L'ensemble des informations et des données de cette rubrique proviennent majoritairement des revues bibliographiques effectuées par Johnson et al. (2007) et Mummert et al. (2003). Cette rubrique a pour objectif de présenter la diversité des données de toxicité aiguë plus que d’effectuer un recensement exhaustif des données existantes. Ces données ne sont d’ailleurs présentées qu’à titre indicatif, les données de toxicité chronique étant nombreuses. Pour plus d’information, le lecteur pourra notamment se rapporter au document de l’US EPA (1999). Les références bibliographiques aux auteurs sont citées pour permettre un accès direct à l’information scientifique mais n’ont pas fait l’objet d’un nouvel examen critique par les rédacteurs de la rubrique. Il est important de rappeler que la toxicité de l’ammoniac vis-à-vis des organismes aquatiques est étroitement liée à sa spéciation chimique. Cette spéciation est contrôlée principalement par le pH, la température et la composition ionique du milieu (Environment Canada, 1993). C’est pourquoi, en 1999 l’US EPA a réévalué la toxicité de l’ammoniac en tenant compte de la forme chimique de l’ammoniac, ionisée ou non ionisée, et exprime les résultats sous la forme d’azote total à pH 8 et 25°C. Toutefois, de la même manière que le travail réalisé par Johnson et al. (2007) et afin de conserver l’homogénéité des résultats avec la littérature scientifique, il a été décidé, dans ce chapitre d’exprimer les résultats en mg.L^-1 d’azote sous la forme NH₃ (N-NH₃).Les résultats donnés ci-après sont calculés sur l’ensemble des essais réalisés et indépendamment de leur recevabilité, en utilisant la moyenne géométrique des résultats lorsque plusieurs essais sont disponibles pour une même espèce.

Paramètres d’écotoxicité aiguë:
Sur l’ensemble des données, la moyenne géométrique des CE(L)₅₀ de l’ammoniac pour les organismes aquatiques est de 0,94 mg.L^-1 (N-NH₃) avec un minimum de 0,030 mg.L^-1 et un maximum de 22,32 mg.L^-1. Les données recueillies se répartissent selon une distribution statistique log-normal. Il est à noter qu’aucune valeur anomale n’a été observée. Selon ces données, 5 % des CL₅₀ sont inférieures à 0,127 mg.L^-1 (intervalle de confiance à 95 % : 0,08 – 0,187 mg.L^-1). La toxicité de l’ammoniac vis-à-vis des organismes dulçaquicoles semble similaire à celle des organismes marins, la moyenne géométrique des C(E)L₅₀ pour ces deux groupes est respectivement de 0,85 et 1,14 mg.L^-1 (N-NH₃). La différence de sensibilité dans ce cas semble davantage liée aux essais réalisés qu’à des différences biologiques.
Les algues sont relativement peu sensibles avec des CE₅₀ comprises entre 2 et 17 mg.L^-1 (NH₃) pour les algues dulçaquicoles et marines respectivement.
Vis-à-vis des invertébrés, la moyenne géométrique des C(E)L₅₀ est de 0,85 et 1,14 mg.L^-1 (N-NH₃) respectivement pour les organismes dulçaquicoles et les organismes marins. Toutefois, les stades précoces (embryo-larvaires et juvéniles) des échinodermes marins et mollusques dulçaquicoles (i.e. Unionidae) ou marins semblent des maillons particulièrement sensibles à l’ammoniac avec des CL₅₀ minimaux de 0,03 mg.L^-1 (N-NH₃).
Enfin, les poissons dulçaquicoles et marins font partie des organismes les plus sensibles avec des CL₅₀ moyennes de 0,85 et 1,14 mg.L^-1 respectivement.

Algues:
Il existe relativement peu de données sur la toxicité de l’ammoniac vis-à-vis des algues. Vis-à-vis des organismes dulçaquicoles, Przytoca-Jusiak, (1976, cité par Johnson et al., 2007) indique que la CE₅₀ 5 jours pour Chlorella vulgaris est de 2 mg.L^-1 (N-NH₃) en utilisant pour critère d’effet l’abondance. Vis-à-vis de la diatomée marine, Phaeodactylum tricornutum, une CE₅₀ 1,5 heures de 17 mg.L^-1 (N-NH₃) est obtenue en utilisant l’activité photosynthétique comme critère de toxicité (Azoz et Goldman, 1982, cités par Johnson et al., 2007). D’autres valeurs existent dans la littérature, mais les résultats sont limités et souvent contradictoires. Toutefois, ces données semblent indiquer que les espèces végétales tolèrent mieux l’ammoniac que les invertébrés ou les poissons.
Invertébrés:
Vis-à-vis des invertébrés, la moyenne géométrique des C(E)L₅₀ de l’ammoniac est de 1,156 mg.L^-1. Elle est de 1,199 et 1,100 respectivement pour les invertébrés dulçaquicoles et les invertébrés marins.
Pour les organismes dulçaquicoles, la moyenne géométrique des C(E)L₅₀ est de 4,04 (1,72 – 10,13), 3,32 (2,4 – 4,6), 1,46 (0,963 – 2,21), 1,42 (0,210 – 22,315), 1,2 et 0,518 (0,159 – 2,373) mg.L^-1 (N-NH₃) respectivement pour les insectes, rotifères, les annélides, les crustacés, les plathelminthes et les mollusques. La variabilité des résultats est liée aux conditions physico-chimiques des milieux d’essais influençant la concentration en NH₃ mais également à la sensibilité particulière de certains stades de développement. Ainsi, par exemple, les stades embryo-larvaires et juvéniles des mollusques bivalves (i.e. Corbicula fluminea, Lampsilis fasciola, Utterbackia imbecillis, Villosa iris) sont particulièrement sensibles à l’ammoniac. De même, en eau de mer, la moyenne géométrique des C(E)L₅₀ est de 8,6, 1,96 (0,07 – 12,78), 1,18 (0,13 – 3,5) et 0,041 (0,03 – 0,057) mg.L^-1 (N-NH₃) respectivement pour les rotifères, les mollusques, les crustacés et les échinodermes. Tout comme pour les organismes dulçaquicoles, les mollusques bivalves (Ruditapes philippinarum) ou gastéropodes (Haliotis rufescens) et les échinodermes (Dendraster excentricus, Strongylocentrotus purpuratus) sont particulièrement sensibles à l’ammoniac.
Poissons:
Les poissons dulçaquicoles et marins sont des organismes sensibles à l’ammoniac. La moyenne géométrique des CL₅₀ est de 0,668 mg.L^-1 (N-NH₃). Pour les poissons dulçaquicoles, les CL₅₀ 96 heures sont comprises entre 0,068 (Oncorhynchus gorbuscha) et 4,3 mg.L^-1 (N-NH₃ ; Clarias batrachus) avec une moyenne géométrique de 0,632 mg.L^-1. Vis-à-vis des poissons marins, ces valeurs sont respectivement de 0,390 (Sciaenops ocellatus), 1,7 (Cyprinodon variegatus) et 0,86 mg.L^-1 (N-NH₃).

Paramètres d’écotoxicité chronique:
En 1998, l’US EPA a effectué une revue bibliographique des données de toxicité de l'ammoniac, reprise dans US EPA (1999). La pertinence et la validité des données ont été évaluées selon l’US EPA (1986) et les normes E1193, E1241 et E1295 de l’ASTM (ASTM, 1997a, b, c). L’US EPA a estimé par régression les concentrations en ammoniac total en termes d’azote induisant 20 % d’effet. Dans son évaluation, l’US EPA (1999) a utilisé les CE₂₀, les CE₁₀ étant majoritairement non significativement différentes des témoins. Dans ce rapport, les CE₁₀ sont donc retenues comme NOEC et considérées comme valides.
De même, les essais effectués par Hickey et al. (1999, Deleatidium sp., NOEC : 0,066 mg.L^-1), Thurston et al. (1984a, Oncorhynchus mykiss, NOEC : 0,07 mg.L^-1), Solbé et Shurben (1989, Oncorhynchus mykiss, NOEC : 0,011 mg.L^-1), Jofre et Karasov (1999, Rana clamitans, NOEC : 1 mg.L^-1) et Alderson (1979, Solea solea, NOEC : 0,066 mg.L^-1) ont été revus et considérés comme valides par Johnson et al. (2007). Ils seront également considérés comme valides dans ce document.
Indépendamment de la qualité des données, en eau douce ou marine, pour l’ammoniac les LOEC vis-à-vis des algues sont comprises entre 0,2 et 3 mg.L^-1. La moyenne géométrique des NOEC pour les invertébrés et les poissons est respectivement de 0,23 et 0,18 mg.L^-1. Plus précisément, pour les organismes dulçaquicoles, la NOEC ou la moyenne géométrique des NOEC lorsque plusieurs données sont disponibles pour un même taxon est de 0,09, 0,18, 0,26, 0,33 et 1 mg.L^-1 (N-NH₃) respectivement pour les mollusques, les poissons, les crustacés, les insectes et les amphibiens. Pour les organismes marins, un nombre inférieur de données est disponible. Dans ce cas, ces valeurs sont de 0,19 et 0,16 mg.L^-1 respectivement pour les poissons et les crustacés.

Algues:
Vis-à-vis des algues dulçaquicoles et marines, deux LOEC ont été répertoriées. La première a été obtenue en milieu dulçaquicole sur une population mixte d’algues et la seconde sur des diatomées benthiques en milieu marin. Dans ces essais, les LOEC croissance sont respectivement de 3 et 0,2 mg.L^-1 (N-NH₃) pour des durées d’exposition de 14 et 10 jours.
De ces deux données, seule la LOEC en milieu dulçaquicole a été validée par Johnson et al. (2007). Cette valeur a été obtenue dans une étude en mésocosmes ne comportant qu’une seule concentration. Pour l’évaluation du risque de l’ammoniac faite dans ce document, cette dernière donnée ne sera pas retenue compte tenu de la durée d’exposition et du critère mesurée (LOEC). Toutefois, cette étude montre que, comme dans les études de toxicité aiguë, les algues sont moins sensibles à l’ammoniac que les invertébrés. Cette observation est cohérente avec le fait que l’ammoniac peut être une source d’azote pour de nombreux végétaux.
Invertébrés:
Indépendamment de la validité des données vis-à-vis des invertébrés, la moyenne géométrique des NOEC de l’ammoniac est de 0,24 et 0,16 mg.L^-1 (N-NH₃) respectivement pour les organismes dulçaquicoles et les organismes marins.
Vis-à-vis des organismes dulçaquicoles, 9 NOEC ou CE₁₀ ont été validées par l’US EPA (1999) ou par Johnson et al. (2007) dont 6 sur crustacés, 1 sur insecte et 2 sur mollusques. Ces valeurs sont comprises entre 0,026 (Musculium transversum, Sparks et Sandusky, 1981) et 1,118 mg.L^-1 (Ceriodaphnia dubia, N-NH₃). La CE₁₀ de 0,283 mg.L^-1 (N-NH₃) obtenue par Anderson et al. (1978) sur Musculium transversum et la CE₁₀ de 0,038 mg.L^-1 obtenue sur Hyalella azteca (N-NH₃, Borgmann, 1994) ne pouvant pas être validées, la plus faible NOEC 29 jours validée au niveau de l’espèce est de 0,066 mg.L^-1 (N-NH₃). Cette valeur, obtenue par Hickey et al. (1999) sur Deleatidium sp., semble toutefois peu protectrice par rapport aux résultats obtenus dans d’autres études chroniques, mais également par rapport à des mesures de CL₅₀ long terme sur d’autres mollusques (Lampsilis cardium, CL₅₀ 10 jours 0,05 mg.L^-1 N-NH₃, Newton et al., 2003).
Pour les organismes marins, dans leur étude de 2007, Johnson et al. ont validé la LOEC croissance 42 jours de 0,1 mg.L^-1 (N-NH₃), correspondant à une CE₂ sur la crevette Macrobrachium rosenbergii (Wickens, 1976). Cet essai a été réalisé en flux dynamique avec un suivi analytique de la concentration en ammoniac. Dans cette étude, l’auteur exprime les concentrations en ammoniac en N-NH₃. Cette valeur sera donc retenue également comme valide pour l’évaluation des risques faite dans ce document.
Boardman et al. (2004) ont exposé à l’ammoniac des larves de Palaemonetes pugio durant 7 jours. Les essais sont réalisés en semi-statique avec renouvellement journalier du milieu dans des aquariums d’un litre. Durant l’essai, les animaux sont nourris 2 fois par jour avec des nauplii d’artémie. Les essais sont réalisés dans de l’eau de mer synthétique à une température de 25°C, une concentration en oxygène dissous supérieure à 4 mg.L^-1, un pH de 8,2 ± 0,1, et une salinité de 25 ppt. Le nombre de concentrations en ammoniac testées n’est pas indiqué. Pour chaque concentration testée , 4 répliques et un suivi analytique sont réalisés. Dans ces conditions, la NOEC survie et la NOEC croissance sont respectivement de 0,81 et 0,27 mg.L^-1 N-NH₃.
Les essais sont peu décrits et les résultats bruts ne sont pas indiqués. Un suivi analytique est réalisé mais la durée des essais est trop courte. Les résultats sont considérés comme non valides (niveau de validité : 3).

Vertébrés:
Vis-à-vis des poissons, indépendamment de la validité des données, 25 NOEC ou CE₁₀ ont été recensées. La moyenne géométrique de ces valeurs est de 0,17 et 0,19 mg.L^-1 (N-NH₃) respectivement pour les organismes dulçaquicoles et les organismes marins.
Parmi ces valeurs considérées comme valides pour le milieu dulçaquicole, 16 ont été obtenues sur 8 espèces. Les NOEC sont comprises entre 0,05 (Lepomis macrochirus, Smith et al., 1984) et 0,44 mg.L^-1 (Xyrauchen texanus, Fairchild et al., 2005, N-NH₃) avec une moyenne géométrique de 0,160 mg.L^-1 (N-NH₃). Toutefois, Solbé et Shurben (1989) ont montré que l’exposition des premiers stades de vie de la truite arc-en-ciel (Oncorhynchus mykiss) à la concentration de 0,022 mg.L^-1 (N-NH₃) pouvait induire un taux de mortalité important (> 70 %). Seule la NOEC de 0,066 mg.L^-1 (Solea solea, Alderson, 1979, N-NH₃) est disponible pour le milieu marin. Cette valeur, obtenue en utilisant comme critère de toxicité la croissance, a été considérée comme valide par Johnson et al. (2007), l’essai ayant été conduit selon une procédure bien définie, en flux continu avec un suivi analytique des concentrations en ammoniac.
Une étude de toxicité chronique sur amphibien est disponible. La NOEC survie/croissance obtenue est de 1 mg.L^-1 (N-NH₃) vis-à-vis du têtard de la grenouille verte Rana clamitans (Jofre et Karasov, 1999). Johnson et al. (2007) ont considéré l’essai comme valide, ce dernier ayant été conduit selon une procédure bien décrite, en flux continu avec un suivi analytique des concentrations en ammoniac.
Boardman et al. (2004) ont exposé à l’ammoniac trois espèces de poissons marins le Paralichthys dentatus, au stade juvénile, le Cyprinodon variegatus et le Menidia menidia au stade larvaire durant 7 jours. Les essais sont réalisés en semi statique avec renouvellement journalier du milieu dans des aquariums de 0,6 à 2 litres. Les juvéniles ou les larves proviennent de laboratoires ou d’écloseries. Durant l’essai, les animaux sont nourris 2 fois par jour avec des nauplii d’artémie ou des granulés en fonction de l’espèce. Les essais sont réalisés dans de l’eau de mer synthétique à une température de 25°C, une concentration en oxygène dissous supérieure à 4 mg.L^-1, un pH de 8,2 ± 0,1, et une salinité de 25 ppt pour le Cyprinodon variegatus et de 30 ppt pour les deux autres espèces. Le nombre de concentrations en ammoniac testées n’est pas indiqué. Pour chaque concentration testée  4 répliques (Cyprinodon variegatus) ou 3 répliques (Paralichthys dentatus, Menidia menidia) sont réalisées. Un suivi analytique est effectué. Dans ces conditions, la NOEC survie est de 1,07 ; 0,52 et 0,28 mg.L^-1 N-NH₃ respectivement pour le Cyprinodon variegatus, le Menidia menidia et le Paralichthys dentatus. Parallèlement, la NOEC croissance est de 0,28 et 0,39 mg.L^-1 N-NH₃ pour le Cyprinodon variegatus et le Menidia menidia.
Les essais sont peu décrits et les résultats bruts ne sont pas indiqués. Toutefois un suivi analytique est réalisé mais la durée des essais est trop courte. Les résultats sont considérés comme non valides (niveau de validité : 3).

Fairchild et al. (2005) ont exposé à l’ammoniac trois espèces de poissons dulçaquicoles, le Pimephales promelas, le Ptychocheilus lucius et le Xyrauchen texanus au stade larvaire durant 28 jours. Les essais sont réalisés en semi-statique avec renouvellement journalier du milieu dans des aquariums d’un litre. Les larves âgées de 1 jour proviennent de laboratoires ou d’écloseries. Les essais débutent avec des larves au stade nourriture exotrophe (4, 8 et 9 jours après éclosion respectivement pour le Pimephales promelas, le Ptychocheilus lucius et le Xyrauchen texanus). Durant l’essai, les larves sont nourries 2 fois par jour avec des nauplii d’artémie. Les essais sont réalisés dans de l’eau de forage à une température de 19,9 ± 1,0°C, une concentration en oxygène dissous de 7,4 ± 0,8 mg.L^-1, un pH de 8,24 ± 0,01 une conductivité de 660 ± 76 µSiemens.cm^-1, une alcalinité de 245 ± 12 mg.L^-1 (CaCO₃) et une dureté de 273 ± 12 mg.L^-1 (CaCO₃). Les essais sont réalisés à 4 concentrations en ammoniac (2,5 ; 5 ; 10 et 15 mg.L^-1 d’ammoniac total exprimé sous la forme N introduit sous la forme chlorure d’ammonium) plus un témoin. Pour chaque concentration testée, 3 répliques sont réalisées. Un suivi analytique est effectué. Dans ces conditions, les NOECs survie sont de 0,25 ; 0,44 et inférieure à 0,44 mg.L^-1 N-NH₃ respectivement pour le Pimephales promelas, le Ptychocheilus lucius et le Xyrauchen texanus. Les NOECs croissance sont respectivement de 0,25 ; 0,24 et inférieure à 0,44 mg.L^-1 N-NH₃.
Les essais sont relativement bien décrits et un suivi analytique est réalisé. Les résultats sont indiqués pour chaque concentration testée et le taux de mortalité chez les témoins est au minimum de 93 %. Les résultats sont considérés comme valides avec restriction (niveau de validité : 2).
Smith et al. (1984) ont étudié la toxicité de l’ammoniac sur les premiers stades de vie du Lepomis macrochirus. L’essai a été réalisé en flux continu durant une période d’exposition de 30 jours au chlorure d’ammonium. Cinq concentrations et un témoin ont été testés avec 4 répliques. Cinquante embryons (£ 28 heures) ont été utilisés par réplique. Un suivi analytique des concentrations d’essai sous forme d’ammoniac total a été réalisé 2 fois par semaine et les concentrations en ammoniac non ionisé (NH₃) ont été dérivées à partir de celles-ci suivant la méthode de Thurston et al. (1979). La dureté, l’alcalinité et la concentration en oxygène dissous ont été mesurées une fois par semaine. Les éclosions ont été examinées et dénombrées deux fois par jour, les embryons morts étaient retirés des enceintes d’essai. Après éclosion totale (au 3ème jour d’essai), les survivants ont été déterminés une fois par jour, de même que la présence de larves déformées et les individus morts ont été ôtés. Les larves ont été nourries avec des nauplii d’artémia ad libitum 4 fois par jour. Au bout de 14 jours d’exposition, le nombre d’individus par enceinte d’essai a été réduit à 20 individus. A la fin de l’essai, tous les poissons survivants ont été pesés. La NOEC déterminée à partir des concentrations mesurées et par rapport aux poids des individus et au pourcentage de survivants obtenus au bout de 30 jours d’exposition à pH 7,76 ± 0,72 et 22,5°C ± 0,3 est de 1,64 ± 0,29 mg (ammoniac total).L^-1, soit 0,05 ± 0,009 mg (N-NH₃) .L^-1. Le taux de survie des œufs témoins était de 92,5 % à l’éclosion et le taux de survie des larves est de 100 % à la fin de l’essai.
Le protocole d’essai est relativement bien renseigné et globalement satisfaisant avec néanmoins certains paramètres qui s’écartent quelque peu de ceux recommandés par la Ligne directrice 210 de l’OCDE : la température devrait être de 28 °C, la durée de l’essai de 32 jours et la fréquence des apports alimentaires de 3 fois par jour. Par ailleurs, aucune information sur la concentration en oxygène dissous n’est fournie, mais il est indiqué que celle-ci a été contrôlée et mesurée chaque semaine. Compte tenu de ces remarques, l’essai est considéré comme valide sous restrictions (niveau de validité : 2).

Paramètres d’écotoxicité aiguë:
Vis-à-vis des organismes du compartiment sédimentaire dulçaquicole, la moyenne géométrique des CL₅₀ 96 heures sur l’Unionidae Lampsilis cardium est de 0,145 mg.L^-1 (N-NH₃, Newton et al., 2003). Cette valeur est similaire à celle obtenue sur la même espèce en absence de sédiments.

Paramètres d’écotoxicité chronique:
Newton al. (2003) ont exposé des larves de Lampsilis cardium durant 10 jours à l’ammoniac. Les essais sont réalisés en flux dynamique dans des aquariums de 1,2 litres dont le fond est recouvert d’une couche de sable de silice de 1,5 cm puis de 3 cm de sédiment. Deux essais, durant lesquels les animaux ne sont pas nourris, sont réalisés à une température de 21 ± 0,1°C et 21,3 ± 0,1°C, une concentration en oxygène dissous de 7,7 ± 0,1 et 7,8 ± 0,1 mg.L^-1, un pH de 7,9 ± 0,1 et 8,1 ± 0,1, une alcalinité de 90 ± 4 et 75 ± 8 mg.L^-1 (CaCO₃), une dureté de 132 ± 1 et 123 ± 1 mg.L^-1 (CaCO₃) et une conductivité de 3 502 ± 24 et 3 640 ± 41 µS.cm^-1. Six concentrations en ammoniac comprises entre 5,7 et 57,4 mg.L^-1 d’azote total sont testées avec 6 (premier essai) ou 3 (second essai) répliques. Un suivi analytique est réalisé. Dans ces conditions, les CL₅₀, CE_{proportion affectée} et CE_croissance 10 jours sont respectivement de 0,1396, 0,0991 et 0,0762 mg.L^-1 N-NH₃ lors du premier essai et de 0,0932, 0,0712 et 0,051 mg.L^-1 N-NH₃ lors du second essai.
Les essais sont relativement bien décrits mais les résultats obtenus pour chaque concentration ne sont pas indiqués. Un suivi analytique est réalisé. La durée des essais est courte mais est liée notamment à la durée de vie des larves dans les conditions de laboratoire. Le taux de survie des témoins est élevé. Les résultats sont exprimés en termes de CL₅₀. Les résultats sont considérés comme non valides (niveau de validité : 3).

Paramètres d’écotoxicité aiguë:
Pour les organismes terrestres, aucune donnée fiable de toxicité aiguë de l’ammoniac n’a été répertoriée pour une contamination via le sol ou la voie trophique.

Paramètres d’écotoxicité chronique:
Aucune donnée n’est disponible sur la toxicité chronique de l’ammoniac sur les organismes terrestres comme les abeilles, les prédateurs, les parasites, les oiseaux et les mammifères (Santé Canada, 2005). De même, différents auteurs ont étudié la toxicité de l’ammoniac atmosphérique vis-à-vis des plantes. Toutefois, aucune étude fiable concernant l’étude de la toxicité par le sol n’a été répertoriée. Santé Canada (2005) indique que les végétaux utilisent l’ammonium comme élément nutritif, mais de fortes concentrations de ce composé peuvent se révéler toxiques pour ces espèces.