Liste des substances d'intérêt prioritaire - Rapport d'évaluation pour ammoniac dans le milieu aquatique

2.0 Résumé de l'information essentielle à l'évaluation du caractère « toxique » au sens de la LCPE 1999

2.1 Identité et propriétés physico-chimiques

Depuis des années, différents termes sont utilisés dans les ouvrages techniques pour désigner l'ammoniac, que l'on pense par exemple aux termes ammoniac libre, ammoniac total, ammoniac non dissocié et azote ammoniacal non ionisé; or ceci a tendance non seulement à semer la confusion dans l'esprit du lecteur, mais également à rendre la comparaison des données difficile. Afin de résoudre ce problème, les définitions proposées ci-dessous seront utilisées dans l'ensemble du document.

En solutions aqueuses, un équilibre chimique s'établit entre l'ammoniac non ionisé (NH₃), l'ammoniac ionisé (NH₄⁺) et les ions hydroxyle (OH^-). L'équilibre entre ces espèces chimiques peut être représenté sous forme simplifiée, par l'équation suivante :

NH₃ + H₂O ⇔ NH₃·H₂O ⇔ NH₄⁺ + OH^- ou NH₄ OH

L'expression « ammoniac non ionisé » fait référence à toutes les formes d'ammoniac dans l'eau, mis à part l'ion ammonium (NH₄⁺). Dans la documentation scientifique, cette forme est représentée par les formules NH₃, NH₄ OH et NH₃·H₂O. La formule NH₃ a été retenue dans l'ensemble du présent rapport pour désigner l'ammoniac non ionisé, sauf dans les cas où une autre expression convient mieux au contexte (voir, par exemple, la discussion qui suit sur l'équilibre chimique).

L'expression « ammoniac ionisé » s'entend de l'ion ammonium (NH₄⁺).

Enfin, les expressions « ammoniac total » et « ammoniac » désignent la somme de l'ammoniac non ionisé et de l'ammoniac ionisé (NH₃ + NH₄⁺).

L'ammoniac est un gaz alcalin incolore, plus léger que l'air et qui dégage une odeur pénétrante unique. Le mot « ammoniac » est un terme générique qui fait référence à l'ammoniac anhydre et au gaz ammoniac. L'ammoniac porte le numéro de registre CAS (Chemical Abstracts Service) 7664-41-7. Sa formule moléculaire est NH₃ et sa masse moléculaire est de 17,03 (Grayson et Eckroth, 1978).

On trouvera beaucoup d'informations sur les propriétés de l'ammoniac dans OMS (1986) et Environnement Canada (1984). Les propriétés physiques et chimiques utiles à l'évaluation du devenir de l'ammoniac dans l'environnement sont résumées au Tableau 1.

En utilisant leurs calculs de la valeur de pK_a, Emerson et al. (1975) ont créé un Tableau (Tableau 2) qui décrit le pourcentage de NH₃ dans l'eau douce, à des températures variant de 0 à 30 °C et à des pH se situant entre 6,0 et 10,0.

La relation illustrée au tableau 2 vaut pour la plupart des eaux douces. Par contre, la concentration en ammoniac non ionisé sera moins élevée dans les eaux douces très dures ou les eaux salées de force ionique plus élevée (matières totales dissoutes). Ainsi, à une concentration d'ammoniac total donnée, la concentration en ammoniac non ionisé diminue légèrement à mesure qu'augmente la teneur en sels, et cet effet peut être significatif dans les eaux d'estuaires et de mer. En utilisant les coefficients d'activité appropriés, cette relation peut être formulée comme suit pour les eaux salées ayant une force ionique de 0,7 (API, 1981) :

f = 1/[10 ^{(pKa − pH) + 0.221)} + 1]

À 25 °C, la valeur de pKa est de 9,24 (Emerson et al., 1975); par conséquent, si l'on reprend l'équation qui précède, on constate que 3,3 % de l'ammoniac total dans l'eau salée serait sous forme non ionisée à un pH de 8 (la valeur correspondante dans l'eau douce est de 5,4 %). À ce pH et à cette température, l'eau salée ayant une force ionique de 0,7 contient 38 % moins d'ammoniac non ionisé que l'eau douce.

Tableau 1 Propriétés physico-chimiques de l'ammoniac

Propriété	Valeur
Point d'ébullition à 100 kPa	−33,42°C
Point de fusion à 100 kPa	−77,74°C
Densité (liquide) à −33,7°C et 100 kPa	682,8 kg/m3
Densité (gaz) à 25°C	0,7067 kg/m3
Tension de vapeur
à 15,5°C	640 kPa1
à 21°C	880 kPa1
à 25°C	1 000 kPa
pKa (25°C, pH 8)	9,24
Solubilité dans l'eau, 101 kPa
à 0°C	895 g/L
à 20°C	529 g/L
à 40°C	316 g/L
à 60°C	168 g/L

¹Chiffre basé sur l'examen de la documentation par Environnement Canada (1984).

2.2 Caractérisation de la pénétration

2.2.1 Production et usages

Selon une étude en marketing préparée par Lauriente en 1995, le Canada a produit 3,0 millions de tonnes d'ammoniac en 1990 et 3,4 millions de tonnes, en 1993. De plus, le Canada a exporté beaucoup plus d'ammoniac qu'il n'en a importé; en 1989 et 1993, le Canada a exporté respectivement 1,1 million et 0,84 million de tonnes d'ammoniac, comparativement à des importations respectives de 2 000 tonnes et de moins de 500 tonnes (Lauriente, 1995).

Dans l'industrie, l'ammoniac est utilisé principalement comme source d'azote pour la fabrication d'engrais, et l'application directe d'ammoniac anhydre constitue la principale méthode de consommation. Les provinces des Prairies sont les plus grands utilisateurs de ces produits, consommant 81 % du contenu en azote vendu (Korol et Rattray, 1998). Le sulfate d'ammonium, le nitrate d'ammonium, l'urée et le phosphate d'ammonium sont tous des engrais produits à partir d'ammoniac. L'ammoniac sert é galement, quoique dans une moindre mesure, à de nombreuses applications industrielles. L'ammoniac peut être considéré comme de l'acide nitrique réduit et il est utilisé dans la production de nombreuses autres substances. Dans les raffineries de pétrole, le système de régénération de catalyseur, utilisé durant le procédé de craquage catalytique fluide, donne lieu à la formation d'ammoniac. L'ammoniac a également d'autres usages, parmi lesquels Figurent les suivants :

• Fabrication de fibres synthétiques
  (caprolactame entrant dans la fabrication du nylon), de plastiques et de colles; de produits pharmaceutiques, de vitamines, d'acides aminés, de dentifrices, de lotions et de cosmétiques; d'ammoniac, de détersifs et de nettoyants d'usage ménager; de nombreux produits chimiques, organiques et inorganiques, comme l'acide nitrique, les cyanures, les amides, les amines, les nitrates, les nitriles, l'hexaméthylène diamine, les éthanolamines, le thiosulfate d'ammonium ainsi que des produits intermédiaires servant à la production de colorants.
• Production d'explosifs, de carburant de fusée, de bière et d'oxydes d'azote utilisés pour la fabrication d'acide sulfurique, la purification du sucre, ainsi que le traitement et l'affinage des métaux.
• Réfrigérant dans les systèmes à compression et absorption; agent neutralisant des acides dans le pétrole pour protéger l'équipement des raffineries contre la corrosion; flux de brasage; traitement de la paille de blé et d'orge servie comme supplément alimentaire aux ovins et aux bovins; additif alimentaire; agent de croissance et de contrôle du pH dans les cultures de levure; préservatif de latex; agent ignifuge; agent de traitement dans la fabrication du cuir; traitement antimite et agent réducteur des oxydes d'azote présents dans les gaz de combustion durant la fabrication de l'acier.
• Utilisation comme agent de teinture et pour la prévention de l'incandescence résiduelle dans les allumettes.

Tableau 2 Pourcentage d'ammoniac total présent sous forme de NH₃ dans les solutions ammoniacales aqueuses

Temp. (°C)	pH
	6,0	6,5	7,0	7,5	8,0	8,5	9,0	9,5	10,0
0	0,008	0,026	0,082	0,261	0,820	8,55	7,64	20,7	45,3
5	0,012	0,039	0,125	0,394	1,23	3,80	11,1	28,3	55,6
10	0,018	0,058	0,186	0,586	1,83	5,56	15,7	37,1	65,1
15	0,027	0,086	0,273	0,859	2,67	7,97	21,5	46,4	73,3
20	0,039	0,125	0,396	1,24	3,82	11,2	28,4	55,7	79,9
25	0,056	0,180	0,566	1,77	5,38	15,3	36,3	64,3	85,1
30	0,080	0,254	0,799	2,48	7,46	20,3	44,6	71,8	89,0

2.2.2 Sources et rejets

2.2.2.1 Natural sources

La majeure partie de l'ammoniac présent dans l'atmosphère provient de sources naturelles. Comme il y a libération continue d'ammoniac dans la biosphère sous l'effet de la dégradation ou de la décomposition des déchets organiques, tout procédé naturel ou industriel qui concentre des matières organiques azotées et les rend disponibles pour la décomposition constitue une source susceptible de causer, localement, de fortes concentrations d'ammoniac.

Les rejets provenant de procédés naturels, et qui peuvent être comptabilisés, sont à peu près le double des rejets provenant de l'industrie de l'élevage. Il est à noter toutefois que les estimations sur la production et les rejets atmosphériques provenant de sources naturelles sont très approximatives (Geadah, 1980;) Environnement Canada 2000b. Les rejets naturels sont estimés à plus de 500 000 tonnes alors que les rejets atmosphériques de l'industrie de l'élevage totalisent 294 000 tonnes (voir l'annexe A).

2.2.2.2 Sources anthropiques

2.2.2.2.1 Sources industrielles

Environnement Canada effectue chaque année une enquête auprès des industries canadiennes (Inventaire national des rejets de polluants [INRP]) susceptibles d'utiliser ou de libérer des polluants, y compris l'ammoniac (INRP, 1996). En 1996, les rejets d'ammoniac rapportés par l'industrie ont totalisé 32 037 tonnes et l'ammoniac s'est classé au premier rang des substances visées par l'INRP, pour ce qui est des quantités libérées au Canada. Les critères de déclaration de l'INRP sont rigoureux et font en sorte que la plupart des stations municipales de traitement des eaux usées -- mais très peu d'entreprises d'élevage et aucun système de transport -- ont à produire des déclarations. Or il s'agit de quelques-unes des principales sources anthropiques d'ammoniac dans l'environnement au Canada.

En 1996, les industries en Alberta ont libéré de plus fortes quantités d'ammoniac dans l'environnement que les industries de toute autre province, cette province produisant le tiers de l'ensemble des rejets (9 891 tonnes, n'incluant pas les rejets en puits profonds). Ces résultats s'expliquent par le nombre élevé d'usines de fabrication d'engrais, de fabriques de pâtes et papiers et de raffineries de pétrole dans cette province. L'Ontario a rejetté 7 552 tonnes et le Québec a rejetté 1 914 tonnes (voir l'annexe B pour plus d'informations à ce sujet).

Toujours en 1996, les quantités rejetées directement dans les cours d'eau, par les industries, ont totalisé 5 972 tonnes; ces rejets proviennent généralement d'entreprises qui exploitent les ressources naturelles, comme les fabriques de pâtes et papiers, les entreprises minières et les centrales alimentées au charbon, bien que quelques rejets importants soient aussi attribués à des industries lourdes situées dans les villes, ainsi qu'à des entreprises de transformation des aliments. En 1996, 14 entreprises du secteur des pâtes et papiers étaient en exploitation et celles-ci ont rejeté au total 1 371 tonnes d'ammoniac.

Les rejets de trois aciéries ont totalisé 775 tonnes d'ammoniac, alors qu'une entreprise de transformation des aliments a libéré à elle seule 504 tonnes d'ammoniac. Deux usines de fabrication d'engrais ont produit des rejets de 180 tonnes, cinq mines en ont rejeté 537 tonnes et 62 tonnes d'ammoniac ont été libérées par une centrale alimentée au charbon. Le reste des rejets (2 543 tonnes) se répartissent entre un grand nombre d'autres industries.

Les rejets importants dans une ville sont habituellement attribuables à une ou deux installations. La ville de Hamilton, en Ontario, constitue un important lieu de rejet, et ceci tient à la présence de trois aciéries. Les autres villes où l'on observe d'importants rejets industriels d'ammoniac sont :

• Maitland, Ontario (fabrication d'engrais et de produits chimiques) -- rejets dans l'air et l'eau;
• Toronto, Ontario (fabrication de produits chimiques et de papier) -- rejets dans l'air et traitement des déchets;
• Medicine Hat, Alberta (fabrication d'engrais et de produits chimiques) -- rejets dans l'air et traitement des déchets;
• Brandon, Manitoba (fabrication d'engrais et de produits chimiques/pharmaceutiques) -- rejets dans l'air et traitement des déchets; et
• Fort Saskatchewan, Alberta (fabrication d'engrais et de produits chimiques) -- rejets dans l'air et dans l'eau.

L'industrie des engrais est la principale source industrielle de rejets d'ammoniac au Canada. De fait, des 10 principales sources industrielles figurant dans le rapport de l'INRP de 1996, six sont des fabricants d'engrais dont trois sont situés en Alberta (Redwater, Medicine Hat et Calgary), un au Manitoba (Brandon) et deux en Ontario (Courtright et Maitland). Ensemble, ces entreprises ont produit 12 302 tonnes des 32 037 tonnes déclarées, soit 38 % de l'ensemble des rejets d'ammoniac; la majeure partie de ces quantités sont libérées dans l'air.

Les fonderies sont situées principalement en Ontario. Les principales sources de rejets d'ammoniac dans ce secteur sont les entreprises Aciers Algoma de Sault-Ste-Marie en Ontario (676 tonnes); la Cobalt Refinery Company de Fort Saskatchewan en Alberta (528 tonnes); la raffinerie de nickel Inco située à Copper Cliff en Ontario (297 tonnes); la raffinerie Stelco située à Hamilton en Ontario (182 tonnes) et la raffinerie Dofasco, elle aussi à Hamilton en Ontario, avec 180 tonnes. Le type de rejets diffère toutefois de façon significative, selon l'entreprise. Ainsi, la presque totalité de l'ammoniac produit par les installations des entreprises Inco et Cobalt est libérée dans l'air, tandis que les rejets de l'entreprise Aciers Algoma se retrouvent essentiellement dans l'eau; enfin, les rejets aux usines Stelco et Dofasco sont répartis entre l'air et l'eau. D'autres installations de transformation des métaux, comme l'usine Stelwire à Hamilton (Ontario), produisent de grandes quantités d'ammoniac (245,5 tonnes), mais celles-ci sont toutes acheminées à la station municipale de traitement des eaux usées, de sorte que ces rejets Figurent parmi les déchets urbains de Hamilton.

L'industrie de l'extraction et du raffinage du pétrole est une autre source relativement importante d'ammoniac. En 1996, les principales sources de rejet dans ce secteur, toutes situées en Alberta, ont été les raffineries Shell Scotford de Fort Saskatchewan (2 488 tonnes), Petro Canada d'Edmonton (1 718 tonnes) et Strathcona de la Compagnie pétrolière impériale Ltée à Edmonton (1 130 tonnes). Dans ces cas, toutefois, il s'agit principalement de rejets en puits profond et très peu d'ammoniac est libéré dans les eaux de surface. Viennent ensuite les installations de Syncrude Canada situées au lac Mildred près de Fort McMurray en Alberta (454 tonnes) et la raffinerie Ultramar Ltée de Saint-Romuald, à Saint-Romuald au Québec (229 tonnes). Aucun rejet déclaré n'apparaît pour la compagnie Syncrude, car celle-ci utilise de vastes bassins de retenue.

2.2.2.2.2 Sources municipales

Quatre sources d'information ont été consultées pour déterminer les rejets d'ammoniac provenant des stations municipales de traitement des eaux usées. Environnement Canada a procédé à une enquête à participation volontaire auprès des municipalités de toutes les provinces (Environnement Canada, 1997b), à l'exception du Québec (à sa demande), afin d'obtenir de l'information sur le débit des effluents et sur les rejets d'ammoniac dans les plans d'eau locaux. Cette enquête devait également servir à recueillir de l'information sur les quantités de boues d'épuration produites, ainsi que sur leur teneur en ammoniac et leurs méthodes d'élimination. Le ministère de l'Environnement et de l'Énergie de l'Ontario (MEEO, 1997) a pour sa part fourni un exemplaire de sa base de données sur les rejets municipaux, laquelle inclut des données sur les concentrations d'ammoniac pour toutes les municipalités de l'Ontario. Ces données ont été combinées à celles extraites de la Base de données sur l'utilisation de l'eau par les municipalités (MUD) d'Environnement Canada (Environnement Canada, 1997c) qui renferme de l'information sur les débits, laquelle a servi à calculer les taux de charge en ammoniac provenant des municipalités de l'Ontario. Enfin, une enquête réalisée dans 15 localités du Québec a permis de recueillir des données sur les rejets d'ammoniac et les débits durant une période de trois jours, en 1996 et 1997 (MEFQ, 1998). La concentration moyenne d'ammoniac dans les effluents d'eaux usées, qui a été déclarée à Environnement Canada (1997b), a été de 13,89 mg/L.

Selon une enquête sur l'utilisation de l'eau par les municipalités canadiennes, les stations d'épuration libèrent de grandes quantités d'ammoniac dans le milieu aquatique. En 1994, le débit quotidien moyen provenant de l'ensemble des municipalités du Canada a été de 12,3 × 10⁶ m³/jour (Environnement Canada, 1997c), ce qui correspond à 4,49 × 10¹² L/an. Si l'on estime que la concentration moyenne d'ammoniac total est de 13,89 mg/L dans les eaux usées ménagères (Environnement Canada, 1997b), alors la charge estimative dans les systèmes aquatiques est de 62 000 tonnes par an.

Cependant, comme l'enquête menée par Environnement Canada auprès des municipalités n'était pas exhaustive puisque la participation y était volontaire, les rejets d'ammoniac (exprimés en tonnes) représentent une estimation prudente. Qui plus est, un grand nombre des exploitants des stations d'épuration ne connaissaient pas la concentration d'ammoniac des effluents et ont donc été incapables de fournir ces données; la moyenne nationale (13,89 mg/L) a été utilisée pour estimer les rejets provenant de ces installations.

La qualité des connaissances actuelles sur les quantités d'ammoniac rejetées dans les boues d'épuration laisse à désirer. Certes, l'enquête auprès des municipalités contenait des questions sur les quantités de boues produites et les méthodes d'élimination finale, mais les réponses obtenues étaient de piètre qualité. De plus, un grand nombre d'installations enregistrent les quantités de boues en volumes, alors que d'autres les mesurent en poids, et nombreuses sont celles qui ignorent les concentrations d'ammoniac dans les boues. On a estimé que 5 722 tonnes d'ammoniac avaient été rejetées dans les boues d'épuration, cette estimation étant basée sur la quantité d'ammoniac déclarée (1 222 tonnes) et la quantité calculée par extrapolation (4 500 tonnes) à partir des rapports. La concentration moyenne d'ammoniac décelée dans les boues a été de 2 200 mg/kg, l'intervalle variant de 0,29 à 38 600 mg/kg.

L'annexe C résume les taux de charge en ammoniac dans les eaux usées municipales pour les 12 principaux centres urbains, en 1995-1996. De toutes les villes du Canada, c'est Montréal qui affiche la charge en ammoniac la plus élevée et ceci s'explique du fait que le débit des effluents y est deux fois plus élevé qu'à Toronto. À noter toutefois que les effluents de cette ville sont étonnamment dilués pour un système de à Montréal (6 128 tonnes par an) dans le fleuve Saint-Laurent est presque identique aux rejets enregistrés à Toronto dans le lac Ontario (5 938 tonnes/an). Vient ensuite le Greater Vancouver Sewerage and Drainage District (GVS & DD) avec des rejets d'ammoniac de 5 741 tonnes par année dans le fleuve Fraser et le détroit de Géorgie, les effluents de cette ville ayant une concentration d'ammoniac modérément élevée et un haut débit. Les quatre stations d'épuration de Vancouver utilisent un système de traitement primaire ou secondaire. Winnipeg vient au quatrième rang à cause de sa très forte concentration d'ammoniac qui s'est maintenue en moyenne à 26 mg/L en 1995, ce qui donne un taux de charge de 2 152 tonnes par année dans la rivière Rouge. Edmonton suit, au cinquième rang; il convient toutefois de noter que le taux de charge à Edmonton devrait diminuer au moins de moitié d'ici 2005, car la ville est à mettre en place un procédé de nitrification/dénitrification. Bon nombre de centres urbains possèdent plus d'une station d'épuration; dans ces cas, les calculs ont été faits en pondérant le débit des effluents et la concentration d'ammoniac en fonction du débit du plan d'eau, puis en agrégeant les données.

Selon une comparaison entre les rejets industriels déversés directement dans l'eau et les rejets municipaux dans l'eau, les rejets d'ammoniac provenant des effluents municipaux dépassent largement, dans toutes les provinces, les rejets d'origine industrielle.

2.2.2.2.3 Débordement de l'égout unitaire

Il y a débordement de l'égout unitaire lorsque les égouts pluviaux se déversent dans le réseau d'égouts et qu'il y a alors surcharge du réseau d'égouts durant de fortes précipitations. Lorsqu'une telle surcharge se produit, les eaux d'égouts non traitées sont détournées directement dans les eaux réceptrices, avec les eaux pluviales.

Selon des estimations calculées pour trois villes de l'Ontario (Sarnia, Sault-Ste-Marie et Windsor), les concentrations moyennes annuelles d'ammoniac dans les eaux pluviales s'établissaient respectivement à 0,5, 0,7 et 0,3 mg de NH₃/L (Marsalek et Ng, 1989), comparativement à des concentrations respectives de 75,4, 181,5 et 27,7 mg/L dans les effluents d'eaux usées de ces municipalités. Les concentrations ont été calculées à partir des charges aux sources ponctuelles, elles-mêmes divisées par le volume annuel des eaux pluviales (UGLCC, 1988a,b,c). En comparant les charges en ammoniac dans les eaux pluviales à celles observées dans le débordement de l'égout unitaire, on a constaté que les charges étaient plus élevées dans le débordement de l'égout unitaire à Sarnia et à Windsor, malgré le fait que les rejets dans les eaux pluviales aient atteint respectivement 6,7 × 10⁶ et 22,3 × 10⁶ m³/an et que les volumes du débordement de l'égout unitaire aient été respectivement de 1,0 × 10⁶ et 5,2 × 10⁶ m³/an (Marsalek et Ng, 1989).

2.2.2.2.4 Sources agricoles

Épandage de fumier

Très peu d'exploitations agricoles, voire aucune, ne surveillent les émissions d'ammoniac. Or le fumier du bétail est considéré comme la principale source d'émissions de NH₃ dans l'atmosphère (Ryden et al., 1987). Il est toutefois difficile de quantifier cette source et il faut se fier à des estimations basées sur les taux de perte, les concentrations d'ammoniac du fumier et le nombre d'animaux (voir l'annexe A). Le Canada compte un large cheptel d'animaux de ferme (quelque 114 millions d'animaux, principalement des bovins, des porcins et de la volaille). Les facteurs d'émission varient de 0,32 kg de NH₃ par animal, par année (dans le cas de volaille) à 40 kg de NH₃ par animal, par année, pour les bovins de boucherie (U.S. EPA, 1994). En 1995, cette source a produit des émissions estimées à 294 000 tonnes d'ammoniac (Environnement Canada 2000b).

L'épandage du fumier sur les terres agricoles se veut principalement un moyen d'éliminer les déjections animales. L'épandage du fumier se pratique davantage dans les régions où l'élevage est répandu et où le fumier peut facilement être recueilli et distribué. Dans les Prairies, l'élevage des bovins est concentré dans quelques régions seulement et les champs sont vastes et requièrent de grandes quantités de fumier pour assurer une couverture complète. Bien que le vaste cheptel bovin de l'Alberta produise plus de 25 % de la quantité totale de fumier au Canada (Patni, 1991), une faible proportion seulement se trouve réunie en un même endroit, là où il est pratique de recueillir le fumier et de l'épandre sur les terres. À l'exception des exploitations de naissage et des parcs d'engraissement, les exploitations agricoles mixtes et les ranchs se prêtent peu à la collecte et à l'épandage du fumier. En Colombie-Britannique, de même que dans le centre et l'est du Canada, le fumier provient essentiellement des élevages de bovins laitiers et de volaille, lesquels sont nombreux et dispersés dans l'ensemble des régions de production agricole. Il est donc plus facile d'amener le fumier dans les champs qui doivent être fertilisés. Un grand nombre d'exploitations laitières produisent également du maïs d'ensilage pour l'alimentation des bovins; le fumier produit par les bovins est appliqué dans les champs de maïs, ce qui crée un cycle des substances nutritives à la ferme.

Les recherches agricoles indiquent qu'entre 10 et 75 % de l'ammoniac contenu dans le fumier de bovins peut se volatiliser si le fumier n'est pas incorporé dans le sol en moins d'une semaine. Dans le cas des élevages porcins, de 40 à 95 % de l'azote excrété peut se volatiliser avant même que le fumier n'arrive au champ; il s'agit d'azote qui se volatilise principalement sous forme d'ammoniac à partir des étables et des installations de stockage du fumier, ainsi qu'après l'épandage dans les champs. Pour bon nombre des nouvelles exploitations porcines au Canada dotées d'étangs de retenue et de systèmes d'irrigation par épandage de boues liquides, les pertes de NH₃ atteindront probablement jusqu'à 75 % de l'azote excrété (Paul, 1997). Lockyer et Pain (1989) ont constaté des pertes atteignant jusqu'à 83 % dans le cas du lisier de volaille, de 21 % pour le fumier de volaille séché à l'air, de 36 à 75 % pour le fumier de porc et de 41 % pour le fumier de bovins appliqué sans incorporation. Dans la plupart des cas, 80 % et plus des pertes d'ammoniac se produisent durant les 48 premières heures suivant l'épandage.

Le séchage à l'air du fumier de volaille a permis de réduire à 12 % les rejets d'ammoniac provenant des poulaillers et de l'épandage. Lockyer et Whitehead (1990) ont fait des expériences sur les pertes d'ammoniac associées à l'application d'urine de bovins sur le sol. Ces chercheurs ont constaté que de 3,7 à 26,9 % de l'ammoniac contenu dans l'urine s'évaporait durant les 15 premiers jours suivant l'application, la majeure partie s'évaporant durant les quatre premiers jours. La température du sol s'est avérée ici le principal facteur déterminant de la quantité d'ammoniac libérée dans l'atmosphère. Toujours selon ces auteurs, la quantité moyenne d'ammoniac libérée dans l'air à partir des systèmes pastoraux a été de 37 kg de N/ha, soit 12 % de la teneur en azote ingérée du fourrage.

Les quantités d'ammoniac qui s'échappent du sol diminuent considérablement lorsque le fumier est liquéfié et qu'il est injecté sous la surface. Ainsi, Hoff et al. (1981) ont démontré que les pertes d'ammoniac provenant du purin de porc étaient de 11 à 14 %, lorsque que le purin était appliqué à la surface du sol, mais que cette quantité diminuait à 2,5 % lorsque le purin était injecté. De même, Ryden et al. (1987) ont montré que les pertes d'ammoniac provenant du fumier de bovins étaient de l'ordre de 16 à 32 % lorsque l'épandage se faisait en surface, mais qu'elles n'étaient que de 0,9 % lorsque le fumier est injecté sous la surface du sol.

Les systèmes de stockage du fumier sont une autre source de libération d'ammoniac. En milieu acide, c'est l'ion NH₄⁺ (lequel est relativement non volatil) qui prédomine, tandis qu'en milieu basique, c'est le NH₃ (qui s'évapore rapidement) qui domine. Durant la décomposition anaérobie du fumier de volaille, le faible pH (entre 5 et 6) n'entraîne qu'une faible perte d'ammoniac (1 %). Par contre, durant la décomposition aérobie, le pH basique qui se crée (entre 8,4 et 8,9) favorise la libération d'ammoniac, et les pertes se situent alors entre 9 et 44 %. Le seul fait de couvrir les cuves de stockage, même au moyen d'une simple bâche, permet de réduire les pertes d'ammoniac dans une proportion pouvant atteindre jusqu'à 85 % (de Bode, 1990). Il existe par ailleurs plusieurs moyens de manipuler, de stocker et d'épandre le fumier de divers animaux pour réduire les pertes d'ammoniac. Les plus évidents consistent à stocker le fumier rapidement, à couvrir les fosses à fumier pour empêcher la volatilisation, favoriser le maintien de conditions anaérobies, acidifier le fumier pour empêcher la formation de NH₃ à partir du NH₄⁺, à travailler le sol avant l'épandage du fumier en surface, à injecter les boues de fumier dans le sol plutôt qu'à sa surface, ainsi qu'à faire l'épandage par temps frais ou humide (McGinn et Pradhan, 1997).

Épandage d'engrais minéraux

Les pertes d'ammoniac par volatilisation à partir des engrais minéraux dépendent dans une large mesure du pH du sol, car l'ionisation de l'ammoniac est fortement tributaire du pH. Le NH₃ s'évapore rapidement, mais non le NH₄⁺.

Certains engrais azotés inorganiques sont acides et les pertes de NH₃ provenant de ces substances dépendent des réactions chimiques qui se produisent dans le sol ou de l'alcalinité inhérente du sol. Les engrais azotés inorganiques représentatifs de cette catégorie incluent le nitrate d'ammonium, le sulfate diammonique et le chlorure d'ammonium. Si le sol est suffisamment alcalin (en présence habituellement de carbonate de calcium), les réactions donneront lieu à la formation de carbonate diammonique, un produit instable qui se décompose pour produire du NH₃ et du gaz carbonique (Fenn et Hossner, 1985).

Les préoccupations suscitées par les pertes d'azote provenant des engrais du commerce ont donné lieu à la production d'un nombre appréciable d'articles scientifiques sur de multiples aspects de cette question. Selon des mesures prises sur le terrain et en laboratoire, les quantités de NH₃ -N libérées par le sulfate d'ammonium appliqué en surface atteignent jusqu'à 55 %. Les pertes provenant de l'urée non incorporée peuvent, elles aussi, être très élevées et atteindre jusqu'à 60 % sur une période de quatre jours, lors de l'épandage en surface (Fenn et Hossner, 1985). De leur côté, Touchton et Hargrove (1982) ont constaté que la quantité d'azote assimilée par le maïs avait été moindre après l'application de nitrate d'ammonium et d'urée (à raison de 270 kg de N/ha) à la surface du sol, qu'après l'application de 90 kg de N/ha du même produit, cette fois-ci incorporé dans le sol; ceci équivaut à une perte de 67 % du NH3-N, lorsque le nitrate d'ammonium et d'urée n'est pas incorporé.

Le répertoire des émissions atmosphériques d'ammoniac pour 1995 (annexe A), d'Environnement Canada, présente les pertes estimatives d'ammoniac provenant de l'application de différents types d'engrais, lesquelles pertes ont été établies à partir des facteurs d'émission correspondants et des données sur les ventes. L'urée est l'engrais qui libère les plus fortes quantités d'ammoniac dans l'atmosphère, produisant, estime-t-on, 72 % des quantités libérées (130 217 tonnes) par l'épandage d'engrais (Environnement Canada, 2000b). Selon l'Institut canadien des engrais (ICE), trois millions de tonnes d'urée ont été produites cette année-là (ICE, 1997); les pertes de 130 217 tonnes représentent donc 4,3 % de la quantité totale appliquée; ces données concordent avec les pertes déclarées pour l'urée incorporée, qui constitue la méthode d'application recommandée.

Tissus végétaux

Certaines données indiquent que les végétaux jouent un rôle important dans les concentrations d'ammoniac dans l'atmosphère. Ainsi, le maintien d'une faible concentration ambiante dépend, en partie, de l'existence d'un point de compensation pour le NH₃, c'est-à-dire d'une concentration atmosphérique de NH₃ au-delà de laquelle les végétaux absorbent le NH₃ présent dans l'air et sous laquelle les végétaux libèrent du NH₃ dans l'air. Denmead et al. (1977) ont constaté que, malgré les quantités appréciables de NH₃ qui avaient été libérées du sol dans un champ de trèfle et de mil, pratiquement aucun rejet n'avait été décelé dans l'atmosphère, au-dessus du couvert végétal. L'absorption par les végétaux a eu pour effet de réduire la concentration en NH₃ dans l'air, de >16 µg/m³ près de la surface du sol à 1 µg/m³ au sommet du couvert végétal. D'autres chercheurs rapportent un phénomène similaire dans un champ de chiendent (Agropyron repens), 3 où la concentration de NH₃ a diminué de 40 µg/m au-dessus du couvert à 3 µg/m³ à l'intérieur (Lemon et van Houtte, 1980). Il serait extrêmement difficile d'estimer avec précision les pertes provenant de cette source.

Ruissellement d'ammoniac provenant du sol

L'écoulement de substances nutritives (y compris d'ammoniac), en fonction du type d'utilisation du sol (y compris l'élevage et la culture intensifs), a fait l'objet de diverses études qui ont permis notamment d'établir que la grande majorité des substances nutritives présentes dans les eaux de ruissellement sont associées au phosphore ou au nitrate soluble. Tous deux sont hydrosolubles et se déplacent facilement en solution. En revanche, l'ammoniac sous forme ionisée est en général solidement lié aux matières colloïdales du sol et n'est pas facilement transporté en solution, une fois en contact avec le sol. L'ammoniac lié dans le sol se déplace avec les particules du sol sous l'effet de l'érosion; de très faibles quantités d'ammoniac se déplaceront en solution s'il y a de l'ammoniac libre à la surface du sol. Au printemps, toutefois, des quantités appréciables d'ammoniac peuvent être libérées sous forme de ruissellement provenant de la fonte des neiges, à cause de l'accumulation d'ammoniac dans la neige ou dans le fumier qui s'est déposé. Comme le sol est encore gelé, peu d'ammoniac sera absorbé et se liera dans le sol; les quantités qui ne s'évaporent pas durant l'hiver s'écoulent dans les eaux de ruissellement et pénètrent dans les plans d'eau au moment de la crue nivale. La section 2.3.2.4 présente les données sur les quantités d'ammoniac dans les eaux de ruissellement.

2.3 Caractérisation de l'exposition

2.3.1 Devenir dans l'environnement

Le cycle de l'azote vise à décrire le cycle naturel de l'azote, depuis l'atmosphère jusqu'à son incorporation dans les organismes vivants, puis de ces organismes, de retour dans l'environnement non biotique sous l'effet de la dégradation. La figure 1 illustre le cycle de l'azote (d'après Manahan, 1994).

Plusieurs procédés peuvent donner lieu à la production de composés azotés utilisables par les organismes à partir de l'azote gazeux (N₂). Sous l'effet des éclairs et des rayonnements cosmiques, l'azote et l'oxygène de l'air se combinent pour former des nitrates, lesquels sont transportés à la surface du sol par les précipitations. Là, quelques bactéries fixatrices d'azote, des champignons mycorhiziens vivant en symbiose sur les racines des végétaux, des cyanobactéries et certains lichens et épiphytes dans les forêts tropicales peuvent provoquer la scission de N₂ et rendre ainsi la molécule d'azote disponible pour la synthèse d'acides aminés. L'ammoniac est un déchet issu de certains procédés ou un produit de la décomposition des végétaux ou des animaux. Une autre série de micro-organismes peuvent ensuite utiliser le NH₃ pour former du nitrate (NO₃^-) et de l'oxyde nitreux (N₂O).

2.3.1.1 Air

Les rejets d'ammoniac dans l'atmosphère proviennent des activités agricoles et industrielles et de l'élimination des déchets; aucune réaction photochimique connue ne libère de l'ammoniac dans l'atmosphère (OMS, 1986). Dans l'air, l'ammoniac peut subir quatre principaux types de réactions (réaction en phase gazeuse, réaction en phase liquide, réaction thermique et réaction photochimique), les deux premières étant les plus importantes. Si l'on se fie aux diverses études consultées, les principales réactions semblent être celles qui font intervenir les mélanges de réactifs indiqués ci-après, les émissions industrielles et urbaines générant de grandes quantités d'acide nitrique (HNO₃), d'acide chlorhydrique (HCl), de dioxyde de soufre (SO₂) et d'acide sulfurique (H₂SO₄) biodisponibles dans l'atmosphère :

• ammoniac/acide nitrique/nitrate d'ammonium
  (NH₃/HNO₃/NH₄NO₃),
• ammoniac/acide chlorhydrique/chlorure
  d'ammonium (NH₃/HCl/NH₄Cl),
• ammoniac/acide nitrique/acide sulfurique
  (NH₃/HNO₃/H₂SO₄),
• ammoniac/dioxyde de soufre (NH₃/SO₂).

Figure 1 The nitrogen cycle

Dans une atmosphère polluée, l'ammoniac réagit avec l'acide nitrique ou l'acide chlorhydrique (ou les deux) pour produire du nitrate d'ammonium ou du chlorure d'ammonium (ou les deux); ces sels d'ammonium représentent de 10 à 30 % des aérosols fins (particules solides ou liquides en suspension dans un gaz, dont le diamètre est inférieur à 0,5 µm). Ces aérosols sont très sensibles à la température et à l'humidité relative. Dans une atmosphère polluée, l'ammoniac peut également réagir avec plus d'un polluant (Bassett et Seinfeld, 1983) :

(1)

3NH₃ (g) + 2HNO₃ (g) + H₂SO₄ (g) ⇔ (NH₄)₂SO₄·2NH₄NO3 (s)

and

(2)

5NH₃ (g) + 3HNO₃ (g) + H₂SO₄ (g) ⇔ (NH₄)₂SO₄·3NH₄NO₃ (s)

Une étude intensive (Esmen et Fergus, 1977) des réactions entre le NH₃ et le SO₂ en atmosphère sèche a permis de confirmer l'existence d'au moins huit réactions, dont les plus importantes sont les suivantes :

(3)

NH₃ + SO₂ + H₂O ⇔ NH₄HSO₃

and

(4)

NH₂HSO₃ + NH₃ ⇔ NH₂·SO₃NH₄

Il a par ailleurs été déterminé que les réactions précitées se produisent très rapidement, en l'espace de millisecondes. Dans l'atmosphère, les réactions en phase gazeuse se produiraient en présence de gouttelettes d'eau. Les aérosols qui se forment durant ces réactions agiraient donc comme des noyaux de condensation ou seraient saisis par les gouttelettes, contribuant ainsi à la production d'une forte concentration locale d'ions bisulfite (HSO₃^-). Ce dernier phénomène est important dans la formation éventuelle de sulfate d'ammonium [(NH₄)₂SO₄] en aérosols, durant les réactions en phase liquide. Voilà une autre raison qui témoigne de l'importance de la réaction (3) en présence d'eau.

En ce qui a trait aux réactions en phase liquide du système NH₃/SO₂, diverses études (Moller et Schieferdecker, 1985; Behra et al., 1989; Plass et al., 1993) concluent que le NH₃ sert ici à neutraliser les ions hydrogène qui se forment durant l'absorption du dioxyde de soufre et son oxydation subséquente en sulfate. Le NH₃ maintient la solubilité du dioxyde de soufre et le taux de production de sulfate, en stabilisant le pH entre 4 et 5.

De toutes les réactions connues de l'ammoniac dans l'atmosphère, une des plus importantes semble être la conversion de l'ammoniac en ammonium (NH₄⁺) sous forme de particules (voir la réaction 4 qui précède). Cette conversion se produit dans les cent premiers mètres de l'atmosphère, à une vitesse qui se situe entre 1 × 10^-3/s et 5 × 10^-5/s (/s indique qu'il s'agit d'une réaction du premier ordre, ce qui signifie que la vitesse de réaction dépend de la concentration du réactif, en l'occurrence le NH₃). La conversion est également beaucoup plus rapide le jour que la nuit et elle dépend de la température, de l'humidité relative et du pH (Fangmeier et al., 1994).

Toutes les études consultées portent à conclure que la conversion rapide de l'ammoniac en aérosols d'ammonium est la vitesse de dépôt sec relativement élevée de l'ammoniac sont les principaux facteurs qui nuisent au transport à grande distance (tant vertical qu'horizontal) de cette substance dans l'atmosphère.

De fait, à cause de la rapidité de la vitesse de réaction de l'ammoniac dans l'air, entre 56 % (ECETOC, 1994) et 94 % (Moller et Schieferdecker, 1985; Quinn et al., 1988; ECETOC, 1994) de l'ammoniac atmosphérique est converti en ammonium sous forme de particules ou d'aérosols. On estime par ailleurs que le temps de séjour des particules et des aérosols d'ammonium dans l'atmosphère est de 22 heures au-dessus des océans (Quinn et al., 1988) et qu'il varie de 7 à 19 jours au-dessus du sol (Moller et Schieferdecker, 1985; Fangmeier et al., 1994). À titre de comparaison, le temps de séjour du NH₃ atmosphérique serait de 3,6 heures au-dessus des océans (Quinn et al., 1988) et de 2,8 heures à 4 jours au-dessus du sol (Fangmeier et al., 1994). La brièveté de ces temps de séjour tient principalement à la conversion rapide de l'ammoniac en particules et en aérosols d'ammonium, ainsi qu'à la grande vitesse de dépôt sec de l'ammoniac (Asman et Janssen, 1987; Asman et al., 1989).

La figure 2 résume la réaction chimique, la distribution, le transport et le dépôt de l'ammoniac atmosphérique. Suivant les conditions atmosphériques, entre 56 % et 94 % de l'ammoniac atmosphérique est converti en particules et en aérosols d'ammonium et moins de 1 % est transformé en monoxyde d'azote (NO); le reste (entre 6 et 44 %) existe sous forme de gaz ammoniac.

Les mesures disponibles indiquent que la concentration de gaz ammoniac diminue rapidement à mesure que l'on s'éloigne (verticalement et horizontalement) des sources d'émission au niveau du sol. Les résultats de quatre études sur la réduction de la concentration d'ammoniac à mesure qu'augmente la distance par rapport à la source d'émission au sol indiquent en effet qu'une quantité variant de 50 à 75 % du gaz ammoniac décelé s'est déposée dans un rayon de 500 à 4 000 m de la source (Denmead et al., 1982; Asman et al., 1989; Fangmeier et al., 1994; Janzen et al., 1997).

Figure 2 Analyse du devenir de l'ammoniac dans l'atmosphère

V^d = Vitesse nette de dépôt sec

[Émission: 100%]   [< 5 km: Dépôt sec]   [10's - 1000s km:   Dépôt humide]

Le gaz ammoniac est éliminé de l'atmosphère par dépôt sec, alors que l'élimination de l'ammonium en aérosols se fait par dépôt sec et humide. Le dépôt sec est surtout important dans les régions à fortes émissions d'ammoniac et ce phénomène indique un transport sur une courte distance (moins de 5 km). À l'inverse, le dépôt humide est surtout important dans les régions à faibles émissions d'ammoniac et il indique un transport sur de longues distances, allant de dizaines à des milliers de kilomètres (ECETOC, 1994; Fangmeier et al., 1994).

L'ammoniac peut être une importante source locale de pollution et, en tant que précurseur du monoxyde d'azote et de l'ammonium en aérosols, il peut aussi avoir une incidence à grande distance.

2.3.1.2 Eaux de surface

La figure 3, qui illustre l'analyse schématique du devenir de l'ammoniac dans le milieu aquatique, est une synthèse de plusieurs études (NRC, 1979; API, 1981; OMS, 1986). Comme l'ammoniac joue un rôle déterminant dans le cycle de l'azote, il se transforme en général rapidement en d'autres composés azotés (p. ex., nitrates et azote fixé à des substances organiques), lorsqu'il est introduit dans le milieu aquatique. Les principaux procédés qui interviennent ici sont la fixation, l'assimilation, l'ammonisation, la nitrification et la dénitrification. Dans les sections qui suivent, ces principaux procédés, de même que la réduction de la concentration en ammoniac sous l'effet de la dilution, sont étudiés.

Figure 3 Analyse du devenir de l'ammoniac dans le milieu aquatique

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La figure 3 illustre également l'importance relative des sources d'ammoniac et de ses voies d'élimination dans le milieu aquatique. Dans les eaux de surface non recouvertes de glace, la nitrification et la volatilisation sont deux procédés importants et concurrentiels, qui deviennent fortement réduits sous la couverture de glace. Dans les effluents industriels, la volatilisation est le principal processus d'élimination, jusqu'à ce que la concentration dans ces effluents diminue en deçà du seuil nocif pour les bactéries nitrifiantes. Ces bactéries ont besoin d'un substrat (en général les matières en suspension dans l'eau) pour se développer. La nitrification, qui tend à être plus importante dans les lacs, les rivières à faible débit, les estuaires et les effluents d'eaux usées, est un phénomène important pour prévenir le maintien ou l'accumulation de taux élevés d'ammoniac dans les plans d'eau qui reçoivent des effluents d'eaux usées ou des eaux de ruissellement. La croissance bactérienne est toutefois inhibée durant l'hiver; il peut donc y avoir accumulation d'ammoniac dans les plans d'eau récepteurs à débit restreint. Une forte nitrification peut causer une diminution du taux d'oxygène dissous, car la nitrification est un procédé consommateur d'oxygène (OMS, 1986).

La nitrification de l'ammoniac peut également avoir une grande incidence sur les plans d'eau, en favorisant l'acidification. Lors d'une expérience en serre, sept mini-écosystèmes identiques simulant des étangs d'eau douce ont été exposés à différents types d'eaux pluviales artificielles. Même si les dépôts de sulfate d'ammonium n'étaient que légèrement acides, ces dépôts se sont avérés une importance source acide à cause de la nitrification et ils ont causé une acidification du pH (3,8). En milieu acide, les dépôts de sulfate d'ammonium ont favorisé une croissance luxuriante de Juncus bulbosus et Agrostis canina. Dans les mini-écosystèmes, les dépôts d'acide sulfurique à un pH de 3,5 ont réduit le pH de l'eau à 5,1 en moins d'un an (Schuurkes et al., 1986).

La libération d'ammoniac dans l'atmosphère, à un pH élevé, est un autre mécanisme d'élimination de l'ammoniac. Selon des estimations (API, 1981), la volatilisation pourrait être responsable de 67,5 % des pertes d'ammoniac observées en aval d'un point de rejet industriel dans la rivière Wabash, aux États-Unis. On a également estimé que 20 % des rejets d'ammoniac provenant d'une usine de fabrication d'engrais avaient été libérés dans l'atmosphère, et des pertes de 55 % ont été prévues pour une période de 10 ans, dans des conditions de faible débit continu.

2.3.1.3 Sol et eaux souterraines

La figure 1 présente un schéma du cycle de l'azote dans le milieu terrestre. L'ammonium est un important intermédiaire dans l'assimilation de l'azote du sol par les végétaux. Dans le sol, l'azote est présent essentiellement sous forme organique (non assimilable par les végétaux) et il doit y avoir minéralisation par des processus microbiens. Comme la nitrification est un processus qui libère de l'énergie, la conversion se fait rapidement; l'ammonium s'accumule donc rarement dans le sol, en présence de bactéries actives. Les composés azotés organiques sont réduits en ammonium, lequel est ensuite transformé en nitrite (NO₂^-) par Nitrosomonas, puis en nitrate par Nitrobacter (API, 1981; OMS, 1986). Même si la plupart des végétaux peuvent assimiler l'ion ammonium, celui-ci est habituellement oxydé en ion nitrate qui est la forme la plus répandue d'azote minéralisé dans le sol et qui peut aussi être assimilé par les végétaux (NRC, 1979; OMS, 1986).

La fixation de l'azote est un processus par lequel l'azote gazeux est transformé en ion ammonium (habituellement par des processus métaboliques); elle constitue donc une autre source d'azote minéralisé. Il y a fixation d'azote dans les algues bleu-vert et quelques genres de micro-organismes parmi lesquels Figurent des bactéries aérobies telle l'espèce Azotobacter, des bactéries anaérobies comme l'espèce Clostridium et des organismes vivant en symbiose sur des végétaux supérieurs (comme l'espèce Rhizobium sur les légumineuses). La volatilisation, l'adsorption et la transformation chimique influent également sur le devenir de l'ammoniac dans le sol (NRC, 1979; OMS, 1986).

L'ammoniac se lie dans le sol, sous l'effet de l'attraction entre la charge positive de l'ion ammonium et la charge négative des micelles du sol. Dans le sol, l'adsorption de l'ammonium se fait principalement par les quatre mécanismes suivants : réaction chimique (ions échangeables) fixation (ions non échangeables), réaction avec la matière organique et forces d'attraction physique.

Comme l'ammoniac est très peu mobile dans le sol, il risque peu d'atteindre la nappe phréatique sauf dans des cas inhabituels, par exemple lorsqu'il y a dépassement du pouvoir d'échange cationique dans le sol. La pire situation, en ce qui a trait à la lixiviation de l'ammonium, se produirait vraisemblablement lorsque le sol atteint sa capacité de rétention en eau. Dans ce dernier cas, les ions ammonium peuvent pénétrer dans le sol et poursuivre leur migration vers l'intérieur, et seules de faibles quantités restent dans le liquide interstitiel. L'humidité présente dans le sol ou amenée par les précipitations dilue l'ammoniac en surface et réduit son taux d'évaporation.

Si les ions ammonium atteignent la nappe phréatique, ils poursuivront leur migration dans la direction du ruissellement souterrain et seront lentement dilués par diffusion, ou ils seront adsorbés par le sol et les particules minérales. Il est possible également que des bactéries en profondeur dans le sol utilisent l'ammoniac pour la synthèse d'acides aminés, en présence d'oxygène.