comme la CEC, le carbone inorganique total, le potentiel d’oxydoréduction et la CRE (EC, 2012). Dans les cas où la pollution (attribuable, p. ex., à des boues d’épuration ou industrielles) est responsable de la teneur élevée en carbone organique des sols d’essai, il pourrait ne pas être indiqué d’apparier la teneur en COT ou la TMO. Pour faciliter le choix des sites d’échantillonnage d’un sol de référence approprié, il est utile de procéder à des études préliminaires afin d’évaluer la toxicité et les propriétés géochimiques du sol de la ou des régions préoccupantes et de lieux voisins. On trouvera dans EC (2012) d’autres conseils sur l’échantillonnage d’un sol de référence aux fins d’essais biologiques, de même que les procédures à suivre lorsqu’on ne peut trouver un tel sol.

On peut recueillir des échantillons de boues ménagères ou industrielles (p. ex., boues d’épuration, stériles miniers égouttés ou biosolides d’un clarificateur industriel ou d’un bassin de décantation) pour en évaluer les effets toxiques sur les collemboles et effectuer des analyses des contaminants ou des propriétés géochimiques. On peut également prélever des échantillons d’autres déchets particulaires dont on envisage l’épandage sur le sol, afin d’en évaluer la toxicité et les propriétés physicochimiques. EC (2012) renferme des indications sur les points précis à prendre en considération en vue de l’échantillonnage d’amas de déchets.

Un plan d’échantillonnage constitue un élément essentiel du plan d’étude. On y décrit les procédures détaillées à suivre pour prélever, manipuler et préparer les échantillons in situ (au besoin) et pour les emballer, les étiqueter, les entreposer (le cas échéant) et les transporter. Avant l’échantillonnage, il est important d’avoir en main une description complète du sol à échantillonner. De plus, les sols devraient être décrits en détail à l’échelle du site à l’étude. Au Canada, les sols sont classés selon le Système canadien de classification des sols (SCCS). Ceux échantillonnés aux fins d’essais biologiques devraient être classés au moins jusqu’à l’échelle du sous-groupe du SCCS, conformément aux indications fournies dans EC (2012). On trouvera à l’annexe E de EC (2012) des informations détaillées sur le SCCS et sur les éléments fondamentaux de l’identification taxinomique des sols.

Les modes de prélèvement d’échantillons (ponctuels, en vrac ou composites) dépendent des objectifs de l’étude et de la nature du sol (ou autre matière particulaire semblable) à échantillonner. On utilise fréquemment une pelle, une tarière ou un carottier (de préférence en acier inoxydable) pour prélever les échantillons. Les pelles et les truelles sont les outils le plus couramment utilisés pour prélever d’importants volumes de sol; toutefois, il faut s’assurer que l’échantillon est représentatif et exempt de biais (p. ex., les prélèvements se font à la même profondeur ou dans le même horizon). Les carottiers, emporte-pièce, cadres de coupe et échantillonneurs cylindriques sont des instruments plus précis, mais ils conviennent moins à l’extraction d’importants volumes de sol. Pour prélever des échantillons en profondeur, il serait plus efficace et moins exigeant en main-d’œuvre d’utiliser une tarière. Les dispositifs d’échantillonnage les plus courants et les procédures à suivre pour échantillonner un sol sont décrits dans EC (2012).

Au Canada, la plupart des sols des écozones forestières ou non agricoles sont fortement stratifiés en horizons pédologiques. La structure et la chimie de ces horizons peuvent varier grandement et influer différemment sur la biodisponibilité et la toxicité des contaminants pour la pédofaune. La couche supérieure (horizon A) est celle qui est le plus souvent échantillonnée aux fins d’essais biologiques. Elle renferme le plus de matière organique et c’est là que se déroule la plus grande partie de l’activité biologique des sols minéraux. Selon les objectifs de l’étude, on peut aussi prélever des échantillons de litière (horizon L), de matières fulviques/humiques (horizons F et H) (p. ex., un terrain boisé) ou de matière organique superficielle (horizon O) des sols minéraux (p. ex., dans la toundra), le cas échéant. Pourraient également être échantillonnés l’horizon subsuperficiel B et (quoique moins fréquemment) l’horizon C. Dans la mesure du possible, les sols échantillonnés dans les écozones de la région boréale et de la taïga pour évaluer leurs effets sur les collemboles (décrits dans le présent document) doivent être prélevés par horizon pédologique distinct. Il est recommandé d’échantillonner en fonction de la profondeur les sols dont les horizons pédologiques sont indistincts (p. ex., dont les horizons superficiels ont été mélangés ou perturbés par des activités anthropiques). Avant d’échantillonner un sol par horizon, la classification du profil pédologique du site doit d’abord avoir été établie, comme il est indiqué plus haut et dans EC (2012). Lorsqu’on échantillonne un sol par horizon, il faudrait éviter toute dilution de la contamination, en particulier lorsque celle-ci ne s’étend verticalement que dans une partie d’un horizon. Dans un tel cas, l’horizon peut être échantillonné jusqu’à une certaine profondeur seulement ou faire l’objet de deux échantillonnages à deux profondeurs différentes (EC, 2012).

EC (2012) renferme d’autres indications détaillées sur le prélèvement d’échantillons aux fins d’essais toxicologiques. Avant le prélèvement, il faut d’abord délimiter le lieu d’échantillonnage. La surface de l’endroit où chaque échantillon de sol sera prélevé devrait ensuite être débarrassée des débris tels que brindilles, feuilles, pierres, chaume et litière (sauf si l’échantillonnage de l’horizon L est prévu dans le plan de l’étude). Si la surface est recouverte de graminées ou d’autres plantes herbacées, celles-ci devraient être coupées au ras du sol et enlevées avant le prélèvement de l’échantillon. La végétation devrait être éliminée de manière à enlever le moins possible de particules du sol avec les racines. Dans le cas où la masse racinaire est dense (p. ex., en présence de graminées), il est conseillé d’arracher les racines et de les secouer vigoureusement afin de faire tomber les particules de sol qui y adhèrent. Les échantillons destinés à des essais toxicologiques et à des analyses chimiques devraient être prélevés à une ou plusieurs profondeurs représentatives de la ou des couches préoccupantes (p. ex., couche superficielle ou couches plus profondes de sol ou de sous-sol si on pense que d’anciens dépôts de contaminants peuvent poser des problèmes). Lorsque les sols présentent des horizons distincts (p. ex., sols forestiers non perturbés), on doit les échantillonner par horizon après avoir creusé une fosse (EC, 2012).

Le volume minimal (ou la masse minimale) de sol nécessaire à un essai est fonction des objectifs de l’étude, des conditions du site et du type d’essai à exécuter. Il varie selon le schéma expérimental (p. ex., essai à concentration unique ou à concentrations multiples), les caractéristiques physiques du sol (p. ex., masse volumique apparente, teneur en humidité, quantité de débris dans le sol), la nature des analyses chimiques à exécuter et la distribution des contaminants dans le sol (p. ex., distribution verticale). Avant d’entreprendre un programme d’échantillonnage, on devrait calculer le volume de sol requis par échantillon. Ce calcul devrait tenir compte des quantités exigées pour préparer les réplicats de laboratoire destinés aux essais de toxicité du sol, pour déterminer la granulométrie, la teneur en COT, la TMO et la teneur en humidité et pour procéder à des analyses chimiques particulières. On trouvera dans EC (2012) des recommandations quant au volume de sol à prélever pour des types précis d’essais biologiques. Pour obtenir le volume requis, il est souvent nécessaire de combiner des sous-échantillons prélevés à l’aide du dispositif d’échantillonnage choisi. On devrait suivre les conseils donnés dans EC (2012) pour le regroupement de sous-échantillons sur le terrain. Il convient d’appliquer la même méthode de prélèvement à tous les lieux d’échantillonnage. Les échantillons de chaque horizon doivent être transférés et entreposés dans des récipients distincts, sauf si le profil pédologique a été perturbé par suite de mesures d’assainissement du site.

On peut commencer à préparer les échantillons in situ, avant leur expédition au laboratoire d’essais. Cette préparation peut inclure l’enlèvement à la main des débris ou des organismes, le séchage à l’air, le tamisage et l’homogénéisation des échantillons. Toutes ces procédures sont décrites en détail dans EC (2012).

5.2 Étiquetage, transport, entreposage et analyse des échantillons

Les récipients de transport et d’entreposage des échantillons de sol ou d’une autre matière particulaire prélevés sur le terrain doivent être faits d’un matériau inerte non toxique. Le choix du récipient dépend du volume et de l’usage prévu de l’échantillon, de même que du type et de la nature de la contamination du sol. Les récipients doivent être propres et refermables hermétiquement, faciles à manipuler et suffisamment résistants pour supporter le poids de l’échantillon (EC, 2012). On emploie habituellement des sacs en plastique épais [p. ex., 4 mils (~100 µm)] pour le transport et l’entreposage des échantillons. Si on utilise des sacs en plastique, il est recommandé de placer chacun dans un récipient opaque propre (p. ex., une glacière ou un seau en plastique muni d’un couvercle) afin d’éviter que le sac se déchire ou éclate sous l’effet du poids de l’échantillon et pour garder ce dernier dans l’obscurité pendant le transport (ASTM, 2004). Les contenants ou doublures en plastique ne devraient pas être utilisés s’il y a des risques que le plastique altère les caractéristiques du sol (p. ex., risques de lixiviation de composants de la matière plastique dans le sol). Les récipients devraient être étanches à l’air et résistants à la pression si le sol est contaminé par des composés volatils. L’annexe H de EC (2012) renferme une liste des récipients recommandés pour le transport et l’entreposage des échantillons de sol.

L’espace occupé par l’air dans le récipient utilisé pour le transport et l’entreposage des échantillons devrait être réduit au minimum (p. ex., en comprimant le sac rempli ou partiellement rempli et en le fermant avec du ruban adhésif). Tout de suite après avoir rempli les récipients, on doit les fermer hermétiquement et les étiqueter ou les coder. Les étiquettes et les documents d’accompagnement préparés à ce moment-là doivent indiquer (que ce soit sous forme de code ou de description) au moins le type d’échantillon (p. ex., ponctuel, en vrac, composite), la date et l’heure du prélèvement, le site d’échantillonnage et son emplacement exact, l’état de l’échantillon, son numéro d’identification (y compris le numéro du réplicat, le cas échéant) et le volume de l’échantillon. Le nom et la signature de la ou des personnes ayant effectué le prélèvement devraient aussi être inclus. On recommande également que les éléments ci-dessous soient consignés en détail par ces personnes :

Le tableau 10 de EC (2012) renferme d’autres recommandations quant aux observations et mesures effectuées in situ.

Pendant leur transport et leur entreposage, les échantillons de sol devraient être conservés au froid et il faudrait éviter de les exposer au gel ou à une chaleur excessive. On devrait utiliser au besoin des blocs réfrigérants, de la glace ordinaire ou tout autre moyen de réfrigération pour maintenir les échantillons au froid (p. ex., 7 ± 3 °C) pendant le transport. Il est recommandé de conserver les échantillons dans l’obscurité (dans des contenants opaques tels que des glacières ou des seaux en plastique munis d’un couvercle) durant le transport, surtout s’ils risquent de contenir des HAP ou d’autres substances chimiques susceptibles de réagir à la lumière ou d’être altérés s’ils sont exposés à la lumière solaire. La documentation appropriée doit accompagner tous les envois d’échantillons, notamment le formulaire de chaîne de conservation et tout document réglementaire connexe au transport de matières contaminées (v. EC, 2012 pour d’autres indications sur le transport des échantillons).

La date de réception des échantillons au laboratoire doit être consignée. La température et la teneur en humidité des échantillons à l’arrivée au laboratoire doivent également être mesurées et notées. On devrait aussi examiner chaque échantillon de sol d’essai ou d’horizon pédologique prélevé séparément sur le terrain et consigner une description qualitative des éléments suivants : couleur, texture, indications sommaires sur la teneur en humidité, présence d’eau surnageante, d’invertébrés indigènes, de champignons ou de matière végétale, toute odeur forte (EC, 2012). Les échantillons qu’on prévoit entreposer pour un usage ultérieur doivent être conservés dans des récipients étanches à l’air. Si le sol renferme des contaminants volatils ou particulièrement préoccupants, on devrait purger tout espace libre du récipient au moyen d’azote gazeux avant de fermer le récipient hermétiquement. Les échantillons ne devraient pas geler, même partiellement, pendant le transport ou l’entreposage (sauf si on les a prélevés à l’état congelé) et on ne doit pas les laisser se déshydrater. Cela dit, si un ou des échantillons sont saturés d’eau en excès à leur arrivée au laboratoire (p. ex., s’ils ont été prélevés pendant une forte pluie), on peut les transférer sur une toile en plastique pendant un court laps de temps (p. ex., ≥1 h) afin que l’eau en excès puisse s’écouler ou s’évaporer. Ils devraient ensuite être transférés de nouveau dans le ou les récipients de transport ou dans un ou des récipients étanches à l’air avant d’être entreposés.

Il est recommandé d’entreposer les échantillons dans l’obscurité à une température de 4 ± 2 °C. Ces conditions d’entreposage sont obligatoires lorsque le sol renferme des HAP ou d’autres contaminants photosensibles, ou si on sait que les échantillons contiennent des composés volatils instables préoccupants. On recommande de procéder aux essais sur les échantillons de sol ou de matière particulaire semblable le plus rapidement possible après le prélèvement. Les effets que peuvent avoir la durée et la température d’entreposage sur la toxicité et les propriétés du sol dépendent des contaminants présents et des caractéristiques du sol. Les essais toxicologiques devraient débuter dans les deux semaines suivant le prélèvement, de préférence dans la première, mais obligatoirement dans les six semaines, sauf s’il a été établi que les contaminants du sol sont anciens ou météorisés et, donc, jugés stables. D’autres points à prendre en considération concernant l’entreposage d’échantillons de sol contaminé sont mentionnés dans EC (2012), et on devrait se conformer aux indications fournies dans ce document.

Au laboratoire, chaque échantillon de sol ou d’horizon pédologique distinct prélevé sur le terrain devrait être soigneusement mélangé (v. 5.3), après quoi on en prélève des sous- échantillons en vue de leur caractérisation physicochimique. Chaque échantillon de sol ou d’horizon pédologique qui sera soumis à un essai (y compris tous les échantillons de sol témoin négatif et de sol de référence connexes) doit être caractérisé au moyen d’analyses effectuées sur un sous-échantillon et portant au moins sur les paramètres suivants :

On devrait aussi procéder aux analyses suivantes :

D’autres analyses pourraient être effectuées :

Il est recommandé de procéder aux analyses préalables suivantes pour confirmer que le sol de référence n’est pas contaminé :

À moins d’indication contraire, on devrait procéder aux mêmes analyses chimiques, physiques et toxicologiques sur un sous- échantillon représentatif de chaque réplicat de sol ou d’horizon pédologique prélevé sur le terrain (y compris le sol de référence) en vue d’une étude donnée de la qualité du sol, de même que sur un ou des sous-échantillons de sol témoin négatif.

5.3 Préparation des échantillons en vue des essais

Les échantillons de sol ou de déchets particulaires prélevés sur le terrain ne doivent pas être tamisés par voie humide, car on éliminerait ainsi les contaminants qui sont présents dans l’eau de porosité ou dont la sorption sur la matière particulaire est faible. On enlève généralement les gros graviers (ou pierres), débris et macro-invertébrés indigènes ou la matière végétale à l’aide de pincettes ou à la main gantée. Si un échantillon contient beaucoup de débris grossiers indésirables (p. ex., matière végétale, copeaux de bois, verre, plastique, gros graviers) ou de gros macro- invertébrés, on peut les retirer en pressant le sol à travers un tamis à grosses mailles (p. ex., 4-10 mm; EC, 2012). On pourrait aussi procéder à un tamisage par voie sèche afin de s’assurer que la structure de l’échantillon (agrégation, matière organique ou distribution de l’argile) se constitués de sol subsuperficiel argileux humide sont très cohésifs et, souvent, on ne peut les tamiser ou les homogénéiser directement. Ces échantillons devraient d’abord être fractionnés à la main, puis séchés avant leur tamisage et leur homogénéisation, conformément aux indications données dans EC (2012). En règle générale, on devrait éviter de broyer les échantillons de sol, mais le broyage peut être nécessaire dans certains cas (p. ex., sols argileux) ou si on souhaite une plus grande homogénéité que celle obtenue par tamisage. Tout comme dans le cas des procédures d’échantillonnage et d’entreposage, il faudrait documenter adéquatement les procédures de préparation du sol et, obligatoirement, les consigner.

Il faudra peut-être reconstituer les composants de l’échantillon avant l’essai si, pendant la préparation du sol, l’eau que celui-ci contenait s’est décantée ou si des portions (p. ex., chaume, racines ou autre matière organique) qu’on a enlevées de l’échantillon doivent être mises à l’essai avec le sol (EC, 2012). Les horizons pédologiques étant prélevés comme composants distincts de l’échantillon de sol, ils doivent être mis à l’essai séparément, c’est-à-dire en tant qu’échantillons individuels. Si on a confirmé la présence de contaminants préoccupants dans un seul horizon pédologique (p. ex., l’horizon organique supérieur) à partir d’analyses antérieures ou d’essais de toxicité, il faut alors, selon les objectifs de l’étude, déterminer si l’essai toxicologique portera sur cet horizon seulement ou sur les horizons additionnels provenant du lieu d’échantillonnage.

À moins d’indication contraire dictée par les objectifs particuliers de la recherche ou de l’étude, chaque échantillon ou horizon de sol perturbé prélevé sur le terrain devrait être homogénéisé au laboratoire avant de servir aux essais (USEPA, 1989)Notes de bas de page91. Tout liquide séparé de l’échantillon pendant son transport ou son entreposage doit, si possible, être réincorporé dans l’échantillon. Ce mélange peut cependant avoir une incidence sur la concentration et la biodisponibilité des contaminants présents dans le sol; c’est pourquoi l’homogénéisation pourrait ne pas être souhaitable dans tous les cas. Pour homogénéiser l’échantillon, on transfère une quantité (calculée au préalable) de sol d’essai ou de référence dans un récipient rigide propre (p. ex., un gros bol en acier inoxydable ou en plastique) ou, pour de plus grandes quantités de sol, sur des toiles en plastique propres étalées sur le plancher. L’échantillon devrait être mélangé manuellement (à la main gantée ou à l’aide d’un ustensile non toxique, comme une cuillère en acier inoxydable) ou mécaniquement (p. ex., avec un malaxeur à main ménager réglé sur basse vitesse ou un fouet utilisé pour battre les œufs) jusqu’à obtention d’une texture et d’une couleur uniformes. Un certain nombre de méthodes d’homogénéisation d’échantillons de sol (p. ex., pliage, mélange, mise en cône) sont décrites en détail dans EC (2012). Pendant l’homogénéisation, il faudrait veiller à réduire au minimum l’impact de l’opération sur la structure du sol et à ne pas détruire complètement cette structure. Il est conseillé d’arrêter de mélanger l’échantillon dès qu’il semble avoir une couleur et une texture uniformes.

Les conditions de mélange, incluant la durée et la température, doivent être aussi semblables que possible pour chaque échantillon de sol ou d’horizon pédologique inclus dans un essai. Si on doute de l’efficacité de la méthode utilisée, il est recommandé de prélever des sous- échantillons du sol mélangé et de les analyser séparément afin de déterminer leur homogénéité (granulométrie, substances chimiques étudiées et autres caractéristiques).

Comme il est indiqué en 3.6, un ou des échantillons de sol d’essai ou d’horizon pédologique prélevés sur le terrain pourraient être soumis à des essais toxicologiques à concentration unique (sol ou horizon non dilué) ou à concentrations multiples. Dans ce dernier cas, on prépare les concentrations en mélangeant des quantités mesurées du sol d’essai ou de l’horizon pédologique avec un sol témoin négatif ou de référence. Dans un essai à concentrations multiples, la série suivante de concentrations de sol d’essai (mélangé avec un sol témoin négatif ou de référence) pourrait convenir : 100 %, 80 %, 50 %, 30 %, 15 %, 7,5 %, 3 % et 1 %. On trouvera en 6.2 des conseils sur d’autres séries de concentrations susceptibles de convenir ou d’être plus appropriées, de même que des indications sur la préparation de mélanges qui pourraient aussi être utilisés dans des essais à concentrations multiples sur un ou des échantillons de sol prélevés sur le terrain. Le lecteur est invité à consulter la sous-section 4.1 pour des conseils additionnels au sujet du choix des concentrations d’essai. Dans tous les cas, l’essai doit comprendre un traitement constitué seulement d’un sol témoin négatif (v. 3.3).

Comme il est indiqué en 4.1 pour les sols échantillonnés par horizon, chaque horizon doit être mis à l’essai séparément dans des essais définitifs individuels. Pour un essai à concentrations multiples, on mélange chaque horizon de sol d’essai avec l’horizon correspondant du sol témoin négatif ou de référence aux concentrations expérimentales prévues (0 %, 6,25 %, 12,5 %, 25 %, etc.). Dans certains cas, il pourrait être impossible de prélever les mêmes horizons de sol témoin négatif et de sol d’essai, par exemple, lorsque le site a fait l’objet de mesures d’assainissement préliminaires et que les horizons naturels ont été perturbés ou mélangés. On peut alors utiliser pour l’essai un sol mixte, c’est-à-dire une quantité de sol d’essai et une autre de l’horizon disponible (il peut y en avoir plus d’un) du sol témoin négatif aux concentrations voulues. Les objectifs de l’essai doivent tenir compte du profil pédologique du sol de référence et de l’emplacement ou de la mobilité des contaminants du sol d’essai, le but étant d’apparier si possible les horizons équivalents du sol de référence et du sol contaminé.

La structure du sol est un important facteur qui influe sur la survie et la reproduction des collemboles, et la teneur en humidité joue un rôle décisif dans la détermination de cette structure. Il existe une méthode qualitative, appelée « test de compression » ou « test d’expression de l’humidité », permettant de déterminer si un échantillon de sol d’essai a atteint sa teneur optimale en humidité. En prévision des essais de toxicité, l’expérimentateur pourrait trouver utile d’appliquer cette méthode lors du rajustement de la teneur en humidité de chaque échantillon de sol d’essai à un pourcentage donné de la CRE de l’échantillon (v. les paragraphes qui suivent). Après avoir enfilé un gant, il suffit de prélever au hasard un petit sous-échantillon (p. ex., une « pincée ») représentatif du sol d’essai, puis de le comprimer légèrement entre le pouce et l’index. Si le sol exprime une petite quantité d’eau, c’est que sa teneur en humidité est acceptable. S’il n’exprime pas d’eau, il est sans doute trop sec. Et s’il exprime une quantité notable d’eau, il est probablement trop humide. Il est possible d’effectuer ce test pendant l’essaiNotes de bas de page92; on peut aussi peser les récipients d’essai pour déterminer la perte d’eau (v. 4.6).

La teneur en humidité d’un échantillon donné de sol d’essai prélevé sur le terrain devrait être normalisée pendant la préparation de l’échantillon. Pour ce faire, on détermine la CRE du sol, puis on hydrate celui-ci jusqu’à obtention d’une teneur optimale en humidité correspondant à un pourcentage de la CRE. Le pourcentage optimal de la CRE pour chaque échantillon de sol prélevé sur le terrain doit être déterminé avant la préparation de l’échantillon et la mise en route de l’essai. À cette fin, on doit établir la teneur en humidité de chaque échantillon homogénéisé (c.-à-d. chaque échantillon de sol d’essai, y compris le sol témoin négatif) (v. 4.1 et 4.6). On doit ensuite déterminer la CRE de chaque échantillon en appliquant une méthode normalisée reconnue (des explications sont données dans les trois paragraphes qui suivent). Enfin, on hydrate un sous-échantillon de chacun jusqu’à obtention d’une consistance grumeleuse homogène, avec des grumeaux de ~3-5 mm de diamètreNotes de bas de page93. La teneur en humidité, la CRE et le pourcentage optimal de la CRE de chaque horizon pédologique doivent être déterminés séparément. On peut s’attendre à ce que les horizons pédologiques présentant une TMO plus élevée aient une CRE également plus élevée que les horizons minéraux, de sorte qu’il faudra une plus grande quantité d’eau pour obtenir une texture humide et grumeleuse. À partir de la teneur en humidité initiale et de la CRE de l’échantillon, de même que du volume d’eau ajouté pour obtenir un sol de la consistance voulue, on peut calculer la teneur optimale en humidité, exprimée sous forme de pourcentage de la CRE pour chaque solNotes de bas de page94. Une fois ce pourcentage cible (ou optimal) déterminé, on peut normaliser la teneur en humidité de chaque échantillon de sol d’essai (y compris le sol témoin négatif) selon la teneur en humidité choisie (propre à l’échantillon). On devrait ajouter de l’eau d’essai (désionisée ou distilléeNotes de bas de page95) à chaque échantillon dont la teneur en humidité est inférieure au pourcentage optimal préalablement établi de sa CRE, jusqu’à obtention de cette teneur (AquaTerra, 1998)Notes de bas de page96. Si l’échantillon est trop humide, il devrait être étalé en une couche fine sur une toile en plastique propre (p. ex., un sac à déchets neuf ou un pare-vapeur en plastique) ou sur un plateau propre fait d’un matériau non réactif (p. ex., acier inoxydable ou plastique) et laissé à sécher à l’air par évaporation à la température ambiante (~20 °C)Notes de bas de page97; il faudra peut-être réhydrater l’échantillon jusqu’à obtention du pourcentage optimal (prédéterminé) de sa CRE. Une fois la teneur en humidité de l’échantillon ajustée au pourcentage désiré de sa CRE, cette teneur doit être déterminée et sa valeur ainsi que le pourcentage de la CRE doivent être consignés.

La CRE (et son pourcentage optimal pour les essais biologiques) d’un sol donné est généralement caractéristique du type de sol ou d’horizon. En dernière analyse, elle est le résultat de l’interaction de nombreuses variables associées à la structure du sol (p. ex., micro/macro-agrégation, porosité, masse volumique apparente, texture, TMO). Il existe un certain nombre de méthodes pour déterminer la CRE, mais elles exigent pour la plupart que les mesures soient effectuées sur un échantillon de sol intact (p. ex., une carotte de sol) prélevé de façon à préserver ses caractéristiques (agrégations structurales, porosité, masse volumique apparente, texture et TMO). L’USEPA (1989) a mis au point une méthode qui convient aux essais toxicologiques sur des matières non consolidées (comme des échantillons de sol prélevés sur le terrain, qui ont été séchés, tamisés et homogénéisés, ou des échantillons de sol préparés en laboratoire à partir de divers constituants)Notes de bas de page98. Cette méthode est résumée ci-après.

Pour commencer, on dépose ~130 g (poids humide)Notes de bas de page99 de l’échantillon sur un plateau en aluminium ou dans une boîte de Petri (15 cm × 1 cm) qu’on fait sécher à 105 °C jusqu’à obtention d’un poids constant (il faut compter habituellement ≥24 h). On refroidit le sol dans un dessiccateur pendant ≥20 min, après quoi on en transfère 100 g dans un bécher en verre de 250 mL et on ajoute 100 mL d’eau distillée ou désionisée. Il faut ensuite mélanger soigneusement la suspension avec une tige en verre. On plie un papier filtre (papier crêpé FisherbrandMC, de porosité grossière P8 et de 185 mm de diamètre, no.09-790-12G au catalogue) qu’on place dans un entonnoir en verre (diamètre intérieur supérieur de 100 mm et longueur de tige de 95 mm) de telle sorte que le papier filtre plié coïncide avec le bord supérieur de l’entonnoir. À l’aide d’une pipette, on mouille le papier filtre sur toute sa surface en ajoutant lentement jusqu’à 9 mL d’eau distillée ou désionisée, puis on pèse l’entonnoir et le papier filtre mouillé. Pour obtenir le poids initial de l’ensemble entonnoir, papier filtre mouillé et sol sec (« I » dans l’équation 1 ci-après), on ajoute le poids du sol sec (100 g) à celui de l’entonnoir et du papier filtre mouillé.

On place ensuite l’entonnoir dans un flacon Erlenmeyer de 500 mL et on verse lentement la suspension de sol sur le papier filtre mouillé. Tout sol restant sur les parois du bécher ou sur la tige en verre est rincé dans l’entonnoir avec la plus petite quantité d’eau nécessaire pour que toute la matière solide soit entraînée sur le filtre. Il faut ensuite bien couvrir l’entonnoir avec une feuille d’aluminium et laisser l’eau s’écouler pendant 3 h à la température ambiante. On pèse ensuite l’entonnoir contenant le papier filtre mouillé et le sol humide. Le poids obtenu représente le poids final de l’ensemble entonnoir, papier filtre mouillé et sol (humide) (« F » dans l’équation 1).

La CRE du sous-échantillon de sol que contient l’entonnoir, exprimée sous forme de pourcentage du poids sec du sol, est calculée comme suit :

Équation 1
Équation 1

Équation 1 - La capacité de rétention d'eau d'un sous-échantillon de sol (exprimé en pourcentage du poids sec du sol) est déterminée en soustrayant la masse de l'entonnoir, du filtre en papier hydraté et de l'échantillon de sol séché à la masse de l'entonnoir, du filtre en papier hydraté et de l'échantillon de sol humide. Le résultat obtenu est ensuite divisé par le poids sec de l'échantillon de sol et multiplié par 100.

où :
CRE = capacité de rétention d’eau
F = poids final de l’ensemble entonnoir, papier
filtre mouillé et sol humide

I = poids initial de l’ensemble entonnoir, papier filtre mouillé et sol sec

S = 100 g (poids sec du sol)

La CRE de chaque échantillon de sol d’essai devrait faire l’objet d’une triple détermination, à l’aide de trois sous-échantillons.

Le pourcentage d’eau (PE) ajouté à un échantillon de sol prélevé sur le terrain pour obtenir l’hydratation désirée (soit le pourcentage optimal de la CRE) peut être calculé comme suitNotes de bas de page100 :

Équation 2

où :
PE = pourcentage d’eau à ajouter au sol
CRE = capacité de rétention d’eau
TH = teneur en humidité initiale du sol

Le volume d’eau (VE) qu’il faudrait ajouter à un échantillon de sol prélevé sur le terrain pour obtenir l’hydratation souhaitée (soit le pourcentage optimal de la CRE de l’échantillon) peut être calculé comme suit (v. la note de bas de page no Notes de bas de page100) :

VE = (PE × P)/100 [3]

où :
VE = volume d’eau à ajouter au sol (mL)
PE = pourcentage d’eau à ajouter au sol
P = poids total de sol requis pour l’essai (poids sec)Notes de bas de page101

On trouvera dans EC (2012) la description de divers modes opératoires applicables aux échantillons de sol qui ne peuvent pas être soumis aux essais dans l’état dans lequel ils ont été prélevés et qu’il faut conditionner pour satisfaire aux objectifs de l’étude ou aux OQD. Ces modes opératoires incluent les suivants : lavage, vieillissement/météorisation, ajustement du pH, amendement, ajustement de la fertilité du sol, réduction du nombre de micro- organismes indigènes. En règle générale, les échantillons de sol prélevés sur le terrain ne doivent faire l’objet d’aucun ajustement ou conditionnement, sauf si les essais toxicologiques sont réalisés à des fins de recherche et visent à déterminer l’effet d’un conditionnement particulier sur la toxicité de l’échantillon. Les horizons pédologiques très organiques (p. ex., horizons LFH) pourraient toutefois exiger un double cycle de gel-dégel pour que les invertébrés indigènes puissent en être retirés avant les essais (EC, 2012)Notes de bas de page102. Si on souhaite examiner l’effet d’un conditionnement (p. ex., ajustement du pH) sur la toxicité d’un échantillon de sol, il convient d’effectuer deux essais en parallèle, dont un comportant une ou des séries de traitements avec ajustement et un autre, sans ajustement. Tout conditionnement doit être consigné en détail.

Immédiatement après l’hydratation (ou la déshydratation) et le mélange des échantillons, on doit prélever les sous-échantillons dont on a besoin pour l’essai toxicologique et pour les analyses physicochimiques. On place les premiers dans des récipients d’essai étiquetés (v. 4.1) et les seconds, dans des récipients d’entreposage étiquetés également. Toute portion restante de l’échantillon homogénéisé dont on pourrait avoir besoin pour des essais toxicologiques supplémentaires avec des collemboles ou d’autres organismes expérimentaux (p. ex., selon EC, 2004a, 2005a, 2013a) devrait aussi être transférée dans des récipients étiquetés. Tous les sous-échantillons entreposés en vue d’essais toxicologiques ultérieurs devraient être conservés dans des récipients fermés hermétiquement et comportant le moins d’air possible; ils doivent être entreposés dans l’obscurité à une température de 4 ± 2 °C (v. 5.2) jusqu’à ce qu’ils soient mis à l’essai. Ces conditions d’entreposage sont obligatoires pour les sous-échantillons destinés à des analyses physicochimiques. Juste avant les essais ou les analyses, chaque sous-échantillon doit être amené à la température ambiante et bien mélangé de nouveau afin d’en assurer l’homogénéité.

5.4 Éléments particuliers à prendre en considération dans la collecte, la manipulation et la préparation de sol de diverses écozones du Canada

Des indications précises sur l’échantillonnage, la manipulation, le transport, l’entreposage et la préparation de sol de diverses écozones du Canada sont fournies dans EC (2012).

Environnement Canada a publié diverses méthodes [EC, 2004a, 2005a, 2007c (cette dernière étant la première édition du présent document)] permettant d’évaluer des sols dont le pH est neutre ou presque neutre et dont la TMO peut varier de 3 % à 12 % environ. Ces deux propriétés sont généralement caractéristiques des horizons Ah des sols agricoles du Canada, de même que des sols des écorégions de forêts de feuillus mixtes du sud- est du pays (p. ex., écozone des prairies et écozone des plaines à forêts mixtes). De nombreux autres types de sols répandus au Canada ont des propriétés qui ne sont pas considérées comme typiques dans les méthodes normalisées qu’Environnement Canada a déjà publiées, et ces sols exigent des procédures spéciales d’échantillonnage, de manipulation, de transport, d’entreposage et de préparation. Il s’agit notamment des sols de la forêt boréale, des sols minces/pierreux, des sols organiques, des sols cryosoliques et des sols des milieux humides, qui se prêtent tous aux essais décrits dans la présente édition révisée de la méthode d’essai biologique avec des collemboles. Étant donné que ces types de sols couvrent la plus grande partie de la masse terrestre du Canada et que certaines activités anthropiques (p. ex., exploitation minière, foresterie, production pétrolière et gazière) se déroulant dans ces écozones ont donné lieu ou peuvent donner lieu à la contamination des terres, des conseils précis sont fournis dans EC (2012) sur leur prélèvement, leur manipulation, leur transport, leur entreposage et leur préparation. On trouve aussi dans ce document des indications sur la variation des sols de chacun des écosystèmes décrits, de même que les éléments à prendre en considération quant au choix des espèces expérimentales convenant aux essais sur ces sols.

5.5 Observations et mesures

Au moment du démarrage de l’essai, il faudrait procéder à une description qualitative de chaque matière d’essai prélevée sur le terrain. Cette description pourrait inclure des observations relatives à la couleur, à la texture et à l’homogénéité de la matière d’essai, de même qu’à la présence de plantes ou de macro- invertébrés. Toute modification de l’aspect de la matière d’essai observée au cours de l’essai ou à la fin doit être consignée.

On trouvera en 4.6 les marches à suivre et les exigences connexes aux observations et mesures à effectuer au début, au cours ou à la fin de l’essai. Ces observations et mesures s’appliquent aux essais de toxicité décrits ici sur un ou des échantillons de sol de site et sont donc obligatoires.

Selon le schéma expérimental et les objectifs de l’essai, on pourrait préparer des récipients d’essai supplémentaires au début de l’essai (v. 4.1) dans le but de surveiller la composition chimique du sol. Ces récipients feraient l’objet d’un échantillonnage destructif au cours et à la fin de l’essai. On pourrait ajouter ou non des organismes expérimentaux dans ces récipients supplémentaires, selon les objectifs de l’étude. Pour établir la composition chimique du sol que contiennent ces récipients, on peut en prélever des aliquotes aux fins des diverses analyses (v. 5.2).

5.6 Paramètres et calculs

L’interprétation des résultats des essais sur un ou des échantillons de sol d’essai prélevés sur le terrain se résume toujours à une comparaison des effets biologiques observés dans le sol d’essai (sol de site) et dans le sol de référence. Dans la mesure du possible, on devrait se servir d’un échantillon de sol de référence à des fins de comparaison, car cela permet d’évaluer la toxicité d’un lieu donné (EC, 1997a, 1997b, 2001, 2004a, 2005a). Cela dit, il arrive parfois que le sol de référence ne convient pas à cet usage en raison de sa toxicité ou de ses caractéristiques physicochimiques atypiques. Dans de tels cas, on devrait plutôt comparer le sol d’essai et un sol témoin négatif. Les résultats obtenus avec ce dernier aideront à distinguer les effets attribuables aux contaminants de ceux causés par des propriétés physicochimiques du sol telles que la granulométrie, la teneur en COT et la TMO. Qu’on utilise un sol de référence ou un sol témoin négatif pour les comparaisons statistiques, on doit toujours se servir des résultats obtenus avec le sol témoin négatif pour juger de la validité et de l’acceptabilité de l’essai (v. 4.4).

Les deux paramètres exigés pour les essais avec des collemboles sont la survie (mesure quantique) et le succès de la reproduction (mesure quantitative) à la fin de l’essai. Ces deux mesures étant de nature différente, il faut recourir à des approches statistiques différentes également, et celles-ci sont affinées pour refléter les objectifs de l’essai et le schéma expérimental. La présente sous-section renferme des conseils d’ordre statistique pour les essais à concentration unique (c.-à-d. sur des échantillons de sol provenant de lieux d’échantillonnage multiples et mis à l’essai à la concentration maximale seulement). Le schéma le plus simple consiste à comparer le lieu d’échantillonnage à l’étude avec un lieu d’échantillonnage de référence, tandis qu’un schéma plus complexe pourrait comporter la comparaison de plusieurs lieux d’échantillonnage à l’étude, soit entre eux, soit avec un lieu d’échantillonnage de référence. La présente sous-section ne renferme que des indications générales relatives à l’analyse des paramètres (survie et succès de la reproduction), étant donné qu’on peut trouver ailleurs de plus amples détails (EC, 2005b). En règle générale, les méthodes statistiques ordinaires suffisent pour analyser les résultats. On trouvera à la section 3 de EC (2005b) des conseils au sujet de la comparaison, à l’aide de tests paramétriques et non paramétriques, des résultats d’essais à concentration unique sur des sols provenant de lieux d’échantillonnage multiples. Comme toujours, on devrait demander l’avis d’un statisticien versé dans le domaine de la toxicologie pour établir des plans d’étude et analyser les résultats des essais.

On devrait se conformer aux lignes directrices de la section 6 du présent document (y compris celles de la sous-section 6.2 en ce qui a trait aux essais préliminaires; v. aussi 4.8 et 6.4 pour le calcul des paramètres de l’essai) si on entreprend un essai à concentrations multiples sur un ou des échantillons de sol prélevés sur le terrain et dilués avec un sol témoin négatif ou un sol de référence non contaminé. Il est recommandé de consulter la section 9 de EC (2005b) lorsqu’on veut comparer de telles estimations ponctuelles de la toxicité de multiples échantillons de sol prélevés sur le terrain.

5.6.1 Variantes du plan d’étude et des analyses

On trouvera dans EC (2005b) des indications sur l’analyse statistique des données quantiques recueillies dans le cadre de divers plans d’expérience comportant des lieux d’échantillonnage multiples. Le choix du test statistique se fonde sur les éléments suivants :

  1. le type de comparaison à établir (p. ex., une série complète de comparaisons par paires entre tous les lieux d’échantillonnage ou une comparaison de la réponse obtenue pour chaque lieu et pour le lieu de référence seulement);
  2. l’existence prévue d’un gradient chimique ou d’un gradient dans la réponse biologiqueNotes de bas de page103;
  3. le nombre et le type de réplicats (de laboratoire ou prélevés sur le terrain).

On trouvera dans EC (2005b)Notes de bas de page104 des conseils détaillés sur l’analyse statistique de mesures quantitatives pouvant être appliquée facilement aux données sur la reproduction des collemboles (c.-à-d. le nombre de descendants vivants à la fin de l’essai) dans un scénario comportant des lieux d’échantillonnage multiples. Si on doit comparer les résultats obtenus pour le seul lieu d’échantillonnageà l’étude avec ceux obtenus pour un lieu d’échantillonnage de référence, un test tNotes de bas de page105 convient habituellement à l’analyse statistique (v. 3.2 dans EC, 2005b). Lorsque plus d’un lieu d’échantillonnage (traitement) est à l’étude et que l’expérimentateur souhaite comparer de nombreux lieux d’échantillonnage entre eux ou avec le lieu d’échantillonnage de référence, il peut avoir recours à des ANOVA et à des tests de comparaisons multiples (et équivalents non paramétriques) (v. 3.3 dans EC, 2005b). Le choix du test se fonde sur les trois éléments décrits ci-dessus, de même que sur la satisfaction des hypothèses de normalité et d’homoscédasticité.

Une étude très préliminaire peut n’employer qu’un seul échantillon de sol d’essai (sol de sitecontaminé ou susceptible d’être contaminé) et un échantillon de sol de référence, sans répétition. Il suffit souvent d’examiner les résultats ainsi obtenus pour concevoir des études plus approfondies. En théorie, on pourrait effectuer une évaluation préliminaire à partir d’échantillons provenant d’un grand nombre de lieux d’échantillonnage, mais sans réplicats prélevés sur le terrain ou sans réplicats de laboratoire (intra-échantillons), dans le but, notamment, de repérer un nombre réduit de lieux d’échantillonnageméritant une étude plus approfondie. Dans ce cas, les possibilités d’analyse statistique seraient limitées (EC, 2005b).

Une étude de sol plus traditionnelle supposerait le prélèvement de réplicats en plusieurs endroits et de manière identique, puis la comparaison des résultats pour ces réplicats et pour ceux d’un seul sol de référence ou sol témoin négatif. Il existe plusieurs pistes d’analyse, selon le type et la qualité des données. Dans les études portant sur des lieux multiples, le type de réplicats (prélevés sur le terrain ou de laboratoire) influerait sur l’interprétation des résultats. Si des réplicats prélevés sur le terrain et des réplicats de laboratoire (répétitions) ont été mis à l’essai, on devrait consulter un statisticien pour connaître les choix d’analyse. Si l’essai portait seulement sur des réplicats de laboratoire, il serait difficile de tirer des conclusions statistiquement robustes au sujet des écarts dus aux lieux d’échantillonnage (v. 5.1). Les réplicats de laboratoire n’indiqueraient que les différences éventuelles, entre échantillons, qui seraient supérieures à la variation de base dans les procédures intralaboratoires de préparation et d’exécution de l’essai. La variation associée au lieu d’échantillonnage ne serait pas vraiment évaluée dans l’analyse statistique, mais elle contribuerait aux différences éventuelles dans les résultats de l’essai connexes au lieu d’échantillonnage.

Si on souhaite comparer les résultats obtenus avec les réplicats prélevés à chaque lieu d’échantillonnage à ceux obtenus avec le sol de référence, divers essais sont recommandés, selon que les échantillons présentent un gradient d’effet ou non et que le nombre de réplicats est égal ou inégal (v. section 3 dans EC, 2005b).

Dans une étude comportant des lieux d’échantillonnage multiples, l’expérimentateur pourrait vouloir savoir quels échantillons provenant de divers lieux d’échantillonnage ont produit des résultats statistiquement différents, soit entre eux, soit par rapport à l’échantillon ou aux échantillons de sol témoin négatif ou de référence. Cela peut être le cas lorsque les échantillons sont prélevés à des distances de plus en plus grandes d’une source ponctuelle de contamination et que l’expérimentateur souhaite savoir quels lieux d’échantillonnage présentent une toxicité passablement plus élevée (d’après les échantillons) et nécessitent donc plus particulièrement une décontamination. Il convient de suivre les conseils fournis dans les sous-sections 3.1, 3.3 et 7.5 de EC (2005b), où on trouve par ailleurs d’autres détails, des tests de rechange et des tests non paramétriques.

5.6.2 Analyse de puissance

La possibilité d’obtenir des faux positifs (soit de conclure qu’un site non contaminé est contaminé - erreur de type I) ou des faux négatifs (soit de conclure qu’un site contaminé est non contaminé - erreur de type II) constitue un aspect crucial d’un plan d’expérience. Les chercheurs, habituellement prudents quand ils choisissent le degré de signification statistique (α) pour tolérer les faux positifs (erreurs de type I), le fixent généralement à p = 0,05 ou 0,01. Le plus souvent, lorsqu’ils se conforment à un plan d’expérience précis, ils ne tiennent pas compte du lien entre puissance, variation et amplitude de l’effet et omettent de préciser la valeur de l’erreur de type II. Plusieurs facteurs peuvent avoir une incidence sur la puissance statistique, dont les suivants :

On trouvera de plus amples explications et des conseils au sujet des erreurs de type I et II dans EC (2005b).

L’analyse de puissance peut être utilisée a priori pour déterminer l’ampleur de l’erreur de type II et la probabilité d’obtenir des faux négatifs. On peut également s’en servir pour confirmer le nombre requis de réplicats (prélevés sur le terrain et de laboratoire) pour des études subséquentes selon la présente méthode, ou pour choisir de futurs lieux d’échantillonnage. Il est toujours prudent de prévoir dans le plan d’étude le plus grand nombre de réplicats qu’il est possible de prélever des points de vue économique et logistique (v. 5.1), ce que l’analyse de puissance aidera à déterminer. On peut également trouver des conseils au sujet de l’analyse de puissance dans EC (2005b).

Dans les domaines scientifiques fondés sur la recherche, l’analyse de puissance est particulièrement utile au moment de l’établissement du plan d’expérience préliminaire (Hoenig et Heisey, 2001; Lenth, 2007; Newman, 2008). Ainsi, on exécute un essai exploratoire afin de déterminer l’écart type approximatif (variation) et de diagnostiquer les problèmes qui risquent de surgir dans l’exécution de l’essai en général. D’autres facteurs de l’analyse de puissance, comme l’amplitude de l’effet et le nombre de répétitions, peuvent ensuite être envisagés en regard de l’écart type en vue d’optimiser le plan d’expérience définitif (p. ex., le nombre de réplicats nécessaires pour détecter un effet d’une certaine amplitude).

Dans la mise au point de méthodes d’essai normalisées, l’analyse de puissance a pour objectif premier l’optimisation du plan d’expérience (ou du moins l’estimation de la puissance du plan en cours)Notes de bas de page107. Toutefois, il faudrait généralement prendre en considération un ensemble de données nettement plus étoffé qu’une seule estimation de la variation et de l’amplitude de l’effet. Par exemple, les spécialistes des méthodes d’essai pourraient recueillir un grand nombre d’estimations de la variation auprès de différents laboratoires et à partir de différents scénarios de contamination (Thursby et coll., 1997; Van der Hoeven, 1998; Denton et coll., 2011). Les essais normalisés sont souvent employés à des fins de surveillance ou d’application de programmes réglementaires, lesquels peuvent préciser l’amplitude de l’effet (p. ex., 25 %) à détecter (MEA, 2007).

On a procédé à une analyse limitée de puissance pour deux espèces de collemboles auxquelles s’applique la présente méthode, soit F. candida et P. minuta. En utilisant uniquement le paramètre de la reproduction, on a estimé la variation à partir des données d’essais courants d’un laboratoire (F. candida : n = 47) ou des données de validation de la méthode (P. minuta : n = 95). Pour évaluer l’efficacité de ce test, on a examiné la relation entre le nombre de réplicats, la puissance, la variation et l’amplitude de l’effet. Plus précisément, l’amplitude de l’effet détectable a été établie à 45-50 %Notes de bas de page108,Notes de bas de page109, mais un ensemble de données plus large provenant d’un plus grand nombre de laboratoires donnerait une estimation plus représentative de cette amplitude. Les laboratoires devraient déterminer la valeur probable de la puissance et de l’amplitude de l’effet pour chaque projet ou essai. Si des effets d’une amplitude moindre sont nécessaires ou souhaitables, prière de communiquer avec l’UEAM (méthods@ec.gc.ca) ou de consulter un statisticien pour discuter de plans d’expérience de rechange.

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