Metoder för uppskattning av biotillgängligheten
Totala föroreningshalter i mark och sediment överskattar oftast den biotillgängliga fraktionen av föroreningarna. Även om den totala halten av föroreningar är den samma, kan två kontaminerade markområden skilja sig markant i toxicitet för marklevande organismer om biotillgängligheten är högre i den ena marken än i den andra. Biotillgänglighet av föroreningar i sediment och i mark kan definieras som ”fraktionen av den totala mängden av en förorening i porvatten och partikelbunden som är tillgänglig för marklevande organismer via respiration, föda eller direkt diffusion genom huden” [Landrum & Robbins, 1990]. Trots att marklevande orga- nismer exponeras endast för den biotillgängliga fraktionen, användes traditionellt den totala halten av föroreningar i mark vid exponeringsbedömningar. Dos-respons gränsvärden som erhålles genom standardiserade toxicitetstester baseras också på den totala föroreningshalten, i stället för den biotillgängliga fraktionen. Där försö- ker man att kringgå problemet med skiljaktig biotillgänglighet genom att standardi- sera alla de faktorer som kan påverka biotillgängligheten, som jordtyp, organiskt C innehåll, syreförhållanden, temperatur osv. Huvudorsaken till att man använder sig av den totala halten i stället för den biotillgängliga halten är att det hittills varit
både svårt och osäkert att kvantifiera den biotillgängliga fraktionen. Men nya me- toder har tagits fram och/eller är under utveckling för att kunna mäta den biotill- gängliga fraktionen. Det bästa sättet att mäta biotillgänglighet är att mäta den indi- rekt genom att utföra bioackumulationstester. Den fraktion som organismen tagit upp är per definition den biotillgängliga fraktionen. Men bioackumulationstester tar tid och är mycket kostsamma (oftast den mest kostsamma delen i en exponerings- bedömning). Det är därför mycket tilltalande att använda enklare och snabbare metoder för att kunna skatta biotillgängligheten.
Även om ett flertal metoder för att uppskatta biotillgänglighet har redan tagits fram, har deras applicering i exponeringsbedömning hittills varit begränsad. Meto- derna utgår från att endast föroreningsfraktionen som är löst associerad till partiklar eller som är löst i porvattnet är tillgänglig för organismen.
UTKLAKNINGSTESTER:
Utlakningstester tillhör de vanligaste metoder som används för att skatta biotill- gängligheten av föroreningar i mark. Ett flertal utlakningstester har utvecklats vär- den över för både metaller [e.g. Sato, et al. 2002] och organiska ämnen [e.g. van der Klein, 2001]. EU:s ramverk för forskning och utveckling har nyligen startat olika projekt för att ta fram förslag för harmonisering av utlakningstester för orga- niska ämnen (EU DG XII, SMT-Programme). Fördelen med dessa metoder är att dom är snabba, kostnadseffektiva och går att standardisera och ger en möjlighet att beräkna transport av föroreningar genom marken. Nackdelen är att dom visar egentligen endast hur mobila föroreningarna är inte huruvida dom är biotillgängliga för marklevande organismer eller ej.
KEMISK FRAKTIONERING:
Kemisk fraktionering består i att sekventiellt extrahera jorden i olika fraktioner med mål att karakterisera den biotillgängliga fraktionen. Olika typer av kemisk fraktionering har utvecklats både för organiska ämnen och för metaller. För orga- niska ämnen har man använt svaga lösningsmedel som t.ex. terahydrofuran eller butanol [Tang & Alexander, 1999]; för metaller har man föreslagit svaga saltlös- ningar med CaCl2, Ca(NO3)2, eller amonium acetat [Conder & Lanno, 2000]. Dessa extraktionsmetoder beskriver dock endast en kemisk biotillgänglighet vid en viss tidpunkt. Andra så kallade ”Biomimetiska” metoder har utvecklats för att mäta biotillgänglighet in situ över en längre tid och därmed representera en mer realis- tisk exponeringstid.
BIOMIMETISKA METODER
En vanlig biomimetisk metod är användningen av fibrer, så kallade ”solid-phase extractants” (SPEs). Signifikanta korrelationer mellan sorption av DDT [Tang et al., 1999] och aromatiska kolväten [Wells & Lanno, 2001] till SPEs och bioacku- mulation i mask har visats, och SPE tycks vara en lovande metod för skattning av biotillgänglighet. En annan biomimetisk metod som föreslagits för förorenade se- diment är att använda naturlig magsaft från en sedimentlevande organism, här masken Arenicola brasiliensis. Magsaft från ca hundra maskar erhålles genom dissektion. Kontaminerat sediment inkuberas sedan in vitro under några timmar
med magsaften i centrifugrör, varefter rören centrifugeras och den desorberade giftfraktionen kan mätas [Weston & Mayer, 1998a]. Goda korrelationer mellan desorberad fraktion i magsaft och bioackumulation i sediment organismer har vi- sats för både metaller [Weston & Maruya, 2002] och organiska ämnen [Weston & Mayer, 1998b]. Nyligen har en konstgjord magsaft för att skatta biotillgänglighet av organiska ämnen tagits fram [Voparil & Mayer, 2004]. Konstgjorda magsafter har också använts för att mäta den biotillgängliga fraktionen av markbundna gifter som kan intas av människor och framförallt lekande barn [Oomen, 2000, Oomen et al.,2003].
En sammanfattning av metoder för att mäta biotillgänglighet presenteras i Tabell 3.1.
Tabell 3.1 Metoder för mätning av biotillgänglighet [modifierad från Lanno, 2003].
Metod Målorganism Förorening Referenser
Kemiska extraktioner
Ca(NO3)2 extrakt Växter Zn, Pb, Cd [Basta and Gradwohl, 2000]
Evertebrater Zn, Cd, Pb [Conder and Lanno, 2000] Propanol, butanol, ethyl
acetat
Växter PAH [Tang and Alexander, 1999]
Evertebrater PAH [Tang and Alexander, 1999]
Tetrahydrofuran extrakt Evertebrater DDT [Tang and Alexander, 1999]
Biomimetiska metoder
SPE, SPME-fibrer, C-18 disk
Evertebrater PAH [Wells and Lanno, 2001] Evertebrater DDT [Tang et al., 1999] Tenax kulor Evertebrater PAH, PCB [Cornelissen et al., 2001]
PAH [Kraaij et al., 2001] Magsaft extrakt Evertebrater PAH [Weston and Mayer, 1998a]
[Voparil and Mayer, 2004] Metaller [Chen and Mayer, 1999]
[Weston and Maruya, 2002] [Wang et al., 2002] Artificiell magsaft Människor PAH, PCB [Oomen, 2000; Oomen et al.,
2003]
Evertebrater PAH [Voparil and Mayer, 2004]
Utvärdering / rekommendationer
Vid riskbedömning används i praktiken först den totala föroreningshalten i marken, vid en första ”screening” undersökning. Sedan uttrycker man en risk kvot (RK),
som i sin enklaste form är den totala föroreningshalten i marken dividerad med en referenskoncentration:
RK = Ctotal / Creferens
Referenskoncentrationen erhålles från toxicitetstester, t.ex. ett NOEL (No- observed-effect-level) eller ett EC50 värde. Om RK är > 1 anser man att förore- ningshalten i marken utgör en oacceptabel risk för organismen och man måste antingen utföra saneringsåtgärder eller utföra en mer detaljerad exponeringsbe- dömning. Om man då kan mäta biotillgänglighet och finner t.ex. att endast 10 % av den totala föroreningshalten är biotillgänglig för organismen kan man uttrycka en Biotillgänglighetsfaktor (BIF) (här 0.1) och minska risk kvoten genom att multipli- cera BIF med den totala föroreningshalten:
RK = BIF x Ctotal / Creferens
Om den nya kvoten är < 1 blir risken acceptabel.
Användning av metoder som skattar den biotillgängliga fraktionen (BIF) före- kommer sällan i riskbedömningar. Det skulle fördyra exponeringsbedömningen, men också minska riskfaktorerna betydligt. I en detaljerad exponeringsbedömning skulle det däremot kunna minska kostnaderna om det ersätter bioackumulationstes- ter. Beslutet att gå vidare med en mer kostsam och detaljerad exponeringsbedöm- ning kan ofta vägas upp av möjligheten den ger till mer kostnadseffektiva sane- ringsåtgärder.
Nedbrytning
Förutom biotillgänglighet är nedbrytning och omvandling av markbundna förore- ningar essentiella processar att beakta vid en exponeringsbedömning. Även de mest långlivade organiska föroreningar, som PCB och DDT omvandlas och bryts ned i marken, fast det kan ta mycket lång tid. Metaller bryts inte ned men kan omvandlas till olika kemiska former som kan vara mer eller mindre toxiska än ursprungsfor- men. Man skiljer på mikrobiell och kemisk nedbrytning. Mikrobiell nedbrytning sker med hjälp av mikroorganismer (främst bakterier och svampar) och är generellt sett viktigare än kemisk nedbrytning.
Mikrobiell nedbrytning
Man skiljer på aerob och anaerob mikrobiell nedbrytning. Aeroba nedbrytnings- processer är oxidativa reaktioner där mikroorganismer bryter ned eller omvandlar organiska ämnen med hjälp av syre, vilket resulterar i produktionen av ofarliga oorganiska ämnen som koldioxid och vatten. Organiska föroreningar agerar som elektrongivare och energikälla för mikroorganismerna. Anaeroba nedbrytningspro- cesser är betydligt långsammare än aeroba processer, de är reduktiva reaktioner, där organiska föroreningen agerar som elektronaccepterare. Exempel på anaerob nedbrytning är deklorinering av PCBer. Komplexbildning och polimerisering är två omvandlingsprocesser där föroreningen bildar starka kovalenta bindningar till or-
ganiska ämnen. Detta leder oftast till att biotillgängligheten för föroreningen mins- kar. Metylering av vissa metaller, t.ex. Hg ökar däremot både biotillgängligheten och toxiciteten för metallen. Mikrobiella omvandlingsprocesser resulterar i att föroreningen inte helt bryts ned utan omvandlas till en annan kemisk form, som är antingen mindre eller mer toxisk än det ursprungliga ämnet. PAHer kan t.ex. om- vandlas till catecholer som är mindre toxiska, medan trichloroetylen kan omvand- las till vinylklorid som är mer toxiskt. Ett annat exempel är det hormonstörande ämnet nonylfenol, som bildas genom partiell nedbrytning eller omvandling av nonylfenoletoxilater.
Kemisk nedbrytning
Kemisk nedbrytning sker utan hjälp av mikroorganismer genom en rad kemiska reaktioner som hydrolys, oxidation, reduktion, komplexbildning, nukleofil substitu- tion, och precipitering. Fotokemisk nedbrytning förekommer när en organisk för- orening omvandlas p.g.a. att den absorberar ljus eller reagerar med fria syreradika- ler. Fotoaktivering kan ses som motsatsen till fotokemisk nedbrytning. I stället för att brytas ned laddas ämnet med energi vid exponering för ljus och kan bli mer toxiskt än det ursprungliga ämnet. Fotoaktivering förekommer t.ex. för vissa PA-Her som fluoranten, vars toxicitet blir tio gånger högre vid solljus än i mörker [Bell et al., 2004].
Utvärdering/rekommendationer
Vid en exponeringsbedömning och för beslut av eventuella saneringsåtgärder är det essentiellt att veta hur fort en förorening kommer att brytas ned [Larson, 1979]. Precis som med biotillgängligheten är det orimligt att basera en exponeringsbe- dömning på den initiala totala koncentrationen. Riskfaktorerna kommer att minska betydligt om föroreningarna bryts ned, och måste korrigeras för nedbrytningen. Nedbrytningens hastighet och effektivitet är emellertid svåra att förutsäga generellt då de är beroende av en rad faktorer som marktyp, syreförhållanden och mängd och typ av mikroorganismer i marken. Nedbrytningshastigheten kan mätas experimen- tellt, antingen via direkta mätningar där man mäter % av initialkoncentration vid olika tidpunkter, eller indirekt genom att mäta funktionella variabler som återspeg- lar nedbrytningen, som t.ex. syrekonsumption, produktion av CO2, eller närsalts- fluxer. Radiorespirometri är en vanlig metod för att mäta nedbrytningshastighet, där man tillsätter en 14C-inmärkt förorening till jord eller sediment och sedan mä- ter produktionen av 14CO2 [Reid et al., 2001]. Eftersom nedbrytningsprocesser är så starkt beroende av markens geokemiska karaktär och de mikroorganismer den innehåller, är det svårt att bygga upp en databas med nedbrytningshastighet för enskilda föroreningar. Ett brett spektrum av nedbrytningshastigheter måste i så fall anges baserad på max- och minimivärden från nedbrytningsförsök under olika förhållanden. För en detaljerad platsspecifik exponeringsbedömning måste man mäta nedbrytningshastigheten i den mark man undersöker. Den allra bästa metoden är att utföra nedbrytningstester i mikro/mesokosmförsök där man mäter både indi- rekta funktionella variabler och direkta halter i jorden efter olika exponeringstider. De höga kostnader som sådana mesokosmförsök innebär måste vägas upp av den
ökade precision som erhålles [t.ex. NIVA, 1993] och beslutsunderlag till mer kost- nadseffektiva saneringsåtgärder.