Intégration des données

Cette étape mène à la détermination de l’indice. Afin de fournir plus d’information sur le

potentiel toxique des sédiments, la contribution relative de chacune des phases d’exposition au

potentiel toxique global (i.e., score SED-TOX) est d’abord déterminée par le calcul de la

moyenne pondérée de la toxicité phasique (WAPT), à partir des FAC, du nombre de paramètres

d’effets faisant partie de la batterie (N), et des facteurs de sensibilité attribués aux phases

d’exposition composant la batterie (a - d). Par défaut, toutes les phases ont un facteur de

sensibilité de 1, à l’exception de l’extrait organique qui a un facteur de 0,1 en raison de sa plus

grande sensibilité (i.e., a, b, et c = 1, d = 0,1).

Ensuite, pour chaque échantillon de sédiments, on fait la somme des WAPT et cette dernière est

divisée par le facteur de redondance de la phase, pour obtenir la moyenne cumulée de la toxicité

phasique (CAPT) :

WAPTEI WAPTSH WAPTSE WAPTEO

CAPT = (

EI EI

N

FAC

a∑

+

SH SH

N

FAC

b∑

+

SE SE

N

FAC

c∑

+

EO EO

N

FAC

d∑

) (7)

r

Le facteur de redondance réfère à la composition de chacune des phases faisant partie de la

batterie bioanalytique. Deux phases sont considérées redondantes si elles sont constituées de

compartiments sédimentaires (Figure III.3) identiques. C’est le cas pour l’extrait organique et le

sédiment entier, qui comprennent chacun les compartiments x, y et z. Le facteur r est calculé par

la valeur cumulée des combinaisons qu’on retrouve dans chacune des phases. Ainsi, l’EO et le

SE, prennent, dans le calcul de r, une valeur de 1, alors que l’EI qui ne comporte que la

composante x a une valeur de 0,33, et le SH, qui contient les phases x et y, a une valeur de 0,66.

Par exemple, dans le cas d’une batterie constituée de bioessais réalisés sur l’EI, la phase SH, l’EO

et le SE, le facteur r équivaudrait à 3 (où EO = 1, SE = 1, et EI + SH = 1).

Tel qu’illustré par la formule du CAPT (7), l’intégration des données dans le calcul de l’indice

SED-TOX combine deux méthodes : la somme et la moyenne des réponses toxiques.

Intuitivement, plus le nombre de paramètres d’effet affectés est élevé, plus l’échantillon a le

potentiel de causer des dommages toxiques chez les organismes et populations exposés. Il est

reconnu que cette façon de faire présente des biais. En effet, ces deux méthodes (somme et

moyenne) transforment les chiffres élevés en chiffres faibles. En additionnant les réponses, par

exemple, il peut arriver qu’un échantillon avec un score très élevé pour l’EO présente un indice

similaire à un autre échantillon qui aurait affecté plus d’un paramètre d’effet mais de façon plus

modérée. L’introduction de tels biais est inévitable lorsqu’on cherche à intégrer toutes les

données d’une étude dans une seule valeur. Cela met en évidence les limites d’un indice tel que le

SED-TOX et souligne l’importance de l’interprétation non seulement au niveau de l’indice global

mais également à celui des résultats qui le composent.

Enfin, l’indice est calculé pour chaque échantillon de sédiment, à partir du CAPT et du nombre

de phases sédimentaires ayant révélé une réponse toxique (n). Le facteur n peut varier entre zéro

(0) (i.e., réponses non toxiques dans toutes les phases sédimentaires) et quatre (i.e., effets

toxiques notées dans toutes les phases). L’indice SED-TOX se calcule comme suit :

SED-TOX = log10

[1+n(CAPT)]

(8)

Le produit du facteur n et du CAPT s’appelle l’ «empreinte toxique » (également appelée

« toximesure »). L’inclusion du facteur 1 dans la formule sert à assurer que le SED-TOX prend

une valeur de zéro (0) lorsque aucune toxicité n’est décelée dans les bioessais. Puisque l’indice

SED-TOX est une expression en log10, un incrément de un (1) se traduit en une augmentation de

l’empreinte toxique par un facteur de dix (10). Les empreintes toxiques peuvent être combinées

pour calculer une charge toxique sectorielle pour un site ou un secteur.

Pour faciliter la comparaison des scores SED-TOX parmi un groupe de sites ou de

secteurs, et rendre l’indice plus informatif pour les gestionnaires, une échelle discriminante est

proposée. Les empreintes toxiques sont alors classées selon quatre catégories de potentiel

toxique: classe marginale : classe « sous la limite de détection », classe marginale: 1−9, classe

modérée : 10−99, et classe élevée : > 99. Les classes « marginale » et « élevée » ont été définies à

partir des résultats obtenus lors de l’application du SED-TOX à des sédiments marins (voir

Chapitre V). Ces valeurs ont été déterminées en prenant, pour l’ensemble des bioessais

composant la batterie, la plus petite et la plus grande valeur de toxicité mesurée pour chaque

essai, en intégrant ces valeurs (minimales, dans le cas de la classe marginale, et maximales, dans

le cas de la classe élevée) dans l’indice et en calculant l’empreinte toxique pour ces scénarios de

toxicité minimale et maximale.

CHAPITRE QUATRE

MISE AU POINT D’UN ESSAI DE GÉNOTOXICITÉ SUR

EXTRAITS ORGANIQUES DE SÉDIMENTS

La problématique des effets chroniques résultant d’actions chimiques sur le matériel génétique

des organismes est de plus en plus considérée dans les évaluations de qualité des sédiments. Ces

évaluations sont habituellement réalisées sur des matrices liquides. Pour diverses raisons (i.e.,

sensibilité, simplicité, résultats, paramètres d’effet, polyvalence et coût), seulement quelques

essais ont reçu une attention particulière. Le SOS Chromotest (E. coli PQ37), le Mutatox4 (V.

fischeri M169) et le test d’Ames-fluctuation (Salmonella typhimurium TA98 et TA100) sont

parmi les plus utilisés en génotoxicologie environnementale.

Afin d’obtenir une matrice sédimentaire liquide compatible pour la réalisation des tests de

génotoxicité, on peut faire appel à l’eau interstitielle, à des lixiviats, ou encore à des extraits

organiques. Ces derniers sont généralement utilisés pour évaluer le potentiel toxique de

contaminants tels que les HAP et les BPC, qui sont hydrophobes et généralement liés aux

particules sédimentaires.

Pour l’obtention d’extraits, les sédiments sont a priori généralement soumis à des étapes

d’extraction, de concentration et de fractionnement (ECF) à l’aide de solvant(s) organique(s)

permettant de réduire la complexité de la matrice sédimentaire à des fractions chimiques

distinctes. Celles-ci sont ensuite soumises aux bioessais et peuvent être ensuite soumises à

l’analyse chimique dans le but d’en identifier les substances génotoxiques.

Plusieurs approches décrites dans la littérature ont fait appel au couplage de techniques ECF et

d’un bioessai pour estimer le potentiel génotoxique de sédiments (White et al., 1998a,b; Balch et

al., 1995; Gagné et al., 1995; Gagné et Blaise, 1995; Hoke et al., 1994; Marvin et al., 1994; Ho et

Quinn, 1993; Fernández et al., 1992; Grifoll et al., 1992; Johnson, 1992a; Langevin et al., 1992;

Holoubek et al., 1990; Grifoll et al., 1990; Metcalfe et al., 1990; West et al., 1986). Cependant,

aucune de ces approches n’a été validée au niveau de la variabilité intra-laboratoire des résultats.

Leur adéquation pour une utilisation « routinière » n’a donc pas été démontrée. Dans un

processus de validation, la variabilité inhérente à la méthode doit être évaluée et considérée lors

de l’interprétation des résultats (ASTM, 1992). Cette variabilité peut résulter d’un certain nombre

de facteurs (e.g., erreurs aléatoires inévitables, analyste, calibration de l’équipement, la

température et la qualité du solvant). Par ailleurs, il peut y avoir un manque de contrôles, autant

négatifs (i.e, relativement exempts de contaminants) que positifs (e.g., sédiments certifiés du

Centre National de Recherche du Canada), pour relativiser le potentiel génotoxique de sédiments

inconnus. La comparaison à des sédiments de référence est aussi requise pour l’interprétation des

données. L’analyse de ces extrêmes (i.e, contrôles négatifs et contrôles positifs) permettrait, entre

autres, de déterminer les conditions à partir desquelles les tests de dépistage de génotoxicité ne

sont plus fiables (Cairns, 1988; Chapman, 1995) et d’évaluer l’efficacité des méthodes

d’extraction pour les contaminants organiques de la matrice sédimentaire.

L’objectif de ce chapitre est de proposer une méthodologie simple et efficace pour estimer le

potentiel génotoxique de sédiments à partir d’extrait organiques. Elle peut également être

considérée dans le calcul de l’indice SED-TOX (voir Chapitres V et VI). Elle fait intervenir des

techniques d’ECF qui permettent de séparer la matrice sédimentaire en trois fractions

organiques : i) l’extrait brut ou non fractionné (désigné F0), ii) la fraction renfermant les

macromolécules de poids moléculaire supérieur à 800 unités de masse atomique ou uma

(désignée F1), et iii) la fraction contenant des molécules de poids variant entre 250 et 800 uma

(désignée F2).

Leur potentiel génotoxique est alors comparé à l’aide de trois bioessais de génotoxicité : a) le

SOS ChromotestMC, b) le MutatoxMC, et c) le test Ames-fluctuation. Ceux-ci sont également

comparés pour leur sensibilité, potentiel de discrimination et autres critères scientifiques et

pratiques.

4.1 JUSTIFICATION DES MÉTHODES, SOLVANTS ET MATÉRIEL EMPLOYÉS

Dans le document Développement d'outils écotoxicologiques pour l'évaluation de sédiments (Page 84-89)