CRITÈRES DE QUALITe DES EAUX

POUR LES POISSONS D'EAU DOUCE EUROPeENS

Rapport sur l'ammoniac et les péches intérieures

préparé par

Le Groupe de travail de la CECPI sur les critères de qualité des eauxpour les poissons d'eau douce européens

COMMISSION EUROPeENNE CONSULTATIVE POUR LES PECHES DANS LES EAUX INTeRIEURES

ORGANISATION DES NATIONS UNIES POUR L'ALIMENTATION ET L'AGRICULTURE

Rome, 1971

echnical Paper No. 11 EIFAC/T11 (Fr)

COMMISSION EUROPEENNE CONSULTATIVE POUR LES PeCHESDANS LES EAUX INTERIEURES

Les documents de la CECPI sont publiés dans quatre séries:

Rapport de la CECPI

Rapport de chaque session, publié en français et en anglais.

Document technique de la CECPI

Des documents scientifiques et techniques sélectionnés comprenantcertains documents de travail présentés aux sessions de la Commissionou de ses sous-commissions. Publiés en français et en anglais.

Document occasionnel de la CECPI

Documents d'intérét général pour la Commission, Publiés dans la langued'origine, soit en français, soit en anglais.

Nouvelles de la CECPI

Notes et commentaires sur les activités de la CECPI et de ses EtatsMembres, de la FAO et d'autres organisations: une tribune pour l'échanged'informations, d'idées et d'expériences.Des exemplaires de ces documents peuvent étre obtenus en s'adressantau:

SecrétaireCommission européenne consultative pour les péches dans les eauxintérieuresDépartement des péchesFAOVia delle Terme di Caracalla00100 Rome, Italie

EUROPEAN INLAND FISHERIES ADVISORY COMMISSION (EIFAC)

EIFAC documents are issued in four series:

EIFAC Report

Report of each session, in English and French.

EIFAC Technical Paper

Selected scientific and technical papers, including some of those contrib-uted as working documents to sessions of the Commission or its sub-commissions. Published in English and French.

EIFAC Occasional Paper

Papers of general interest to the Commission. Published in the languagesubmitted, either English or French.

EIFAC Newsletter

Notes and comments on the activities of EIFAC and its Member Nations,FAO and other organizations: a forum for the exchange of news, ideasand experience. Published in English and French.

Copies of these documents can be obtained from:

SecretaryEuropean Inland Fisheries Advisory CommissionDepartment of FisheriesFAOVia delle Terme di Caracalla00100 Rome, Italy

CRITERES DE QUALITE DES EAUX POUR LES POISSONS D'EAU DOUCE EUROPEENS

Rapport sur l'ammoniao et les pêches intérieures

préparé par

Commission européenne consultative pour les pêches dans les eaux intérieuresGroupe de travail sur les critres de qualité des eaux

pour les poissons d'eau douce europêens

ORGANISATION DES NATIONS POUR L'ALIMENTATION ET L'AGRICULTURERome, 1971

EIFAC Teohnical Paper No. 11 EIFAC/T11

PREPARATION DE CE DOCUMENT

L'historique de la préparation de ce decument est exposé dansl'"AVantPropos" du rapport.Ce document a été préparé par le Groupe de travail sur lescritêres de qualité des eaux de la Commission européenneconsultative pour les pêches dans les eauxintérieures (CECPI).Le rapport est publié dans cette série oti ont été publiés lesquatre premiers rapports du Groupe de travail: "Rapport surles solides finement divisés et les ;Aches intérieures,EIFAC tech.Pap., (Fr)(1):27 Pop 1964; "Rapport sur les valeursextrêmes du pH et les pêches intérieures", EIFAC tech.Pap.,(Fr)(4):24 p., 1968; "Rapport sur la température de l'eau etles pêches intérieures basé essentiellement sur la documenta-tion slave", EIFAC tech.Pap., (6):32 p., 1968; et "Référencesbibliographiques sur les effete de la température de l'eausur le poisson", EIFAC tech.Pap., (8):8 p., 1969.

Référence bibliographique

Groupe de travail de la CECPI sur les critbres de qualité deseaux.pour les poissons d'eau douce européens. Rapport surl'ammoniac et les pêches intérieures. EIFAC tech.Pap., (Pr)(11):13 p., 1971.

AVANTPROPOS

REST=

1. INTRODUCTION

2, MUM DE LA DOCUMENTATION SUR LES EFFEPS DE L'AMMORIAC

Action mortelle directe:

2.1. Donaes de laboratoire

Variables affecta.nt les seuils mortels

SOICIAIRE

+7"e

iv

4

Rasum6 des donates sur la toxicite 4

Salmoniddsb Autreo esptces 5o Toxicit8 de l'ammoniac en pr.6sonoe d'autres poisons 6

2,2, Observations en milieu naturel 6

2.3. Mode d'action toxique 7

2.4. R6actions d'Avitement

2.5. Effets sur les orGanismes alimentaires squatique0 8

3. CONCLUSIONS 8

FIGURES 10

RalAtUiCES11

FAC/T11 iii

Valeur du pHAnhydride carbonique libroOxyghne dissousDuret6 de l'eauAlcalinit8Temp4ratureSalinit6Acolimatation aux faibles concentrations d'ammoniacAutres facteurs

2

2

d.

e

EIFA T

AVANT -PROPOS

Ce rapport constitue le cinquieme document technique sur les criteres de qualite des eaux pourles poissons dleau dauco europeens prepare pour la Commission europeenne consultative pour les pechesdans les eaux intnieures (CECPI), organisation intergouvernementale oomprenant 23 Etats-Membres. LaCommission a concentre see efforts sur l'etablissement de criteres de,qualite des eaux pour les pois-sons d'eau douce europeens depuis sa seconde Session, Paris (1961)_y, ot elle a pris act° de la recom-mandation de la Conference des Nations Unies sur les problemes de pollution des eaux en Europe (1961)tendant A ce que la CECPI prenne l'initiative pour l'etabilissement de oriteres dens ce domaine. Aineiqu'il a été mention/A dans les quatres premiers rapports ?,/, la Commission a approuve que "l'exploita-tion rationnelle d'un system° fluvial exige gulll eoit fourni de l'eau d'une qualite appropriée pourcheque utilisation qui en est faite ou que l'on entend en faire, et que cette qualite sat atteinteou maintenue normalement par le contrele de la pollution. Il etait donc necessaire de connaitre lesnormes requises pour cheque utilisation particuliere, afin de determiner le dogre nécessairo de luttecontre la pollution et de prevoir l'effet probable de déversements plus importante ou nouveaux effluents.On a fait remarquer que les normes de quell-be pour l'eau de boisson ont ete bien definies par l'Organi-sation mondiale de la Santé (OMS) et que pour certaines utilisations agricoles on industrielles desnormes ont aussi &Le definies. Cependant, les criteres de qualite de l'eau pour les poissons n'ontpas reeu l'attention qu'ils meritent. Beaucoup trop souvent on a considere qua l'eau convient bienaux poissons tant qu'il n'y a pas de mortalite evidente pouvant otro attribuáo A des polluants oonnue.La degradation de l'habitat aquatique par pollution et la diminution de la production annuelle et laproduction subsequente de la Oche sont souvent passees inapereues.

Slappuyant sur ces arguments, il a eté decide que la Commission entreprenne l'etablissement decriteres de qualité des eaux pour les poissons d'eau douce europeens. Co travail consistait en unexamen critique de la documentation et, tres probablement, en experiences pour eclaircir les contradic-tions et combler les lacunes des connaissances, suivi par des recommendations visant A fixer les exi-gences desirables pour les organismos aquatiques ou groupes d'organismos varias en ce qui conoerne lesdifferentes qualités de l'eau. Les critbres définitifs devraient etre publies et faire l'objet d'unelarge diffusion."

Pour accomplir cette tache, la Commission a creeà sa Deuxibme Session, un groupe de travail d'ex-perts, ceux-ci étant choisis sur la base de leurs connaissanoes des exigences physiques, chimiques etbiologiques des poissons d'eau douse,europeens. Co Groupe de Travail a prepare un premier rapport surles solides finement divisés et les peches intdrieures, mentionne plus haut, qui a (he soumis à la Troi-sitme Session de la Commission, Scharfling am Mondsee, 1964, où il a reel.' le plein aocord de la Commis-sion. Le rapport sur les valeurs extremes du pH et les peches interieures (voir note 2) a &Le publieau debut de 1968, 8, temps pour etre presente A la Cinquieme Session de la CECPI (Romo, mai 1968) quil'a approuve A l'unanimité.

Outre la revue critique de la documentation sur la temperature de l'eau et les valeurs du pH, laCommission avait decide lors de sa Quatrieme Session Y (Belgrade, 1966) d'dtudier les besoins enoxygene dissous et les substances toxiques, y compris les métaux lourds, les phenols, les insecticideset les herbicides. Apres la Quatritme Session, la FAO a nommé un consultant pour passer en revue ladocumentation mondiale sur les besoins des poissons d'eau douce en oxygen° dissous. Lors de sa Cin-quieme Session (Rome, 1968) 4/, la Commission, re-examinant les priorites des etudes ultérieures a

1/ Voir respectivement: Rapport de la CEOPI, Deuxibme Session, 1962, pages 7-8Nations Unies (1961) Conference aur los problemes de la pollution des eaux enEurope, tenue A Geneve du 22 fevrier au 3 mars 1961.Documents soumis A la Conference, volumes I-III, Nations Unies, Geneve, 600 Po

2/ Rapport sur les solides finement divises et les peches interieures, EIFAC tech.Pap.(Ft) (4):26 p.,1964Rapport sur les valeurs extremes du pH et les 'Aches interieures, EIFAC tech.Pap.(Fr) (4):26 p., 1968Rapport sur la temperature de l'eau et les peches intérieures base essentiellement sur la documenta,tion slave, EIFAC tech.Pap.(Fr) (6):32 p., 1968Références bibliographiques sur les effete de la temp6rature de Peen sur le poisson, EIFAC tech.Pap.(8):8 p.,1969

1/ Rapport de la CECPI, Quatrieme Session, 1966, page 28A/ Rapport de la CECPI, Cinquieme Session, 1968, pages 35-36

EIFAC T1

decide d'entreprendre la revue critique de la documentation sur les effets de l'ammoniac et des phenols.A sa Sixitme Session 2/ (Cracovie, 1970), la Commission a decide de poursuivre la revue critique surles phenols, le cuivre et le zinc et d'entamer des travaux sur les composes du mercure et les cyanures.

Les experts suivanto ont ete designes comme Membres du Groupe de Travail de la CECPI sur les cri-tbres de qualite des eaux pour la preparation du present rapport:

M. J.S. Alabaster (RoyaumeUni) Organisateur du GrouPeProf. T. Backiel (Pologn1Dr. T.B. Hasselrot (SubdeM. R. Lloyd (RoyaumeUni)Dr. V. Nitrovie (Yougoslavie)

Secretariat de la FAO: M. William A. Dill Seeretaire de la CECPI -

M. A. Thorslund Fonctionnaire des Mhos(Pollution des eaux intérieures)

Le present rapport sur l'ammoniac et les peches interieures est en grande partie l'oeuvre de M.R. Lloyd qui a prepare le manuscrit initial, lequel a 4-0) discute par les autres membres du Groupede Travail.

Co rapport sera présenté b. la Septibme Session de la CECPI, qui se tiendra probablement

Amsterdam en 1972.

V Rapport de la CECPI, Sixime Session, 1970? pages 29-33

Ti1

RESUME

_ns l'établissement des critbres de qualite des eaux pour les peches interieures européennes,les Lffets Ae l'ammoniac constituent un important facteur. Les effluents des égoats collecteurs, ceuxde ce4.taines industries et de l'agriculture sont des sources communes d'ammoniac dans l'eau

L'effet nocif de l'ammoniac sur le poisson est lié 5. la valeur du pH ainsi qu'à la temperaturede l'eau, du fait que seule la fraction non-ionisee de l'ammoniac est toxique. La fraction nonioniséeaugmente b. mesure que croissent la valeur du pH et la temperature.

Selon les espbces, la tolerance des poissons A l'ammoniac diffbre legbrement; cette differenceest plus importante lorsque les durées d'exposition sont courtes. Elle n'est cependant pas assezgrande pour justifier Pátablissement de critbres différents selon les espbces.

La concentration toxique la plus basse observde pour les salmonidés est de 0,2 mg i3/1 (non-ionise); d'autres effets toxiques causes par une exposition prolongée ne sont absents qu.avec desconcentrations inferieures A 0,025 mg NH /1 (nonionisé). Les concentrations deammoniac total conte-nant cette teneur d'ammoniac nonionisé rient de 19,6 mg/1 (pH 7,0; 5°C) A 0,12 mg/1 (pH 8,5; 30°C).

Le critbre ne devrait pas etre appliqué aux temperatures inférieures à 5°C ou aux valeurs du pHsupérieures A, 8,5 quand d'autres facteurs doivent etre pris en consideration.

FAC 11

1. INTRODUCTION

La présente revue critique a pour objet de faire le point des connaissances actuelles sur leseffete de l'ammoniac sur les poissons, de determiner la possibilite dletablir des criteres solidespour ce poison et d'indiquer les secteurs ot il est necessaire de proceder A. de nouvelles recherches.L'ammoniac se trouve dans la plupart des eaux comme produit biölogique normal de la degradation desprotéines, bien que les concentrations puissent ttre tres faibles et qu'une conversion ulterieure ennitrate (nitrification) puisse intervenir. La source la plus commune d'ammoniac dans l'eau est proba-blement les égouts ou l'effluent des égouts, particulierement si la nitrification est inhibée dans leostations de traitement, bien que de grandes quantites d'ammoniac puissent ttre produites par certainesindustries: fabrication de gaz, de coke et d'engrais et des quantités considdrables peuvent étre de-versdes dans les fleuves ou les estuaires.

Une autre source est frequemment constituee par l'ensilage et le fuMier et il peut slaccumulerdans les &tangs poiosons pendant l'hiver, comme produit de l'excretion des poissons. Toutefois,l'ammoniac et les sels d'ammonium ont ete utilises pour la fertilisation des etangs d'élevage de pois-sons et pour le contr8le des plantes aquatiques. Bien que l'ammoniac soit oxydé en ni-trate dans leseaux naturelles bien oxygénees, le processus invörse peut avoir lieu ayes de faibles concentrationsd'oxygtne dissous.

Des 1913 on a etabli que la toxicite de l'ammoniac pour le poisson etait notablement affectee parla valeur du PH de l'eau, mais ce nlest qu'en 1947 que Nurhmann, Zebender et Woker ont montre dans uneetude classique que c'etait la fraction nonionisée de l'ammoniac qui etait toxique pour le poissonet que la fraction ionisée était douée d'une toxicité minime ou nulle. Des recherches ultdrieures ontétabli que d'autres facteurs du milieu peuvent affecter la concentration d'ammoniac toxique pour lepoisson et qu'ils peuvent ttre la cause des contradictions relevées dans les premieres donnees.s'ensuit que la complexite du probleme semble avoir empeché l'établissement de criteres efficaces rela-tifs A. ce poison. Les criteres se fondent generalement sur la concentration d'ammoniac total dans l'eau'et ne prennent pas en consideration les effets de la valeur du PH.

Une bonne partie de la documentation publiee avant 1950 a fait l'objet d'une admirable etude cri-tique de Doudoroff et Katz (1950); de nouvelles revues ont ete faites par Marchetti (1961) et Jones(1964). La presente revue suivra le meme plan directeur que celui qui a été adopte pour les solidesen suspension (CEOPI, 1964) et les valeurs extremes du pH (CECPI, 1968); elle s'appuiera en majeurepartie sur des donnees de source europeenne, l'exception des cas ot les donnees sur les 'especes depoissons non europeens peuvent servir de corroboration ou montrer les effete d'une variable pour les-quels on ne dispose pas de bases europeennes. Bien qu'on puisse esperer que la plus grande partie dela documentation a eté passee en revue, les omissions sent inévitables; dans certains cas, des docu-ments peuvent ne pas avoir ete cites, quand il est apparu qu'ils n'apportent pas une contributionSignificative t la somme des connaissances ou quand les donnees fournies sont incompletes. Trop sou-vent, les observations en milieu naturel sur la mortallté du poisson due A. l'ammoniac ne s'accompagnentpas de mesures de la teneur en oxygtne, de la valeur du pH et de la temperature, sans lesquelles lesdonnées.ne peuvent etre compartes t d'autres observations en milieu naturel ou aux resultats d'expe.riences en laboratoire.

Il existe une Certaine confusion dans la terminologde utilisée pour décrire les concentrationsd'ammoniac. Dens la présente revue critique, les termes "ammoniac ionise" (Y114+) et "ammoniac non-ionise" (NH3) seront utilises pour définir les deux états de l'ammoniac, et le terme uammoniacu seréférera aux concentrations combinées d'ammoniac nonionise et ionise + NH4+). Les methodeschimiques d'analyse fournissent les valeurs pour l'ammoniac et la methode utilisée pour calculer lesquantités d'ammoniac nonionise et ionise est indiquee ciapres. Les concentrations d'ammoniac serontexprimees en mg

' 3

2. EWEN DE LA DOCUMENTATION SUR LES EFFETS DE LIAMONIAC

Action mortelle directe

2.1 Donnees de laboratoire

On peut vs-levier qu'unvhausse de la temperature de 10°C double la concentration d'ammoniac non-ionise d'une solution d'ammoniac. On pent aussi montrer que la proportion d'ammoniac non-dissocieaugmente avec l'accroissement de la puissance ionique, l'augmentation par rapport a l'eau distilleeest dlenviron 10 pour cent dans une'ean'ayant-nfie-duieEd d'enviresi-250 ifig/1 eiviimee comme carbonatede calcium et d'environ 25 pour cent dans l'eau de mor.

(7) Recemment, Tabata (1962) a declare que la fraction ionisee de ',ammoniac possede une toxicitédemontrable bien qu'elle no corresponde qu'au cinguantieme de la toxicite de l'ammoniac non ionise°pour les daphnees (Daphnia pulex) et encore moins pour certaines especes de poissons. Ces conclusionsdivergent des données de Downing et Merkens (1955).

(b) Anhydride carbonigue libre

(8) Alabaster et Herbert (1954) ont montré que la toxicite d'une solution de chlorure d'ammoniumpourrait gtre affaiblie en accroissant la quantite d'enhydride carbehigni-libré. se trouvant dens l'eau,qui reduit la valeur du pH, jusqu'a ce que la teneur en anhydride carbonique atteigne un seuil de toxi -cite pour le poisson. Plus recemment, Lloyd et Herbert (1960) ont note un effet secondaire de l'anhy-dride carbonique libre. Ils pensent que ce n'est pas la veleur du pH de l'ensemble de la solution quiimporte dans la determination de la toxicite de ',ammoniac, mais la valeur du pH de l'eau en contactavec la surface des branchies; ceci depend de l'effet que ',anhydride carbonique produit par la respi-ration du poisson a sur la valeur du pH de l'eau, et son ordre de grandeur depend de la concentrationd'anhydride carbonique libre dbja present dans la solution. Si la concentration d'anhydride carboniquelibre dans "'eau est tres faible, les quantites rejetees par le poisson reduiront considérablement lavaleur du pH a la surface des branchies mais ',importance de ce changement du pH decroTtra mesurequ'augmente la teneur de l'ensemble du volume d'eau en anhydride carbonigue libre. Ainsi, dans lesexperiences au sours desquelles les teneurs dlanhydride carbonique libre ambiant sont tres faibles etla valeur du pH eleve (e. la suite d'addition d'hydroxyde d'ammonium ou d'hydroxyde de sodium pour lecontr8le du pH), les temeurs dlammoniao non-ionist tozique peuvent otro oinq foie suptrieuree a cellesqui sont applicables aux eaux pollutes ot la quantitt dianhydride carbonique libre pout Otro Glov6e etla valeur du pH plus basse. Jusqu'ici, cet effet n'a &Le demontre que pour la truite arc -en-ciel(Salmo gairdneri) et son ordre de grandeur pout etre plus faible pour les especes ayant peu d'activiterespiratoire et dégageant done de petites quantites d'anhydride carbonique dans le courant d'eau respi-ratoire,

Variables affectant les seuils mortels

(a) Valeur du pH

Bien qu'on releve tres t8t dans la documentation plusieurs rapports indignant que ',ammoniac estplus toxique dans les solutions alcalines que dans les solutions acides, les bases chimiques ont 6-05établies pour la premiere foie par Wuhrmann et Woker (1948), qui ont montre quo seule la molecule non-ionises etait toxive, la toxicite de l'ammonium &tent minime ou null°. Downing et Merkens (1955) ont

effectué d'autres etudes gui ont confirme que la toxicite de ',ammoniac pouvait etre directement neeh la concentration d'ammoniac non-ionise present.

La formule de calcul du pourcentage d'ammoniac non-ionise present dans une solution d'ammoniacs'etablit comme suit:

Ammoniac non-ionise pour cent . 100 va pKa Logarithme négatif de1-4-anti Ka-H) la constante dlionisa-

tion

Clest ainsi qu'une augmentation de 0,3 de la valeur du pH - de 7 b. 7,3 doublerait la concentra-tion d'ammoniac non-ionise dans une solution d'ammoniac, encore que l'effet soit moindre au-dessus dupH 8,5. La valeur de pKa depend de la temperature et les valeurs de Bates et Pinching (1950) sontindiquees au Tableau 1 et fournies sous forme graphique N la Fig. 1.

Tableau 1. Valeurs du pKa de l'ammoniac pour les temperatures de 5 h 30°C

EIFACT

Temperature °C 5 10 15 20 25 30pKa 9.90 9.73 9.56 9.40 9.25 9.09

EIFAC Ti

(c)

(9) Une réduct a C la de ileau en oxygtne dissous accroft la toxicité de pluaieurs poisonsdu poisson; co phenomene a 'ensbat6 pour l'ammoniac par Wuhrmana (1952) et Downing et Merkens (1955)co deenier montrant que )tion do la teneur de l'eau en o:ey-gne A 50 pour cent de la valeur deealeeeion de l'air réduit le temps de eurvie de plusieurs esp6ces de poissons dans des solutions mor-tellee au tiers de ce qu'il Lat dens lleau aérée. Lloyd (1961 a) a montré que l'effet de faibles con-centretions d'oxyeale sur le seuil de LO 50 pour l'ammoniac (valeur pour laquelle la courbe liant lapériode moyenne de survie A la concentration devient parallAle A l'axe du temps de survie) était supé-rieur A son erCe sur d'autres poisons, et a avancé une hypothbse pour expliquer cette différence etles variations provoquées par l'anhydride carbonique libre dans l'eau. Sur la base de cette hypotnse,on peut calculer que l'effet de faibles teneurs d'oyg'ene dissous sur la toxicité de l'ammoniac dimi-nuera ayes l'augmenation de la teneur en anhydride carbonique libre. En milieu naturel, toutefois,() , une diminution des quantités d'oxygtne dassous est susceptible de slaccompagner d'une augmentationde la teneur d'anhydride carbonique libre et d'une réduction concomitante de la valeur du pH, ce fac-teur pout réduire beaucoup la toxicité de l'ammoniac que la toxicité accrue provoquée par de faiblesquant3t6s d'oxyg'ene. Dens les expériences rapportées ici, les poissons ont été directement tranaférésd'unc eau puyo 4 de° oolutions d'ammoniac ayant une teneur en oxygbne plus faible; A notre connaissance,aucune expérionce analogue avec des poissons déjA habitués A la faible teneur en oxygne dissous n'aété effectuée.

(d) Dureté de l'eau

(10) Wuhrmann et Woker (1955), utilisant des vairons (Phoxinus phoxinus) come Herbert (données nonpubliées dens Herbert, 1961), avec des truites arcencie , ont montré que les variations de la duretéde l'eau n'ont pas d'effet sur la toxicité de l'ammoniac pour ces poissons.

(e) Alcalinité

(11) Dens l'état actuel doe connaissances, l'alcalinité (concentration de bicarbonates) n'affecte latoxicité de l'ammoniac que par le rale qu'elle joue an déterminant la valeur du pH de Peen en liaisonavec la teneur d'anhydride carbonique existent. Cet effet A été décrit sous forme de graphique parLloyd (1961 b).

(f) Temu6rature

(12) On a déjA dit qu'une haucuc de la tempGra4ure entratne 1.'accroissement de la proportion dlammo-niac nonionisé se trouvant dons une solution d'amMoniac (para.6). Woker (1949) a montré que, bienque le temps de survie du chevosna (Squalius cephalus) A un niveau constant d'aMmoniac nonionisé dé-°rotes° avec une hausse de la tempéraLure, le scull de LC 50 demeure le mgme. Des résultats semblablesont été trouvés par Herbert (1962) poni' la truite arcenciel.

(13) Il est cependant possible que ces conclusions ne s'appliquent qu'aux températures supérieUres A1000. Burrows (1964) a montré que pour des températures inférieures, l'ammoniac nonionisé devientnettement plus toxique pour le saumon "chinook (Oncorhynchus tshawytscha) et les récents travaux deBrown (1968) semblent montrer qu'A 300, le seuil LO 50 pour l'ammoniac nonionisé dans le cas de latruite arcenciel eat eaviron la moitié de ce qu'il est A 100C, co qui annullerait l'effet de la tempé-ra4ure our la dissociation de l'ammoniac. Ceci revAL une certaine importance si les concentrationsd'ammoniac s'élAveeit dans les fleuves ou les étangs A carpe en hiver.

(e) elinité'

(14) La toxicit de l'ammoniac pour la truite arcenciel diminue avec une hausse de la salinité allantjusqu'A 30 pour cent de celle de l'eau de mer (concentration approxiMativement isotonique avec le sang)

mais s'accroft loroqu'on atteint une salinité de 100 pour cent par rapport A l'eau de mer (Herbert et

Shurben9 1965) dans des conditions de laboratoire, avec une valeur du pH constante. L'examen des

dona6es mooro que la courbe ablissant une relation entre le seuil LC 50 de l'ammoniac et le log de

la concentraion de l'eau de mer est symétrique aux environs de la concentration isotonique avec lesang du poisson, le email de la solu4ion isotonique &tart un peu plus du double de celui de l'eau douce.

Les constantes de dissociation pour l'annoniac utilisées dans cette étude étaient celles de l'eau douce.

EIFACLT11

(h) Acclimatation aux faibles concentrations d'a moniac

(15) Il est nettement etabli que l'exposition des poissons à des teneurs subletales d'ammoniac accroit

leur resistance ulterieure aux concentrations mortelles (Vamos, 1963; Malacea, 1968; Lloyd et Orr, 1969).

La resistance acquise par la truite dure au minimum un jour mais est perdue aprts trois jours (Lloyd et

Orr, 1969). Aucune des donnees disponibles ne permet une estimation de la concentration maximum h

laquelle les poissons peuvent s'acclimater.

(i) Autres facteurs

Herbert et Shurben (1963) ont montre que la resistance de la truite arcenciel à l'intoxicationpar l'ammoniac demeurait inchangee A des vitessea de nage allant jusqu'A 2 longueurs de corps/sec mais

diminuait ensuite et, qu'h 3 longueurs de corps/sec, le seuil de LC 50 etait 70 pour cent de celui dans

l'eau dormante.

Hemens (1966) a observe que la femelle de-Gambusia affinis etait legtrement plus resistentel'intoxication par l'ammoniao que le mAle, mais que les differences de taille n'avaiernaucun effetsur leur sensibilite.

On a pu confirmer dans une certaine mesure (Lloyd et Orr, 1969) que la manipulation physique despoissons immediatement avant de les exposer A l'ammoniac accroft leur resistance t. ce poison (par. 20).

Resume des donnees sur la toxicite

(a) Salmonides

Penaz (1965) a presente des donnees montrant que les oeufs de truite commune (Salmo trutta v.ario) sont trts resistants t. de courtes expositions (120 mm) dans des concentrations pouvant attein-

dre 50 mg NH3/1 d'ammoniac nonionise h 100C, bien qu'il semble,que l'eclosion soit affectee si lesoeufs sont exposes pendant le.urs derniers stades de developpement. Wuhrmann et Woker (1948) ont observeque le seuil pour le frai de la truite commune etait de 0,3 h 0,4 mg NH3/1 d'ammoniac nonionise.

D'autres experiences de Penaz (1965) sur les alevins de truite commune ont permis d'etablir unLC 50 de 10 heures h 3,60 mg NH3/1 bien que les donnees montrent une mortalite de 60 pour cent dans0,4 mg NH3/1 t. la fin de cette periodo et l'on a pense que cette concentration constituait un seuil.Lloyd et Herbert (1960) ont montre que le seuil LO 50 h la surface des branchies de la truite arcen-ciel etait de 0,49 mg NH3/1, bien qu'il ait fallu des concentrations plus eleves dans l'ensemble dela solution pour atteindre ces taux. Cela explique l'importance des valeurs du seuil LO 50 (1,8 mgNH3/1) trouvees par Merkens et Downing (1957) qui ont utilise de l'eau ayant une trts faible teneurd'anhydride carbonique libre. Pour tenir compte des nombreuses variables differentes affectant latoxicite des solutions d'ammoniac, Lloyd (1961 b) a publie une serie de graphiques t. partir desquelson peut calculer le seuil LO 50 de ce poison pour la truite arcenciel. D'aprts les donnees alorsdisponibles, il existe une correlation etroite entre les valeurs du seuil LC 50 prevues et observees.Toutefois, les recentes experiences de Ball (1967) montrent une valeur de LO 50 d'un jour pour latruite arcenciel de 0,50 mg NH3/1, semblable t. selle trouvee par Herbert et Shurben (1963), de0,50 mg I3/1, et Herbert et Shurben (1965), de 0,49 mg NH3/1, bien qu'un second test ait donne commeresultat un LO 50 d'un jour de 0,70 mg NH3/1. Lloyd et Orr (1969) ont trouve un LO 50 d'un jour de0,47 mg NH3/1 pour la truite arcenciel munie d'une sonde urinaire et maintenue en eau aeree. Cesvaleurs sont inferieures à celles que prevoient les graphiques de Lloyd (1961 b) pour les conditionsexperimentales et on a laisse entendre (Lloyd et Orr, 1969) que les differences de techniques experi-mentales utilisees, telles que la manipulation du poisson immediatement avant le debut de l'experience,peuvent entrainer une variation des resultats. Des valeurs de seuil LO 50 encore plus faibles: 0,2 mgNH3/1 ont ete donnees pour l'alevin de la truite arcenciel par Liebmann (1960) et pour les truitellesarcenciel par Danecker (1964) mais on n'a avance aucune hypothtse quant A. la sensibilite accrue deces poissons, à l'exception du fait que Danecker utilisait du fumier liquide dilue pour produire laconcentration d'ammoniac requise.

EIFA T

La plupart des données sur la toxicité de l'ammoniac pour le poisson mentionnées au par. 20 proviennent de tests qui no se sont étendus que sur quelques joure. Cependant, des tests couvrant unepériode de trois mois avec des lots de 200 truites arc en ciel ont montré qu'une petite proportion dunombre de poissons est tuée par des concentrations inférieures au LC 50 de deux jours; h 0,22 mg1T13/1,la mortalité a été de quinze pour cent, et h 0,11 et 0,06 mg NH3/1, la mortalité a été de cinq pourcent (Water Pollution Research, 1967). D'autre part, on n'a pas relevé de mortalité chez les jeunessaumons "chinook" exposés a. 0,018 mg NH3/1 ou moins pendant une période de six semaines (Burrows,1964), bien qu/on ait observé une certaine hyperplasie de l'épithélium des lamelles des branchies(par. 35).

Les tacons de saumon de l'Atlantique (Salmo salar) en eau douce sont plus sensibles a. l'intoxica-tion par l'ammoniac que la truite arc en ciel de mame taille, ayes un LC 50 d'un jour de 0,28 mg NH3/1(Herbert et Shurben, 1965) mais la différence de sensibilité disparaft pour des taux de salinité accrus.

La valeur du pH des eaux naturelles pouvant ne pas atre constante et montrer une fluctuationdiurne, la teneur en ammoniac non ionisé varie certainement. Le résultat des expériences de Brown,Jordan et Tiller (1969) sur la toxicité de teneurs d'ammoniac en fluctuation est difficile h évaluerdu fait que des concentrations variant entre 1 et foie le LO 50 de deux jours selon un cycle de deuxheures entratnent une mortalité de truites arc en ciel supérieure h ce que l'on pouvait attendre du.seuil LC 50 de deux jours (concentration moyenne), le temps de survie &teat environ deux fois aussilong que celui qui a été constate pour 1A-- fois le LO 50 de deux jours. Sur cette base, on pouvaitdonc supposer que des expositions successives des concentrations mortelles d'ammoniac sont cumula-tives. Toutefois, des fluctuations d'un ordre de grandeur semblable colon un cycle d'une heure produisent une mortalité analogue b. celle d'un LO 50 de deux jours constant, et dans co cas on pourraitpenser que les poissons réagissent h. la valeur moyenne des concentrations d'ammoniac auxquelles ilsont été exposés. On peut expliquer ces résultats différents en disant qu'il faut l'ammoniac unedeux heures pour avoir un effet physiologique sur les poissons (Lloyd et Orr, 1969) et que cela pourraitaffecter les réactions des poissons aux expositions l'ammoniac dans ces conditions expérimentales.Il est nécessaire de procéder h de nouvelles expériences pour déterminer l'effet des variations diurnosde l'ammoniac nonionic/3 sur la survie des poissons, aveo les ohangements de la valeur du pH et detemp6rature qui peuvent se produire dans les eaux, tant naturelles que polluées.

(b) Autres esphces

Une étude récente de Ball (1967) portant sur la toxicité de l'ammoniac pour le gardon (Rutilusrutilus), le rotengle (Scardinius er,y-throph-thalmus), la brame (Abramis brama). et la perche (Perca fluviatilis) montre que les valeurs du seuil LO 50 pour ces espaces, aux températures d'été en GrandeBretagne, étaient respectivement de 0,42; 0,44; 0,50 et 0,35 mg NH3/1 (ammoniac non ionisé) et queles expériences ont dû atre poursuivies de 2;1-j h 4 jours avant de pouvoir estimer le seuil LO 50. Ces

valeurs étaient comparables à celles qui ont été obtenues en 24 heures pour 'la truite arcenciel dansles 'names conditions d'essai.. Par conséquent, bien que ces esphces aient une meilleure résistance quela truite A l'ammoniac pendant des tests de deux jours, leur temps de survie dans 0,73 mg NH3/1 étanthuit fois plus long, le senil LO 50 des cinq espbces était semblable. Ces résultats rendent difficileune comparaison avec les données d'autres expériences lorsque les tests &talent de court° durée, dufait que les temps de survie dans des solutions mortelles peuvent abre affectés par de nombreux facteurs.

Flis (1968 a), utilisant la carpe commune (Cyprinus carpio) dans une eau h. 1100 a constaté 16pour cent de mortalité dans des concentrations d'ammoniac non ionisé de 1,3 mg N1i3/1 pour un essai et18 pour cent dans 0,9 mg NH3/1 pour un autre, sur une période de 10 jours. Dans ces expériences,l'ammoniac a été ajouté sous forme d'hydroxyde d'ammonium et les hautes valeurs du pH de 8,3 et 8,7indiqueraient une faible concentration dlanhydride carbonique libre, si bien que les concentrationstoxiques peuvent atre légarement supérieures 6.. la normale. Dans d'autres tests, où la valeur moyennedu pH était 8,05, Flis (1968 b) a observé une mortalité de 8 pour cent chez la carpe commune en 35

jours a. 0,11 mg NH3/1, bien que pour une seconde série de tests avec.cette concentration, la mortalitéait été nulle. Encore que Danecker (1964) ait estimé qu'une concentration d'ammoniac nonionisé de1,5 mg NH3/1 constitue le seuil mortel pour la carpe commune à environ 16°C, les tests ont duré moinsde deux jours et un nouveau tracé a, partir des données indique qu'une concentrationseuil peut ne pasavoir été atteinte pendant cette période. Vamos (1963) a constaté que la concentration d'ammoniac non-ionisé requise pour que la carpe commune se "renverse" était de 0,5 mg NH3/1 dans des tests ne durant

que quelques heures.

6 Tul

Du fait que Ball (1967) a montr6 que des tests de pluSieurs jours sont requis pour obe.1 , unemesure du seuil LC 50 de l'ammoniac pour les poissons commysis;,dcs tents Tlns conzts mint pen suscep-

tibles de fournir des valeurs dc seuil et il cot par conskamt diffieile d'Ctabliv une comparasonavec les rasultats obtenus pour d'autres espi:cos D'une ma:O.:Ore g6n('rals, sencndant, les sentls to-ques d'ammoniac non-ionis6 your des tesi,s courts poftan sar esp7Jcos von de 0,6 mgli1I3/1

pour la perche et 2 mg NH3/1 pour la carpe et la tanche (Tinca .ince,)9 le shcvesne ct Te vairon sesituant A. un niveau de sensibilit& interm6diaire (Woker et 7diTnmenn, 19503 T,iebmann, 19603 Nobvng,1962; Danecker, 1964; Malacea, 1966).

Par cons6quent, il est probable que lss diversss s»eces de piisconsll asen ont upr; sensi1Jilit6

semblable l'intoxication par l'ammoniac apf7 )Ction prolongs mais nonr de couses 17i;viodcrJcertains se montrent plus rftistants, nots]sfr:slit la ossss (1 la 1senche, Coci pra 1,c ImperLai'L days

des situations ot la teneur d'ammoniac non-ionis6 vale, par suite of, 171yetuattolm de 7a, oonceMsatjond'ammoniac total ou de changements de la valeur 611 pH oa dc la ternsflratuse do l' san cq'6 sopre-

ces peuvent survivre k de fortes concentrations pendant de soertes p6siodos, emi ponoraien. .1,etelles pour des poisSons plus sensibles.

(c) Toxicit6 de l'ammoniac en prasence d'antros poisons

Plusieurs essais ont 616 faits avec la truite arc-en-ciel sur la toxicit6 des malanges d'ammoniacet d'autres poisons. Des exp6riences avec des solutions contenant de l'ammoniac et du cyanure ontmontr6 que la combinaison 6tait plus toxique que chacune des substances (Wnbrmann et Woker 1948).Herbert (1962) a montr6 que le seuil LC 50 d'un m6lange diammoniac et de h;7nol est obtenu quand lasomme des concentrations individuelles, exprim6e comme proportion de lsnse; -.1.c.us de seuil LO 50s6par6es, est 6gale k l'unit6. D'autres tests avec le zinc et l'ammonss (HsAxont et Shurben, 1964)et le cuivre et l'ammoniac (Herbert et Van Dyke, 1964) ont donn6 des rtiulasi semblables en ce sensque la toxicita de chacun des poisons peut's'ajouter de cette maniere. esp-sdast, Brown, Jordan etTiller (1969) ont montr6 que des m6langes de zinc, de ph6nol et d'ammoniac C lesquels la fractionde la toxicit6 totale attribuable au ph6nol et k l'ammoniac 6Lait minime, 61,Jient moins toxiques aueles valeurs pr6vues et il est possible que cette m6thode d'addition des tosiciLOn ne soli pas valablepour de faibles concentrationp de poisons (par. 34)o R6cemment, Vamos et Tasnadi (1967) ont utilis6le sulphate de cuivre pour r6duire la toxicita de l'ammoniac dans les ttangs k carpes c il sembleque les composts de cupro-ammonium forma ne soient pas toxiques, observation oppos6c k celle d'Herbertet Van Dyke (1964) dans des exp6riences en laboratoire.

2.2 Observations en milieu naturel

Bien qu'on ait rapporta de nombreux cas de mortalit6 de poissons A, la suite du dAversement d'am-moniac dans des rivitres ou des fleuves et de l'accumulation d'ammoniac dans les &tangs k carpes, lesdonn6es chimiques disponibles sont insuffisantes pour une corr6lation avec les constatations en labo-ratoire. En outre, il est peu fr6quent que l'ammoniac uoit le seul poison prasent et il est difficiled'6valuer le rale des autres substances toxiques.

Rftement, cependant, Vamos et Taanadla mortalit6 de la carpe dans les &tansz Ation d'anmpniac non-ionis6 atteignait 0avec une concentration d'oxygAne k 2N113/1. Ces observations 6tayent aussid'oxygbne sur la toxicit6 de l'ammoniac pour les poissons. On a rapporté plusieurs antres cas de mor-talita de la carpe commune dans des &tangs où une combinaison de hautes tempCratu2es2 de valeuTs dupH 61ev6es et de forte concentration d'ammoniac existait k un degrt variable, D'une maniere g&n6rale,les conditions mortelles ne persistent que quelques heures et les mesures do la qualit6 de l'eau avantet pendant cette pariode ne suffisent pas k permettre une corr6lation avec les donn6es de laboratoire.Kempinska (1968) recommende de ne pas utiliser l'ammoniac come fertilisant pour les &tangs k poissonssi la valeur du PH de l'eau dtpasse 8,5.

pG1)

Un examen r6cent des donn6es sur la qualit6 de l'eau du systAme fluvial du Trent en Angleterrearland et Hart, communication personnelle) montre qu'on rencontrs des especes de poissons communs

IN ot la concentration moyenne d'ammoniac non-ionis4 pendaaL uns p6riode dim en se situe entre 0,01et 0,04 mg 1TH3/1 (avec des concentrations moyennes d'axygne, di:ssons de e,') :4, 8,5 mg/1). La valeursuparieure est d'environ 10 pour cent celle du senil LO 50 -1,rouv6o ponv l pojoson blanc par Ball(1967).

i (1967) ont fait quelques observations int6ressantes surpoisson. La &-tait consnat6e quaad la concentra-g N113/1 avec un H11-11 d'oxygZne dJ.ssons de 6 mg/1, maisle seuil mortel il'ammoniac so1-lonis6 &tait de 0,2 mgdonn6es de laboratoire concerasnt tleffet des Csablea niveaux

EIFAC/T11

2.3 14520,..9.,,d'aicr_''..6EELP-2.

On a quelquofois déclaré que l'ammoniac agit sur le systtme nerveux du poisson mais ceci estsurtout fondC, sur des données relatives aux mammifbres; plusieurs auteurs ont montré que l'expositiondu poisson avx solutions toxiques d'ammoniac endommage l'épithélium des branchies (Kuhn et Koecke,1956;rBUrrows, 1964; ReichenbachKlinke, 1967; Flis, 1968 a) et Marchetti (1960) ont constaté qu'uneaxposition prolongée au seuils sublétaux d'ammoniac provoque de sérieux dommages caudaux ohez lescarassins (Carassius carassius). ReichenbachKlinke (1967) a aussi décrit certains effets sur le sangde la truite arc en ciel, dans lequel le nombre d'érythrocytes s'abaisse quand l'ammoniac atteint uneconcentration toxique o il considtre que le frai de truite est sérieusament affecté par une concen-tration de 0,27 mg NH3/1. Dans une étude plus compltte des effets de concentrations mortelles etsublétales d'ammoniac sur divers organes de la carpe commune, Flis (1968 b) a établi que les tissussont o6rieusement atteints aprts une exposition de 35 jours une concentration d'ammoniac non ionisédo 0,11 mg NH3/1 qui, bien que non mortelle dans un test, a entran é une mortalité de 8 pour cent lorsd'une seconde expérience. Les dommages atteignant le foie et les reins paraissent &tre associés b. larupture des vaisseaux sanguins. Danecker (1964) signale t la fois des dommages aux branchies et uneh6molyso chez la carpe.

Lloyd et Orr (1969) ont prouvé que l'exposition t des concentrations d'ammoniac supérieures t12 pour cent du scull DC 50 a accru l'absorption d'eau par la truite arc encielo En mesurant leschangements des taux de production d'urine, ils ont montré que le seuil LC 50 était associé à un tauxdlécoulement d'vrine de 12 ml/Kg/h centre un taux normal de 2 ml/Kg/h t. 10,5°C, soit une absorptionsextuplée. Ces conclusions peuvent expliquer la plus grande résistance de la truite arc en ciell'ammoniac nonionisé dans des solutions salines isotoniques (par. 14); la tension imposée par cetteabsorption d'eau aux reins, et l'équilibre en eau du poisson, d'une manitre générale, peuvent expliquerles effete constatés par d'antres auteurs sur le systtme sanguin et les tissus. Lloyd et Orr (1969)pensent en outre que tout facteur affectant l'équilibre de l'eau chez le poisson influence aussi saeensibilitéà l'intoxication par l'ammoniac, ce qui peut gtre la raison de la sensibilité accrue des'poissons ulcérés (Vamos 1963) et des tenons (Herbert et Shurben, 1965).

Les causes de l'accroissement de la perméabilité du poisson A l'eau no sont pas connues. Frommet Gillette (1968) ont constaté une certaine accumulation de l'ammoniac dans le sang des truitee arcen ciel arposées b. des solutions d'ammoniac, bien que les quantités aient été minimes et qu'ellessemblent Otre d'origine endogtne. Il est possible que l'augmentation de la perméabilité ne se produiseque lorsque le mécanisme excrétoire normal est surchargé; Fromm et Gillette (1968) ont montré que laproportion d'ammoniac par rapport t. l'azote total excrété diminue quand augmentent les quantitésd'ammoniac ambient. Dans les solutions ut. les quantités d'ammonias absorbées par le poisson peuventgtre facilement excrétées, on perdre leur toxicité, il n'existe aucun effet nocif, ce qui peut girole cas de concentrations d'ammoniac inférieures t 12 pour cent du seuil mortel. Si l'excrétion dupoisson paseo de l'ammoniac à l'urée b. des températures inférieures t 11°C, comme Burrows (1964) l'a

montr6 pour le saumon chinook, on peut slattendre t une diminution de la résistance t l'ammoniac,ainsi que l'a établi Brown (1968).

Les constatations sur la permanence des dommages causés par de courtee expositions b. l'ammoniacsont contradictoires; Grindley (1946) a signalé que seulement un petit nombre de truite arc en cielflottant le ventre en l'air a survécu aprts son transfert en eau pure, alors que Vamos (1963) a

constaté le contraire pour la carpe et, a observé que les poissons "flottants le ventre en l'air"avaient une meilleure résistance à une exposition ultérieure aux solutions d'ammoniac. Burrows (1964)a exposé des saumons chinook b. de faibles concentrations d'ammoniac pendant six semaines et a observéune hyperplasie progressive de l'épithélium des branchies au cours des premitres quatre semaines; uneexposition ultérieure t 1/eau claire a entratné une guérison de l'épithélium dans une eau à 140C maisnon t. 60C,

2.4 Motions d'évitelen

Jones (1948) utilisant des épinoches (Gesterosteus aouleatus) et Summerfelt et Lewis (1967)utilisant des poissonelune (Lapomis cyanellus) ont observé que ces poissons étaient repoussés Dar dessolutions mortelles dans un réservoir t. gradient. Les poissonslune n'évitaient paz les concentrationsdans lesquelles les poiseons manifestaient des signes évidents de malaise et les épinoches étaientattirés par des seuils sublétaux. Hepher (1959) a observé que la carpe commune évitait les hautesconcentrations locales d'ammoniac aprts leur application comme engrais pour la culture en &tang. Rien

ne semble montrer que les poissons évitent les teneure sublétales de ce poison.

8 EIFACT

2.5 Effets sur les organismes alimentaires aquatiques

Dans une étude extensive des organismes invertébres typiques de certaines zones polluees,

Stammers (1953) a observe que les esptces des zones les plus polluées sont les plus resistantes

l'intoxication par l'ammoniaco En general, tous les organismes étudies se sont montres plus resis-

tants que la truite. Malacea (1966) indique que le LC 50 de deux jours de la Daphnia magna est de

0,66 mg N1I3/1 , ce qui est proche des valeurs obtenues pour la truite.

Il est done improbable que la presence d'ammoniac dans un fleuve t des concentrations inférieu-

res celles qui sont toxiques pour les poissons, affecte de favn negative les organismes alimentai-

res des poissons; cela peut mtme avoir un effet benefique notable sur la productivité et donc sur le

total de la biomasée presente, comme ce peut aussi ttre le cas lorsque des etangs t carpe repivent de

l'ammoniac comme fertilisant.

3. CONCLUSIONS

Il est evident que le principal facteur contralant la toxicité de l'ammoniac est la valeur du pHde l'eau qui, avec la temperature, regit la concentration d'ammoniac nonionise present dans les solu-tions d'ammoniac. De nombreuses experiences de laboratoire de durée relativement courte ont montreque la concentration mortelle d'ammoniac pour un grand nombre d'esptces de poissons se situe dans la

game 0,2 2 mg NH3/1, la truite giant la plus sensible et la carpe commune la plus resistant°. Les

divergences entre les resultats obtenus pour une esptce peuvent refleter des differences d'aresvariables du milieu, telles que la teneur d'anhydride carbonique libre qui peut avoir un effet lézer,mais significatif, sur la toxicite de l'ammoniac, ou provenir de differences de techniques expérimenta-les, telles que la manipulation du poisson. Bien qu'il soit evident que les esptces de poissons

blancs les moins actifs survivent bien plus longtemps dans des solutions toxiques que les salmonides,la difference entre diverses esptces de poisson, de sensibilite aux expositions prolongées est probe.-blement inferieure t la gamme decuplee indiquée cidessus. Il semble par consequent qu'un crittre dequalite de l'eau pour l'ammoniàc fonde sur les normes de la truite no serait pas trop excessif pourdes eaux ne contenant que des esptces de poissons blancs rásistantes.

D'aprts les donnees de laboratoire disponibles, la plus faible concentration toxiaue observeepour les salmonides est de 0,2 mg ITH3/1 pour le frai de truite arcenciel (Liebmann, 1960), avec des

valeurs t peine euperieures pour les tacons de saumon de l'Atlantique (Herbert et Shurben, 1965) etpour la truite arcenciel 30C (Brown, 1968). Il est donc possible qu'un crittre efficace puisse

Ztre bas6 sur cette concentration, bien que le manque de donnees experimentales emptche qu'on puissel'adopter en toute confiance & des temperatures audessous de 100C.

Bien que des concentrations d'ammoniac nonionise inferieures t. 0,2 mg NH3/1 puissent ne pastuer une proportion significative d'une population de poissons, elles peuvent toujours avoir un effetphysiologique ou histopathologique nocif (Flis, 1968 b; Lloyd et Orr, 1969). Les seules observationsde laboratoire sur lesquelles on peut baser un seuil d'effet non nocif sont celles de Lloyd et Orr(1969) qui ont montre que des concentrations inférieures t. 12 pour cent d'un seuil de concentrationmortelle, n!ont pas accru la perméabilité de la truite arcenciel h l'eau. Les constatations serapportent t. une exposition soudaine du poisson 6. des solutions d'ammoniac et il semble qu'une accli-matation 6. des concentrations sublétales puisse se produire, Il est done possible qu'un crittrefonde sur 12 pour cent d'un seuil LC 50 soit trop bas. Cependant, l'acclimatation t des concentra-tions subletales no fait que donner une resistance accrue aux concentrations toxiques et entrainerune reaction physiologique reduite et il est toujours possible que le poisson puisse subir des change-ments histopathologiques nuisibles pendant une exposition prolongée (par. 21 et 32). Il est trtspeu probable qu'une concentration constante d'ammoniac nonionise puisse ttre maintenue dans unsysttme aquatique naturel donne et que le poisson qui a eté affecte se rétablisse quand s'abaisse leseuil d'ammoniac nonionise mais, ce rétablissement peut ne pas se produire dans l'eau froide (par.35).Certaines observations en milieu naturel (par. 31) laissent penser que les ptcheries de poisson blancpeuvent ttre maintenues avec une concentration moyenne d'ammoniac d'environ 10 pour cent du seuil LC 50,avec la presence occasionnelle de seuils plus elevéso Dans l'ensemble, par consequent, une concentra-tion de 0,025 mg 1}I3/1 (12 pour cent du seuil LC 50 de 0,2 mg NH3/1 d'ammoniac nonionise) peut ttrele maximum tolerable par le poisson pendant une longue période. Les concentrations d'ammoniac conte-nant cette quantite d'ammoniac nonionise sont indiquées au Tableau 2 et exprimees sous forme de gra-phique t. la Figure 2.

EIFACT

* Les crittres de ces colonnes peuvent se reveler trop bas stil existe peud'anhydride carbonique libre dans 1/eau.

Les valeurs indiques dans ce tableau sont liées 6. la valeur du pH et 6. la temperature de l'eau;par exemple, quand la valeur du pH de lleau est 8 et la temperature 200C, la concentration totaledlammoniac ne devrait pas dépasser 0,65 mg NH3/1. Il est intéressant de noter que le recent rapportdu "National Technical Advisory Committee on Water Quality Criteria (US Federal Water Pollution Control

'Administration, April 1968)" a conclu qulau-dessus d'une valeur du pH de 8, la concentration totaledlammoniac ne devrait pas exceder 1,8 mg NH3/1, crittre qui ne slecarte pas de ceux qui sont fournispar le Tableau 2. Il convient de souligner cependant que ces concentrations peuvent ajouter 6. latoxicite des autres poisons se trouvant dans 1/eau, bien que de nouvelles recherches soient nécessai -res pour demontrer que ce phenomtne intervient en realité.

Tableaunon-ionise de

2. Concentrations dlammoniac (ITH contenant une concentration d'ammoniac0,025 mg NH3/1

Temperatureoc

Valeur du7,0 7,5 8,0 8,5 9,0* 9,5*

5 19,6 6,3 2,0 0,65 0,22 0,088

10 13,4 4,3 1,37 0,45 0,16 0,068

15 9,1 2,9 0,93 0,31 0,12 0,054

20 6,3 2,0 0,65 0,22 0,088 0,045

25 4,4 1,43 0,47 0,17 0,069 0,039

30 3,1 1,00 0,33 0,12 0,056 0,035

10 E FAC T

23 9.4

9.2

9.5

x 9.00

Fig. 1. Rapport entre la température et les valeurs pKa pour l'ammoniac

9.8

9.6

8.5

8.0

75

TEMPERATURE oC

Fig. 2. Concentrations d'ammoniac total contenant 0,025 mg NH3/1 d'ammoniacnonionisé pour des eaux ayant des valeurs de pH et des températuresdifférentes.

AMMONIAC TOTAL mg NH3/1 (Ech.log.)

0.03 0.1 0.3 1.0 3.0 10.0

FAC/Tll

REFERMas 2-J

Ilabastor, J.S. et D.W.M. Herbert, influenoe of carbon dioxide on the toxicity of ammonia. Natire, Lond.,1931 174., 404-405

Ball, T.,ao, no ::e1:4.1,r. ett2oopitiqi4ioc of some species of '7- ;or fish to poisons - I. .Iimmonia.1967 Rece,rch 1 767-775

Bates, R.G. et C.D. P;uchin.7,, Dtt;sociv.Lien clonnailt LYC auutootw zaimmtic, ,7i,0-50° from E.m.f.-otudies of1950 the ammonium salt of a woair acid. J.Amor.chompSoo., 72, 1393-1996

Drown, V.M02 Tho caloulation (:),:' the acato toxicity of mixtures of poiso to rainbow trout. nA272N,e,-1968 poaroh., 2, 723-733

Brown, V.M., D.H.M. Jor et B.A. Tillor, The aoute toxicity Lo rainbow trout of fluctuatior; concon-1969 tration and mixtures of ammonia, v:),Do7, ;Aid zinc. J.Fish.Biol., A, 1-9

Barvows, R.E., Effoc4s of aconmulatod w:crotory voducts on hatchery-reared salmonids. Res.R- V 01964 Fish.11ildl.Sorv. 66, 1-12

Ces rêférences n'ont pas 6t6 contralées par les Services de la FAO.

Doudoroff, P. et M. Kato, Cdtical roview of litoratwoo on tho tcaloity of industria] wantoc and their1950 oompononts Lo fish. Y..Alhalis, acids and inorganic Gasses. pow.ind.Wastes 22, 1432-1458

DowninG, KJ! et j.C. Horizons, Tho :influonco of disnolvod-oNygon conoouLration on tho ;;omiolty of un-

1955 ionised ammonia ',Aa raiubow tront (Calmo f7,circlup.i7. Richardson). Apn,agpLaiolo, 4,3 243-246

BMW, Uator qualkty criLorla fov Europoan iroshwator fish. Report on finely divided solide and inland1964 Cishovios. EIPAC toch.Pal.., (1)221 P.

EIFAC, Water quality criteria for European freshwator fish. Report on extreme PH values and inland1968 fisherios. EIFAC toch,Pap.. (4)218 po

Flip, Ja, AnatomicohlotopathologiosA changos induood iu carp (CuAtall,9m12 L) by ammonia water.1968R P I. Effects or to=io concoutrationn. Acta Hvdrobiol., 10, 205-224

Fijo, J., Anatomicohistoplathological changos induced in carp (20.21E2 parpio 0 by ammonia water.1968b Effects o? subtoczio concentrations,. Acta Hydrobiol., 10, 225-236

Fromm, P.O. et J.R. Gillette, Effoct of ambiont ammonia on blood ammonia and nitrogen excretion of1968 rainbow tronL (Salmo gal o .:00 Comp.Bioohcm.Phyoiol., 26, 887-896

Grindley, J., Toxicity to ralbow trout and minnows of come substances known to be present in waste

1946 waters dischargod to rivors. Anoe.pkuplolo, 33, 103-112

Hemens, J., The to-zicity of ammonia solutions to the mosquito fish Baird on Girard).

1966 J.Proo.Inst.Sew.Purif., 265-4)71

Hepher, B., Use of aqueoue ammonia in fertilizing fish ponds. B

1959

Herbert, D.W.M., Thurainbow trout1962 Ann.appl.Mol), 2,, 755-777

Hevbcrt, D.U,M. e1 D.,2 Shuxbep, A ereliwinauy eady o the oefeet of physical activity on the re-

1q63 sicLanco oZ rainbow trout (c1,,lno a1rciuoi Riohardou) to two poisons. Ann.appl.Bio1.9321-326

71-8o

4ti1l liquors from the distillation of coal.

11

Danecker, E., Dio Jau, h - eine Anunoni ergiftung. OEt' o1964 55-66

Herbert, D.W,X. et D.S. hbi Tho toxicity to fish of mixtures1964 and zinc. Ans.anpl.Biol 9 -41

Penaz, M., Vliv amoniaku na jikry a pludek pstruha obecheno, 7.utta

1965 47-54

Reichenbach-Klinke, H.H. Untersuchunrson iibor dio Einulrhung d1967 nismus. Arch.Fisch.lass., 17122432

Stammers, H.A., Der Einfluse vea Schwefelvossevotofr und Ammoniák auf1953 Saprobiensystems, Vom Wasser 204, 34-71

'41111

14:

its auf den Fischorga-

eitformen des

, The susceptibility o:..' ,_1:t1 fi .7. -.der estuarine o t»

1965 chloride. Int.J.Aiedat., 2.,

Herbert, DoU.M. et Jollo Van Dyke, The tomiol'ty to finh o:7 imits2oc o: o 'yq1C.ro

1964 zinc-phenol mimturos. Ann.apl.Bio].., ,5:1., 415-121

Jones, J.R.E., A further study of the reactions of fish to toxio solutions. Jo11948

, Fish and River Pollutilm1964:

Kempinska, H., Influence of ammonia fertilL...,s oi sp.Rybna., 20,1968

Kuhn, O. et HA, Koecke, Histologischo and oyologlGoho Vor7krderungm dor Pizichh.eimo aaoh T71956 kung im W ser enthaltoner schadigondor Subsbauson, Z.Zollfexpoch., 43,, 611-643

Liebmann, H., Handbuch der Frischw ser- und Abwasserbiologie. II, 11960

Lloyd, R., Effect of disso1vod-a7ygon concontraLious on tho tomIcity oa: sovoral poisons to '-1. .:Yoo7J

1961a trout (Salmo gairdnorii Richardson)0 J.0...70131o10, 38, 417,155

, Tho tomieiLy of ammonia to AY'i)OW trout (Salmo .0.4c-,. 7.7js o ). Wat.Wast t Jo,1961b 8, 278-279 .

Lloyd, R. et D.W.M. Horbert, Tho influenca a carbon dimAdo on tho toxoity of ua-ionisod ammonia1960 to =Jabots trout (Salmo cairdncrii Richardson). Annoappl.Diolo, ma 521-527

Lloyd, R. et L.D. Orr, Tho diuretic responso by ...:1 3)y :.,out to sub-lethal concentrations of1969 ammonia. Uat.Res., 3, 335-344

Malacea, I., Contributii la ounbasterea actiuni:1 to=ice u cianurilor, amoniacului, morcuru/ui Di1966 arsonulni upra unor spooil do pooti oi a dainict, Studii do protoctia 1 rota anolw,

VII, 2, 751-790

2 Untersuchung n tibor dio Gmrobnung der Fische an hohe Konzentrationen toxischer Sub---7.7e stanzon. Arch.Hydrobiolo, 69

Marchetti, R. Nouvelles 6tudes sur lc' oxicologie (105 poicoons an point de vue du contrale des eaux1960 usSes. Ann.Stat.Centr.Erftrobol.Apol., R, 107

, Biologia e tossicologia OfAlle acque usate. ETASMilano1962

Merkens, J.C. et K.M. Downing, The effect of tom:don a dissolvcd avgcn on tho toxicity of un-

1957 ionized ammonia to several speoies of fish. Anuolool.Diolo, 452 521-527

Nehring, D., Die Giftwirkung ureashaltiger Harnstoff] uf verschiedene Fischarten. Z,771.7c11. 9:1962 539-547

EIFAC T11 1

Vamorl, R.

/963

R.O. et W.H. Lewis, Ropulsion of green sunfish by oertain dhemicals. J.Wat.Pollut.Control rod., 39:2030-2038

Toxioity of ammonia to aquatic: animals uith reference to the effect of PH and oarbondioxide. Bu . Tokai.ro .Pieh.Reo.Labo. 343 67-74

U.S. Foderal Water Pollution Control Administration, Water Quality Cr1968 Tochnical Advisory Committee., U.S. Dept. of the Interior,

Vamos, R. et R. Tcsnadi, AmnIonia poisoning in carp. 3. Tho oxygen content a factor in influen-1967 oing tho.t0ZiG ngli; of ammonia. Acta biol.Sze od, 13: 99-105

Woker, H., Die Tompx2a.ix3bll-

1949 575-579

Wehor, H. et X. Uuhrmann, Dio Lltpfindlichkeit vorschiedener Fisoharten gegenUber Ammoniak, Blausaure

1950 and Phenol. Rov.Suisso de Zool.g 573 548-553.

Wail:man% K., Sur quelques prim:sip:NI de la toxioologie du poisson. Bull.Cent.Belge Et Docum.Eaux, 151

1952 49

Wahrmann, X. et H. Wokor, Etperimontello Untersaoh :.Len tibor die ak- und BlausZurevergiftung.1948 Schweiz Z. drolo, 11: 210-244

g Uber dio Giftwirkungon von Ammoniak- und Zyanidlösungen mit verschiedener Sauerstoff-

1953 spannung und Temperatur auf Finene. Schueis Z. drol., 151 235-260

Wahrmann X., V. Zehonder et H. Woker, Uber die fischeroibiologische Bedeutung des Ammonium- und

1947 Ammonickgehaltes Mot:sender Gewasser, Z ,natur.Gea .Zurioh, 92: 198-204

gkeit dor Giftwirk Fische, Ver.IntoLimnolo, 10:

ter as Report of the Nationalon, D.C.

n o ia poisoning in o Acta biol Nc 291-297

s VO 400 oni.ak

Summerfolt,1967

Tabata, KG,1962

Documents publiés dans la présente série

EIFAC/T1 Critères de qualité des eaux pour les poissons d'eau douceeuropéens. Rapport sur les solides finement divisés et les pé-ches intérieures (1964).

EIFAC/T2 Maladies des poissons. Notes présentées à la troisième sessionde la CECPI par J. Heyl, H. Mann, C.J. Rasmussen etA. van der Struik (Autriche, 1964).

EIFAC/T3 Alimentation dans l'élevage de la truite et du saumon. Com-munications présentées à un symposium, quatriénne sessionde la CECPI (Belgrade, 1966).

EIFAC/T4 Critères de qualité des eaux pour les poissons d'eau douceeuropéens. Rapport sur les valeurs extrémes du pH et les!Aches intérieures (1968).

EIFAC/T5 Organisation de l'administration des péches intérieures enEurope, par Jean-Louis Gaudet (Ronne, 1968).

EIFAC/T6 Critères de qualité des eaux pour les poissons d'eau douceeuropéens. Rapport sur la température de l'eau et les péchesintérieures basé essentiellement sur la documentation slave(1968).

EIFAC/T7 Evaluation économique de la Oche sportive dans les eauxcontinentales, par lngennar Norling (Suède, 1968).

EIFAC/T8 Critères de qualité des eaux pour les poissons d'eau douceeuropéens. Références bibliographiques sur les effets de latennpérature de l'eau sur le poisson (1969).

EIFAC/T9 Récents développennents dans la nutrition de la carpe et dela truite. Communications présentées à un symposium, cin-quième session de la CECPI (Rome, 1968).

EIFAC/T10 Etude connparée des mesures législatives et administrativesrégissant les échanges internationaux de poissons vivants etd'ceufs de poisson, par F.B. Zenny, Service de législation dela FAO (Rome, 1969).

EIFAC/T11 Critères de qualité des eaux pour les poissons d'eau douce(Fr) européens. Rapport sur l'ammoniac et les péches intérieu-

res (Rome, 1971).

Papers issued in this series

EIFAC/T1 Water quality criteria for European freshwater fish.Report on finely divided solids and inland fisheries (1964).

EIFAC/T2 Fish Diseases. Technical Notes submitted to EIFAC ThirdSession by Messrs. J. Heyl, H. Mann, C.J. Rasmussen, andA. van der Struik (Austria, 1964).

EIFAC/T3 Feeding in Trout and Salmon Culture. Papers submitted to aSymposium, EIFAC Fourth Session (Belgrade, 1966).

EIFAC/T4 Water quality criteria for European freshwater fish.Report on extreme pH values and inland fisheries (1968).

EIFAC/T5 Organization of inland fisheries administration in Europe, byJean-Louis Gaudet (Rome, 1968).

EIFAC/T6 Water quality criteria for European freshwater fish.Report on water temperature and inland fisheries based mainlyon Slavonic Literature (1968).

E1FAC/T7 Economic evaluation of inland sport fishing, by IngemarNorling (Sweden, 1968).

EIFAC/T8 Water Quality Criteria for European Freshwater Fish. List ofliterature on the effect of water temperature on fish (1969).

EIFAC/T9 New Developments in Carp and Trout Nutrition. Papers sub-mitted to a Symposium, EIFAC Fifth Session (Ronne, 1968).

EIFAC/T10 Comparative Study of Laws and Regulations Governing theInternational Traffic in Live Fish and Fish Eggs, by F.B. Zenny,FAO Legislation Branch (Rome, 1969).

EIFAC/T11 Water quality criteria for European freshwater fish.(E) Report on Ammonia and Inland Fisheries (1970).

WI/B1482/2.71 /F/1 /400