MILJØVURDERING AF KEMIKALIER

Transkript

1 MILJØVURDERING AF KEMIKALIER Skæbne og effekt af miljøfremmede stoffer i vandmiljøet Anders Baun, Niels Nyholm og K. Ole Kusk Institut for Vand og Miljøteknologi Danmarks Tekniske Universitet Kgs. Lyngby (Opdateret juli 2011) 1

2 FORORD Nærværende note er en delvis omarbejdning af undervisningsmateriale, som anvendes i forbindelse med undervisning i kurserne Miljøkemi og Økotoksikologi og Miljørisikovurdering af kemikalier samt Miljøkemi, Master i Brandsikkerhed på Danmarks Tekniske Universitet. Noget af det vanskeligst tilgængelige materiale er fjernet, men en del står stadig tilbage (især fugacitet vil sikkert kunne give problemer). Fugacitet giver imidlertid et så fremragende redskab til at få en indikation af kemiske stoffers vandring i miljøet, at vi har valgt stadig at lade det indgå i nærværende note. Det primære formål er nemlig at give læseren overblik over de faktorer, der er væsentlige for miljøvurdering af kemikalier, samt at udstyre læseren med værktøjer til at foretage en indledende miljøvurdering af kemikalier. For hver enkelt af de nævnte processer findes naturligvis mere uddybende litteratur og den interesserede læser henvises til denne (se evt. Anbefalet litteratur i notens litteraturliste). K. Ole Kusk Oktober

3 INDHOLDSFORTEGNELSE 1 INDLEDNING FARLIGHEDSIDENTIFIKATION Fordeling af organiske kemikalier i miljøet Fordampning Oktanol/vand-fordelingskoefficienten Sorption Bioakkumulering Ionisering af organiske syrer og baser Fasefordeling og fugacitet Abiotisk omdannelse Bionedbrydelighed Økotoksicitet KLASSIFICERING OG MÆRKNING AF KEMISKE STOFFER FARLIGHEDSVURDERING Effektanalyse Eksponeringsanalyse Eksponeringen vægtes mod effekten Litteratur

4 1 INDLEDNING I forbindelse med EU s nye kemikalielov REACH er blevet indberettet ca forskellige kemikalier. I Danmark skønnes det ud fra oplysninger i Produktregistret, at omkring findes på det danske marked. Kemiske stoffer finder anvendelse overalt i samfundet og ender via produktion og forbrug i samfundets affaldsstrømme. Fra alle led i de kemiske stoffers livscyklus vil der ske tab, som resulterer i, at stofferne kan genfindes som forureningskomponenter i miljøet. Her vil især forhold som stoffernes skæbne (spredning/nedbrydning) og giftighed være afgørende for om disse forureninger vurderes at udgøre en fare for mennesker og miljø. Med den nye EU kemikalielov REACH (Europa-parlamentet og Rådets, 2007), bliver alle stoffer ligestillet, og uanset, hvor længe de har været på markedet, skal de alle anmeldes til det nye EU-Kemikalieagentur, deres egenskaber dokumenteres og producenter/importører skal nu selv risikovurdere deres kemikalier. For de farligste af stofferne kan der enten blive tale enten et forbud mod forhandling/anvendelse, eller at der skal udstedes autorisationer til specifikke anvendelser. Med den nye lov forventes at manglende data for kemikalierne bliver tilvejebragt, således at den nuværende datamangel bliver reduceret væsentligt. Det er producentens/importørens ansvar at sørge for, at de nødvendige data er til rådighed ved anmeldelse af et kemisk stof. Kravene til datamængdens omfang afhænger fortsat af, hvor store mængder af stoffer, der produceres eller importeres. Således vil der blive krævet flere oplysninger vedrørende sundheds- og miljøeffekter ved store mængder pr. år pr. producent end ved mindre mængder. Flest krav vil blive stillet til de såkaldte High Production Volume Chemicals (HPVC), som er stoffer, der årligt produceres i mængder over 1000 tons pr. producent. Udover tonnage kan også såkaldte specielle hensyn eller specialtilfælde danne baggrund for supplerende krav - f.eks. kan høj specifik giftighed eller kræftfremkaldende egenskaber foranledige krav om supplerende oplysninger. Hvis data-kravet ikke opfyldes kan et produkt ikke markedsføres ( No Data No Market -princippet). I det følgende vil blive fokuseret på miljøfremmede organiske stoffer, som også vil blive omtalt som kemikalier. Gennemgangen vil ikke omfatte sundhedsmæssige vurderinger af kemikaliers virkninger på mennesker, men der vil udelukkende blive beskrevet principper for vurdering af kemiske stoffers skæbne og effekt i det ydre miljø. Gennemgangen af kemikaliers miljøvurdering vil hovedsageligt omhandle vurdering i forhold til det akvatiske miljø fremfor de øvrige sfærer såsom jord eller sediment. Dette er gjort under hensyntagen til det faktum, at arbejdet med standardisering og fastlæggelse af principper for miljøvurderingen er nået længst for det akvatiske miljø. 4

5 2 FARLIGHEDSIDENTIFIKATION Farlighedsidentifikation er på det indledende niveau en sammenstilling og vurdering af lettilgængelige data for stoffets iboende egenskaber. De enkelte dele, der tilsammen udgør farlighedsidentifikationen, vil blive beskrevet i dette kapitel. Som illustreret i figur 2.1 er en lang række processer og reaktioner af afgørende betydning for organiske kemikaliers fordeling og spredning i miljøet, og derfor fokuseres på disse sammenhænge i det følgende. Sidst i kapitlet er informationen komprimeret i en Checkliste til farlighedsidentifikation, der er tænkt som en hjælp til gennemførelsen af farlighedsidentifikation i konkrete tilfælde. Figur 2.1 Processer og reaktioner af betydning for et kemikalies fordeling og spredning i det akvatiske miljø. De typiske kilder til illustration af stoffets iboende egenskaber er databaser og håndbøger, og i nedenstående tabel 2.1 er angivet de vigtigste typer af data, der skal bruges ved farlighedsidentifikationen. 5

6 Tabel 2.1 Data til gennemførelse af farlighedsidentifikation af kemikalier Fysisk-kemiske Molvægt (M w ) Smeltepunkt (m.p.) Kogepunkt (b.p.) Damptryk (p a ) Vandopløselighed (S) Syredissociationskonstant (pk a ) Henrys lov konstant (K H ) Oktanol-vand fordelingskoefficient (K ow ) Fordelingskoefficienten mellem organisk kulstof og vand (K oc ) Akkumulerbarhed Biokoncentreringsfaktorer for forskellige organismer (BCF) Nedbrydelighed Hydrolyse Fotolyse Bionedbrydelighed vurderet ud fra resultater fra standardiserede testmetoder Økotoksicitet Resultater fra standardiserede økotoksikologiske tests (LC 50, EC 50, NOEC, LOEC) overfor minimum 3 arter (alger, krebsdyr og fisk) Det skal understreges, at det for et givet stof sjældent er muligt at fremskaffe alle de data, som er opregnet i tabel 2.1 af den simple grund at disse data enten ikke eksisterer eller ikke er offentligt tilgængelige. Derfor kan det være nødvendigt at estimere ukendte størrelser f.eks. ud fra kendskab til stofegenskaber for andre stoffer, der har strukturelle ligheder med det stof, som ønskes vurderet. Til dette brug kan anvendes såkaldte QSAR-estimationer (Quantitative Structure Activity Relationships). Ved QSAR kan man ud fra den kemiske struktur af stoffer f.eks. estimere fysisk-kemiske parametre på baggrund af viden opnået for andre strukturelt beslægtede stoffer. Det skal understreges at QSAr-estimationer er overslagsberegninger, der ikke nødvendigvis giver et helt korrekt resultat, men resultater, som kan antages at være i nærheden af det korrekte, er bedre end intetresultat = ingen viden. 6

7 2.1 Fordeling af organiske kemikalier i miljøet Der foregår en række processer i miljøet, som er helt bestemmende for om et organisk kemisk stof vil ende f.eks. i luften eller jorden. Det drejer sig om processerne Fordampning Sorption Bioakkumulering Desuden er der processer, som er bestemmende for om stoffet forbliver i miljøet eller om det nedbrydes og dermed enten helt forsvinder eller omdannes til andre stoffer: Bionedbrydning Hydrolyse Fotolyse De tre førstnævnte processer betydning eller resultatet af at de foregår kan beskrives ud fra de såkaldte fordelingskoefficienter. En fordelingskoefficient beskriver hvorledes et stof fordeler sig imellem to faser f.eks. vand og luft, når processen (f.eks. fordampning fra vand) har fået lov til at løbe til ende, således at der er blevet ligevægt imellem de to faser. Ved ligevægt kan der godt fortsat fordampe stof fra en vandfase til luft, men der vil samtidig gå en tilsvarende mængde stof fra luft og til vand = vi har ligevægt. Vi har en række fordelingskoefficienter (figur 2.2), som er helt afgørende for stoffordelingen i miljøet. Disse er: Oktanol-vand Org.kulstof-vand Organisme-vand Henrys fordelings- fordelings- fordelings-koeff. = lov-konstant koefficient koefficient Biokonc.faktor K H BCF K ow K oc Luft Oktanol Organisk kulstof Organismer Vand Vand Vand Vand Figur 2.2: De væsentligste konstater til vurdering af stoffers fordeling i miljøet. I det følgende vil disse fordelinger og koefficienter blive nærmere omtalt. 7

8 2.2 Fordampning Fordelingen af et stof mellem gas- og vandfasen kan med tilnærmelse beskrives ved Henrys lov (gælder for vandkoncentrationer, C w < ca. 1 mol/l). Henrys lov konstant, K H, er her den centrale parameter, der beskriver stoffets tendens til at undvige fra en vandig opløsning til luften. På figur 2.3 er faseovergangen vist skematisk, idet det antages, at to-filmteorien gælder for fordampningen af et kemisk stof fra vandfasen. Figur 2.3 Faseovergangen af et kemikalie fra væske til gas illustreret ved tofilmmodellen. Hvis man ud fra denne model betragter fordampningen af et stof opløst i vandfasen i koncentrationen C w, skal stoffet først passere en tynd væskefilm (se figur 2.3). Her opstår en koncentrationsgradient pga. diffusionsbegrænsning. Det opløste stof fordamper dernæst og skal passere gennem en tynd gasfilm, hvor masseovergangen igen er begrænset af diffusionshastigheden. Hernæst når stoffet op i den egentlige gasfase med partialtrykket p i. Transporten gennem væske- og gasfilmen beskrives ved to masseovergangstal hhv. k l og k g, der udtrykker hastigheden af et molekyles bevægelse gennem filmen. For hele grænsefladen beskrives hastigheden af et molekyles bevægelse ved det totale masseovergangstal, K L. Ved ligevægt er sammenhængen mellem koncentrationen i væsken og partialtrykket af stoffet i luften givet ved Henrys lov: pi KH Cw - hvor, p i er stoffets partialtryk i gasfasen (atm) C w er koncentrationen af stoffet i vandfasen (mol m -3 ) K H er Henrys konstant (atm m 3 mol -1 ) Det skal bemærkes, at Henrys konstant således udtrykker forholdet mellem koncentrationerne 8

9 i de to faser, idet partialtrykket via idealgasloven kan betragtes som en koncentration (p i = R T (n/v) luft = R T C luft ). Henrys konstant kan for en del stoffer findes ved opslag i håndbøger mv., men kan også estimeres ud fra sammenhængen: pa KH S -hvor, p a : Stoffets damptryk ved temperaturen T (atm) S: Stoffets vandopløselighed ved temperaturen T (mol m -3 ) Enheden på Henrys konstant vil i det følgende blive opgivet som: atm m 3 mol -1, men det er væsentligt at bemærke, at det i litteraturen og opslagsværker ofte er den dimensionsløse Henrys konstant (K H), som opgives: K ' H KH RT -hvor, R: Gaskonstanten (8, atm m 3 mol -1 K -1 ) T: Temperaturen (K) Det er samtidig den dimensionsløse Henrys konstant, der reelt beskriver forholdet mellem koncentrationerne i vand og luft, hvilket kan ses af, at grunden til at konstanten bliver dimensionsløs er, at koncentrationerne i vand og luft angives i samme enhed f.eks. mol m -3, og når vi har samme enhed i tæller og nævner kan enheden gå ud. Det er imidlertid oftest den TABEL 2.2 Kemiske stoffers flygtighed fra vandig opløsning. Flygtighed K H (atm m³ mol -1 ) Faseovergang Mindre flygtigt end vand < Gasfilmen kontrollerer fordampningshastigheden, som afhænger af størrelsen af K H Langsom fordampingshastighed < K H < 10-5 Gasfilmen kontrollerer fordampningshastigheden, som afhænger af størrelsen af K H Signifikant fordampningshastighed 10-5 < K H < 10-3 Både gas- og væskefilm bidrager til fordampningshastigheden afhængigt af størrelsen af K H Flygtigt fra vandig opløsning > 10-3 Væskefilmen kontrollerer fordampningshastigheden uafhængigt af størrelsen af K H ikke-dimensionløse K H, som anvendes, når man vil vurdere, hvorvidt et stof forbliver i en 9

10 vandfase eller om det er flygtigt i en eller anden grad, som angivet i tabel 2.2. Henry konstant kan angives i mange forskellige enheder, så det er yderst vigtigt altid at være opmærksom på enheden for Henrys konstant og ved beregning af eller med Henrys konstant altid at medtage enheder også i mellemregninger. I forbindelse med flygtige stoffers farlighedsidentifikationen skal til slut påpeges, at stoffer, som har et damptryk større end 100 Pa, og som indeholder fluor, chlor eller brom bør undersøges nøjere med henblik på vurdering af stoffets ozon-nedbrydende potentiale (ODP - fra eng. Ozone Depletion Potential ) Eksempel: Flygtighed af toluen fra vandig opløsning. Flygtigheden og halveringstiden mht. fordampning af stoffet toluen fra en sø ønskes bestemt. Søen har en vanddybde på 1,0 m. Følgende data findes i et oplagsværk over fysisk-kemiske data: Toluen: C 7 H 8 Molvægt: 92,1 g/mol Damptryk (p a ): 0,0380 atm Vandopløselighed (S): 518 mg/l = 518 g/m³ (vandopløselighed skal omregnes til mol/l) Henrys konstant bestemmes: For toluen gælder det altså at K H >10-3 atm m³ mol -1, og stoffet kan dermed betragtes som flygtigt fra vandig opløsning, jf. tabel Oktanol/vand-fordelingskoefficienten Oktanol/vand-fordelingskoefficienten, K ow, er en helt central parameter i vurderingen af organisk kemiske stoffers fordeling i miljøet. Det kan måske synes overraskende, men oktanol har mange ligheder med fedt (også kaldt lipid), hvilket gør at man med kendskab til størrelsen af K ow kan beregne en række andre parametre med baggrund i erfaringsmæssige og teoretiske overvejelser. K ow findes ved i en skilletragt indeholdende oktanol og vand (oktanol øverst som én fase og det tungere vand nederst som en anden fase) at tilsætte lidt af et kemisk stof og dernæst blande og vente indtil stoffet er gået i opløsning og ligevægt mellem stofmængden i de to faser har indstillet sig. Dernæst analyseres koncentrationen af stof i de to faser og forholdet mellem koncentrationerne er netop oktanol/vand-fordelingskoefficienten. Begge 10

11 koncentrationer angives med samme enhed, hvorfor den udgår, og Kow beskriver således et forhold. For mange organiske stoffer er koncentrationen i oktanolfasen meget større end i vandfasen og forholdet angives derfor ofte som den logaritmiske værdi, log K ow. 2.4 Sorption Ved vurderingen af stoffers binding til en fast fase (jord, sediment eller suspenderet stof) vil det ved farlighedsidentifikationen ofte være tilstrækkeligt at betragte sorptionsprocessen som en lineær sammenhæng mellem koncentrationen i fast fase og koncentrationen i vandfasen: C s = K d C w -hvor, C s : Koncentrationen af sorberet stof (mg (kg fast fase) -1 ) C w : Koncentration i vandfasen (mg (liter vand) -1 ) K d : Fordelingskoefficient mellem fast fase og vand (l kg -1 ) Fordelingskoefficienten, K d, kan bestemmes eksperimentelt, men hvis der er tale om uladede organiske stoffer kan K d også estimeres på baggrund af den faste fases indhold af organisk kulstof (f oc ) og stoffets adsorptionskoefficient mellem organisk kulstof og vand (K oc ): K d = f oc K oc K oc værdien for stoffet kan findes i databøger eller som et første overslag estimeres ud fra oktanol/vand fordelingskoefficienten ved følgende sammenhæng: K oc = 0,41 K ow (Karickhoff, 1981) Forudsætningen for anvendelsen af K oc til vurdering af kemiske stoffers sorption er, at disse bindes til den faste fase som følge af stoffernes hydrofobe egenskaber. Dette gælder for en række uladede forbindelser, mens det for andre stoffer kan være hydrogenbindinger og ionbytning, som er dominerende for stoffets fordeling mellem vandig opløsning og fast fase. Som skøn over stoffers tilbøjelighed til at sorbere til en fast fase kan K oc værdien anvendes for uladede forbindelser, såfremt den faste fase har et vist indhold af organisk kulstof (mere end ca. 2%). I jordmiljøet taler man om stoffets mobilitet, der defineres som den afstand et givet kemikalie vandrer i en søjle af vandmættet jord i forhold til den afstand, vandet har tilbagelagt. En stor mobilitet betyder således at stoffet har ringe tendens til at sorbere til jorden, og dermed vil blive transporteret med vandet. McCall et al. (1980) har opstillet nedenstående tabel til vurdering af stoffers mobilitet i jord ud fra kendskab til stoffets K oc (tabel 2.3). TABEL 2.3 Klassificering af stoffers mobilitet i jord ud fra K oc værdien (efter McCall et al., 1980) 11

12 Mobilitet K oc Meget stor 0-50 Stor Mellem Lav Lille Immobilt > Eksempel: Sorption af Atrazin i aktiveret slamanlæg (rensningsanlæg) Bestem fordelingen af pesticidet Atrazin i et aktiveret slamanlæg med et indhold af suspenderet stof på 3 g SS/l (C ss ), hvoraf 30% er organisk kulstof (f oc =0,30). For Atrazin er ved opslag i håndbøger fundet: K oc = 145. Atrazin binder sig til den faste fase ved hydrofob binding, men også ved hydrogenbindinger til overfladen af det faste stof. I dette eksempel antages det, at kun den hydrofobe binding er betydende for sorption. Der opstilles en massebalance for Atrazin: Total stofmængde = Stofmængde i vandfase + Sorberet stofmængde m tot,chem = m w,chem + m s,chem C tot V tot = C w V w + C s m s Hvor: m tot,chem = Den totale masse af kemikaliet i vand og suspenderet stof (g) m w,chem = Den totale masse af kemikaliet i vandfasen (g) m s,chem = Den totale masse af kemikaliet i suspenderet stof (g) C tot = Den totale koncentration af kemikaliet (g/m 3 ). V tot = Volumenet af vand og suspenderet stof (m 3 ) C w = Koncentrationen af kemikaliet i vandfasen (g/m 3 ) V w = Vandets volumen (m 3 ) C s = Koncentrationen af kemikaliet i det suspenderede stof (g kemikalie/g suspenderet stof) = Massen af suspenderet stof (g). m s Idet koncentrationen i den sorberede fase er givet ved C s =K d C w kan massebalancen skrives som: 12

13 C tot V tot = C w V w + K d C w m s Massen af det suspenderede stof er givet ved: m s =C ss V tot. K d bestemmes ud fra sammenhængen: K d =K oc f oc. Massebalancen kan derfor skrives som: C tot V tot = C w V w + K oc f oc C w C ss V tot Ved den relativt lave koncentration af suspenderet stof kan det antages, at V tot V w, hvilket betyder, at massebalancen skrives som: C tot V tot = C w V tot + K oc f oc C w C ss V tot C tot = C w + K oc f oc C w C ss m m w tot V V w tot C C w tot 1 1+ K f C oc oc ss = C C w tot ; V tot V w hvor således beskriver, hvor stor en del af den samlede stofmængde, der findes i vandfasen. Idet resten af kemikaliet er sorberet til det suspenderede stof kan denne del herefter beregnes som 1-. For Atrazin i det aktiverede slamanlæg findes: Cw 1 = = 3 = 0,885 = 88, 5% Ctot , 3 (l / kg) 3 10 (kg / l) Altså vil 88% af stoffet befinde sig i vandfasen og kun 12% er sorberet til den faste fase. Dette stemmer iøvrigt overens med, at Atrazin med en K oc på 145 kun i ringe grad vil forventes at sorbere til jord, såfremt kun hydrofob binding tages i betragtning (jvf. tabel 2.3). 2.3 Bioakkumulering Koncentrationen af et kemisk stof i organismer kan i mange tilfælde overstige de koncentrationer, der kan måles i det omgivende miljø. Dette fænomen benævnes bioakkumulering og opdeles traditionelt i de to dele: Biokoncentrering og biomagnifikation. Biokoncentrering beskriver en forhøjet koncentration af et stof i organismer som følge af direkte optagelse fra omgivelserne ved diffusion, adsorption eller aktiv optagelse. Dette kaldes direkte biokoncentrering, mens indirekte biokoncentrering beskriver, at stofkoncentrationen i organismer forøges via fødeindtagelse. Ved biomagnifikation forstås en 13

14 opkoncentrering, der er relateret til fødekæder eller fødenet, således koncentrationen af stoffet i organismer stiger fra et trofisk niveau til det næste. I 1960 erne blev bioakkumulering af kemiske stoffer erkendt som et miljøproblem, og biomagnifikation blev på daværende tidspunkt fremhævet som den væsentligste årsag til bioakkumulering. Dette kan hovedsageligt henføres til, at koncentrationerne af meget lipofile Koncentration i fisk Akkumulationsfase Eliminerings-fase Ligevægt Tid (Dage) Optagelsesrate Elimineringsrate Figur 2.4: Optagelse og afgivelse (eliminering) af et kemikalie i/fra fisk. Optagelsesraten er kun afhængig af vandkoncentrationen, og elimineringsraten er kun afhængig af koncentrationen i fisken. stoffer som DDT og methylkviksølv blev konstateret at stige trinvist gennem flere trofiske niveauer (f.eks. fra krebsdyr til fisk og videre til fiskeædende fugle). Senere undersøgelser har dog vist, at biomagnifikation i akvatiske miljøer kun er betydende for persistente stoffer, som udskilles langsomt fra organismerne, og som desuden er meget lipofile (logk ow 6) (Macek et al., 1979). I det akvatiske miljø vil det hovedsageligt være biokoncentreringen, som er betydende for den samlede bioakkumulation, mens det dog for fugle og dyr fra terrestriske miljøer generelt vil være biomagnificeringen, som er den dominerende proces for bioakkumulering af kemiske stoffer. 14

15 Kemikaliers potentiale for at bioakkumulere i det akvatiske miljø vurderes i klassificeringssammenhæng ofte ud fra biokoncentreringsfaktoren (BCF). BCF defineres som forholdet mellem koncentrationen af et stof i organismen og koncentrationen i det omgivende miljø ved ligevægt. Opkoncentrering af stof i en organisme vil afhænge af organismens optagelseshastighed af stoffet, men også af den hastighed, hvormed stoffet udskilles fra organismen. Ved ligevægt vil optagelse og afgivelse balancere (se figur 2.4). I det nye GHS-klassifikationssystem klassificeres stoffer med BCF>500 som bioakkumulerbare (se afsnit 3). BCF kan måles eksperimentelt i forskellige organismer og disse data kan findes i litteraturen for en del stoffer. De eksperimentelle data giver naturligvis de bedste og mest direkte informationer om stoffets adfærd mht. bioakkumulering - hvis dataene ellers er pålidelige - men for mange stoffer vil der ikke være eksperimentelle data til rådighed. Ved farlighedsidentifikationen må man derfor ofte estimere BCF ud fra en empirisk korrelation eller evt. ved hjælp af de tidligere omtalte QSAR-metoder. Til dette formål anvendes traditionelt fordelingskoefficienten mellem oktanol og vand (K ow ), som et udtryk for kemiske stoffers fordeling mellem fedtvæv i organismer (oktanol har stor lighed med fedt/lipid) og vandfasen. Sammenhængen mellem BCF og K ow kan for et uladet, lipofilt stof tilnærmes ved udtrykket: BCF = f lipid K ow, hvor f lipid er fraktionen af fedtindhold i organismen. Ofte vil man for akvatiske organismer antage et fedtindhold på 5 % (f lipid =0,05) eller 10 %, og herved kan BCF estimeres direkte ud fra K ow. Hvis man antager et fedtindhold på 10 % (f lipid =0,1), vil det for et uladet stof betyde, at K ow >1000 (logk ow >3) medfører en BCF > 100, dvs. at stoffet kan klassificeres som potentielt bioakkumulerbart (svarende til et worst case, hvor organismerne har et højt fedtindhold på 10 %). I litteraturen findes utallige korrelationer baseret på regressionssammenhænge mellem især logbcf og logk ow. En hyppigt anvendt korrelation for fisk er beskrevet af Veith et al. (1979): logbcf = 0,85 logk ow - 0,70 (for log Kow =3 fås log BCF ~ 2 => BCF ~100) Parametrene i sådanne korrelationer afhænger både af hvilke stoffer eller stofgrupper og hvilke organismer, der betragtes. Korrelationer af denne type gælder som regel kun for stoffer, der ikke ioniserer i vand, som har en molvægt mindre end ca. 700 g/mol og en logk ow mindre end ca. 6. De bedste estimationer af BCF opnås ved anvendelse af korrelationer med K ow, men hvis data for K ow ikke er tilgængelige kan BCF også vurderes ud fra vandopløseligheden af stoffet. Som et eksempel på dette kan nævnes følgende korrelation 15

16 opstillet af Chiou et al. (1977): logbcf = 3,41-0,58 logs (S i mg/l) Usikkerheden på estimatet af BCF vil dog generelt være større, hvis BCF estimeres ud fra vandopløseligheden i stedet for ud fra K ow -værdien. 2.5 Ionisering af organiske syrer og baser Såvel fordampning, sorption og bioakkumulation af stoffer, der er syrer eller baser, vil kunne påvirkes af mediets ph-værdi. De ovenfor beskrevne sammenhænge gælder nemlig som hovedregel kun for stoffer, der ikke ioniserer i vand (ionisering kaldes somme tider dissociation, men mest korrekt er ionisering). Organiske syrer og baser kan afhængigt af omgivelsernes ph og stoffernes syre- eller basekonstanter findes på såvel ioniseret som ikkeioniseret form. Nedenstående figur 2.5 viser ligevægten mellem den ioniserede og den ikkeioniserede form af 2,4,5-trichlorphenol. OH Cl Cl Cl 2,4,5-trichlorphenol + NH 3 O- Cl + H+ Cl Cl 2,4,5-trichlorphenolat NH 2 3,4-dichloroanilinium 3,4-dichloroaniline Figur 2.5 Protonafgivelse (H + ) fra 2,4,5-trichlorphenol (syre) med dannelse af phenolat til følge. Tilsvarende protonafgivelse fra 3,4-dichloranilinium under dannelse af 3,4- dichloranilin. Ligevægtene er ph-afhængige og ved pk a -værdierne (henholdsvis ph 7.4 og ph 2.97) vil der være 50 % af hver af de to former af stofferne 2,4,5-trichlorphenol har en syreioniseringskonstant med værdien 7,4 (pk a =7,4). Ved ph 7,4 vil koncentrationen af den ioniserede form, 2,4,5-trichlorphenolat, således være lige så stor som koncentrationen af 2,4,5-trichlorphenol. Ved ph større end 7,4 vil den ioniserede form (2,4,5-trichlorphenolat) dominere, hvorimod den ikke-ioniserede form (2,4,5-trichlorphenol) vil dominere ved ph mindre end 7,4 (se figur 2.5). 16

17 3,4-dichloranilin er en base, som optager en proton, mens den korresponderende protoniserede form kan afgive en proton og således er situationen parallel til phenol-phenolateksemplet (se figur 2.4). pk a for 3,4-dichloranilin er 2,97 og ved neutralt ph er det meste af stoffet på den uprotoniserede (ikke-ioniserede) form. Generelt kan dette udtrykkes ved ioniseringsgraden, der beskriver, hvor stor en del af stoffet, der findes på ikke-ioniserede form ved en given ph-værdi: 1 Syre: ikke ioniseret syre = ( ph pk a ) Base: = ikke ioniseret base ( pk a ) ph ph værdien i naturlige miljøer vil oftest ligge i niveauet ph 5-9, og derfor skal ionisering inddrages i farlighedsidentifikationen for stoffer med pk a -værdier i området I tabel 2.4 er syreioniseringskonstanterne for en række chlorphenoler vist som et eksempel på en gruppe af stoffer, hvor ionisering er af overordentlig stor betydning for fordelingen i miljøet. Dette illustreres ved de meget forskellige ioniseringsgrader ved ph 7 vist i tabellen. For eksempel vil pentachlorphenol og 2,3,4,6-tetrachlorphenol hovedsageligt findes på ioniseret form, mens 2-chlorphenol og 4-chlorphenol vil være ikke-ioniserede. TABEL 2.4 Syreioniseringskonstanten og ioniseringsgraden ( udissocieret syre ) ved ph 7 for udvalgte chlorphenoler Stof pk a ikke-ionisert syre 4-chlorphenol 9,2 0,99 2-chlorphenol 8,5 0,97 2,4-dichlorphenol 7,7 0,67 2,4,5-trichlorphenol 7,4 0,60 2,3,4,6-tetrachlorphenol 5,4 0,02 Pentachlorphenol 4,76 0, Fasefordeling og fugacitet Ved at opstille massebalancer kan der foretages kvantitative vurderinger af kemiske stoffers fordeling i miljøet, hvilket er illustreret i eksemplet med sorption af Atrazin i et aktiveret slamanlæg. Her er der tale om et system med to faser (vand og aktiveret slam), og ønsker man 17

18 at betragte flere faser, kan dette gøres ved udvidelse af massebalancen. Hermed øges antallet af parametre og sammenhænge og betragtes fire eller flere faser bliver massebalancebetragtninger ofte ganske uoverskuelige. Et typisk scenarium for fasefordeling i miljøet vil inkludere seks faser nemlig luft, vand, jord, suspenderet stof, sediment og biologiske organismer (f.eks. fisk). Hvis der i et sådant system introduceres et kemisk stof, og der antages at være ligevægt mellem alle faser, vil man i stedet for at opskrive alle ligevægte og massebalancer kunne benytte sig af fugacitetsbegrebet til bestemmelse af fasefordelingen af stoffet. Fugacitetsbegrebet er i miljøkemisk sammenhæng lanceret af Donald Mackay i 1979 (Mackay, 1979). Der er for så vidt ikke noget nyt i at benytte fugaciteten, idet fugacitetsbegrebet er velkendt indenfor den fysiske kemi, men Mackay har evnet at gøre dette begreb brugbart til fasefordelingsberegninger på realistiske miljøscenarier, og derfor omtales denne betragtningsmåde ofte som Mackay-modeller. Den mest basale af disse modeller (Mackay Level I) er baseret på beregning på et lukket system, hvor der er opnået ligevægt i fordelingen af stof mellem alle faser. Fugaciteten (f) anvendes som en beregningsstørrelse, der beskriver faseligevægtene, og ved fugaciteten beskrives et stofs tendens til at undvige den fase, hvori det befinder sig. Den grundlæggende ligning, der knytter fugacitet og koncentration sammen er: C = Z f dvs. Koncentration [mol/m 3 ] = Fugacitetskapicitet [mol/(m 3 atm)] Fugacitet [atm] Indholdet af denne ligning kan anskueliggøres ved en analogi til varmekapacitetsligningen: Varmeindhold [J] = Massen af fasen [kg] Varmekapacitet [J/(kg K)] Temperatur [K] Denne analogi er ikke helt videnskabeligt stringent, men er blot tænkt som en hjælp til at illustrere fugacitetsbegrebet. Omskrives varmekapacitetsligningen nemlig til: Varmekoncentration [J/kg] = Varmekapacitet [J/(kg K)] Temperatur [K] -og multipliceres med massefylden af mediet (kg m 3 ) fås følgende ligning: Varmekoncentration [J/m 3 ] = Varmekapacitet [J/(m 3 K)] Temperatur [K] I denne ligning er det temperaturen, der er ligevægtskriteriet (ved ligevægt har alle faser samme temperatur), mens det i fugacitetsligningen er fugaciteten, der er ligevægtskriteriet 18

19 (ved ligevægt: samme fugacitet i alle faser). Varmekapaciteten udtrykker populært sagt en fases kapacitet til at absorbere/holde på varme, og i analogi hertil udtrykker fugacitetskapaciteten en fases kapacitet til at holde på stoffet (høj Z værdi = store mængder af stof kan optages i den pågældende fase). For hver enkelt fase kan for et specifikt stof defineres en fugacitetskapacitet (Z), som vist i nedenstående tabel 2.5. TABEL 2.5. Definitioner af fugacitetskapaciteter (Z) for forskellige dele af miljøet. Enhed for fugacitetskapaciteten: mol m -3 atm -1. Fase (i) Betegnelse Fugacitetskapacitet Luft Z 1 1/(R T) Vand Z 2 1/K H Jord Z 3 3 K d,3 Z 2 Suspenderet stof Z 4 4 K d,4 Z 2 Sediment Z 5 5 K d,5 Z 2 Biota Z 6 6 BCF Z 2 R: Gaskonstanten (8, atm m 3 mol -1 K -1 ); T: Temperaturen i K; i : Massefylde (kg l -1 ) K H = p a /S; K d, i = f oc,i K oc f oc,i 0,41 K ow ; BCF=f lipid K ow Som nævnt er fugacitetsberegninger på dette indledende niveau baseret på ligevægt, dvs. fugaciteten i alle faser er den samme: f 1 = f 2 = f 3 = f 4 = f 5 = f 6 Udregning af fugaciteten er baseret på loven om massens konstans, og der er i princippet ingen forskel mellem anvendelse af massebalancer og fugacitet. Det gælder således, at den totale masse af stoffet (M) i det betragtede system er givet ved: M = m i = C i V i 19

20 Da C i = Z i f i og det forudsættes, at fugaciteten er den samme i alle dele af miljøet, gælder: M = Zi f i V i = f Zi V i Ved fugacitetsberegningerne er formålet i første omgang at bestemme massefordelingen af stof mellem de forskellige dele af miljøet. Der betragtes et system, hvor der tilsættes en selvvalgt stofmængde til testsystemet for eksempel 100 mol (M=100 mol). Hvis systemets dimensioner er givet (V i er kendt), kan fugaciteten bestemmes: M f Z V i i - og når denne størrelse er kendt for det givne system er det muligt at udregne massen af stoffet i de enkelte dele af systemet: m i = f V i Z i Beregningerne kan gennemføres for de volumener, der er aktuelle i den specifikke situation eller det er muligt at anvende de dimensioner for et uspecifikt miljøscenarie, som f.eks. det der af Mackay og Paterson (1982) er blevet defineret som en enhedsverden ( unit world ). Denne består, som vist i figur 2.6, af de seks dele: luft, vand, jord, suspenderet stof, sediment og biota. De tilhørende volumener (se tabel 2.6) svarer til et område på med et areal på 1 km 2, hvoraf 70 % er dækket af vand og med en atmosfære på 6 km s højde. De øverste 15 cm af jorden tages i betragtning og vandsøjlen er på gennemsnitlig 10 m. Sedimentet antages at have en tykkelse på 3 cm. Desuden antages suspenderet stof og biota at have et rumfang på hhv. 35 m 3 og 7 m 3. 20

21 TABEL 2.6 Dimensioner for de enkelte dele i Mackays unit world Fase (i) Massefylde (kg/l) f oc eller f lipid Volumen (m 3 ) Luft (1) - 1) - 6, Vand (2) 1,0-7, Jord (3) 1,5 0,02 4, Suspenderet stof (4) 1,5 0,04 35 Sediment (5) 1,5 0,04 2, Biota (6) 1,0 0,05 7 1) Indgår ikke i beregningerne Figur 2.6 Modelsystem til fugacitetsberegninger. Består af faserne: (1) Luft, (2) Vand, (3) Jord, (4) Suspenderet stof, (5) Sediment og (6) Biota. 21

22 Disse fugacitetsberegninger kan i praksis gennemføres i et skema, som vist i nedenstående Tabel 2.7, eller ved hjælp af computerbaserede programmer (Excel er særdeles velegnet til illustration heraf, og der eksisterer Mackay level 1-Excel-modeller til dette brug). Det er vigtigt at understrege, at der ved disse beregninger kun opnås en illustration af, hvorledes stoffets fysisk-kemiske egenskaber vil påvirke fasefordelingen af stoffet. Der er ikke tale om en simulation af et specifik miljø, og de resulterende koncentrationer afhænger af den stofmængde (f.eks. 100 kg eller 100 mol), man valgte at putte ned i systemet Eksempel: Fasefordeling af Atrazin i et tre-fase system (Luft, vand og sediment) Fordelingen af pesticidet Atrazin i et system bestående af 6, m 3 luft, 7, m 3 vand og 2, m 3 sediment ønskes bestemt. Sedimentet har et kulstofindhold på 4% (f oc =0,04) og en massefylde på 1,5 kg/l. Atrazin har en vandopløselighed på 70 mg/l (S), et damptryk på mmhg (p a ) og en fordelingskoefficient mellem vand og organisk kulstof på K oc =145. Det antages, at det kun er den hydrofobe binding til den faste fase, der er betydende for sorptionen af Atrazin. Kemikalie: Atrazin Molvægt: 215 g/mol Temperatur: 20 C = 293 K Damptryk: mmhg = 3, atm (1 atm = 760 mmhg) Vandopløselighed: 70 mg/l = 70 g/m 3 = 0,33 mol/m 3 K H : 1, atm m 3 /mol K d, sed. : 0, l/kg = 5,80 l/kg Ud fra tabel 2.5. kan fugacitetskapaciteterne for hver enkelt fase herefter udregnes: Z 1 = 1/RT = 1/(293 8, )mol/(m 3 atm) = 41,6 mol/(m 3 atm) Z 2 = 1/K H = 8, mol/(m 3 atm) Z 5 = 5 K d,5 Z 2 = 1,5 kg/l 5,80 l/kg 8, mol/(m 3 atm) = 7, mol/(m 3 atm) Disse Z-værdier skrives ind i nedenstående tabel 2.7 og multipliceres med de respektive volumener (V Z). Disse produkter adderes og summen V i Z i opnås (= 5, mol/atm). Der vælges at introducere 100 mol Atrazin i systemet (M=100 mol), og herefter kan fugaciteten udregnes: f M Z V i i 100 mol 1, ,93 10 mol/atm 14 atm 22

23 Dernæst kan massen af Atrazin i hver enkelt fase beregnes (m i = f V i Z i ), ligesom den procentvise massefordeling kan udregnes: Fase Massefylde Volumen Fugacitetskapacitet V Z Masse af teststof Fordeling ( ) [kg/l] (V) [m 3 ] (Z) [mol/(m 3 atm)] [mol/atm] (M) [mol] [%] Luft (1) 6, ,6 2, ,004 0 Vand (2) 1,0 7, , , ,5 97,5 Sed. (5) 1,5 2, , , ,5 2,5 5, ) 100% Fugacitet: f = M/ V i Z i = 100/5, = 1, ) Den samlede mængde af teststof (M) vælges. Tabel 2.7: Fugacitetsberegning af atrazins fordeling i et luft-vand-sedimentsystem atm Det ses, at i det beskrevne system vil hovedparten af den tilsatte mængde af Atrazin efter ligevægt findes opløst i vandfasen (97,5%), en mindre del bundet til sedimentet (2,5%) mens stoffet ikke vil ikke vil findes i luften. Bemærk, at disse kvantitative bestemmelser stemmer overens med de mere kvalitative, nemlig at Atrazin er mindre flygtigt end vand (K H < atm mol m -3 ) og vil blive betragtet som et stof med stor mobilitet i jord (50< K oc < 150) og dermed have en ringe evne til at sorbere til den faste fase. 2.6 Abiotisk omdannelse De primære abiotiske omdannelsesprocesser for kemiske stoffer i miljøet er: Hydrolyse, fotolyse og reduktion/oxidation. Disse processer er væsentlige at inddrage i farlighedsvurderingen, da stofferne vil ændre struktur og måske også opførsel i miljøet som følge af heraf. Ikke alle stoffer vil kunne omdannes abiotisk, f.eks. er gruppen af polychlorerede biphenyler (PCB) kemisk set meget inerte overfor processer som hydrolyse og fotolyse. Om et stof vil omdannes abiotisk afhænger af miljøfaktorer, men også i høj grad af stoffets kemiske struktur. Hvis der således ikke kan fremskaffes oplysninger om eksempelvis hydrolyse eller fotolyse, må man ud fra strukturformlerne vurdere, om disse processer potentielt vil kunne have betydning for det betragtede stof. Det er svært at opstillede generelle regler for dette, men nogle få retningslinjer for hydrolyse og fotolyse vil blive givet i det følgende. Hydrolyse Hydrolysen er den kemiske reaktion mellem et organisk kemikalie og vand. I figur 2.7 er vist nogle eksempler på stofstrukturer, der kan undergå hydrolyse. Nogle funktionelle grupper er dog ofte inerte overfor hydrolyse. Dette gælder bl.a. alkaner, alkener, benzener, biphenyler, polycykliske aromater, alkoholer, ketoner samt visse estre. 23

24 Hydrolysen er stærkt ph-afhængig og ligesom ved vurdering af stoffets dissociation er omgivelsernes ph-værdi altså en væsentlig faktor ved vurderingen af, om hydrolyse er en sandsynlig fjernelsesmekanisme for kemikaliet i naturen. Figur 2.7 Eksempler på organiske stoffer, der kan hydrolyseres (R, R og R repræsenterer en aromatisk ring eller en alifatisk kæde. X er et halogen atom). Fotolyse 24

25 Direkte nedbrydning af et organisk molekyle ved fotolyse afhænger af forskellige miljøfaktorer samt molekylets evne til at absorbere lys og efterfølgende reagere ved en ændring af molekylets kemiske struktur. Data vedrørende stoffers absorption af sollys er ofte tilgængelige, men selv om absorptionen af lys er forudsætningen for direkte fotolyse, er absorptionen, som illustreret i figur 2.8, kun første skridt i fotolysen. Excitation af molekylet fører ikke automatisk til omdannelse, og hvorvidt den kemiske reaktion finder sted afhænger i høj grad af stoffets struktur. Generelt kan det dog nævnes, at molekyler med konjugerede dobbeltbindinger (R 1,R 2 -C=C-C=C-R 3,R 4 ), aromater, polyaromatiske hydrocarboner (PAH), carbonyl-forbindelser (R 1,R 2 -C=O) og nogle halogenforbindelser kan absorbere lys og i nogle tilfælde nedbrydes som følge heraf. Figur 2.8 Et organisk molekyles absorption af lys og eksempler på fotokemiske processer for det exciterede molekyle. For både den abiotiske og den biologiske nedbrydning af organiske stoffer er det væsentligt at huske på, at nedbrydningen ikke altid forløber helt til CO 2, H 2 O og uorganiske salte (f.eks. NO 3 - eller PO 4 3- ). Ved nedbrydningen kan der opstå nedbrydningsprodukter (metabolitter), som ikke har samme egenskaber som moderstoffet. Ofte vil metabolitterne f.eks. have større vandopløselighed, men dette betyder ikke nødvendigvis, at de altid er mindre miljøfarlige end udgangsstoffet. 2.7 Bionedbrydelighed Arbejdet med standardisering af testmetoder og fortolkning af resultater fra bionedbrydelighedstest er nået længst for den aerobe nedbrydning i overfladevand. Derfor vil hovedvægten i det følgende blive lagt på beskrivelsen af de aerobe tests, men ved farlighedsidentifikationen skal der desuden tages stilling til stoffets bionedbrydelighed i såvel aerobe som anaerobe miljøer i overfladevand, grundvand og jord. Hvis der helt mangler oplysninger om bionedbrydeligheden i standardiserede tests kan oplysninger om stoffets biologiske iltforbrug målt over 5 døgn (BOD 5 ) bruges som en indikation på stoffets nedbrydelighed. Såfremt følgende kriterium er opfyldt kan stoffet nemlig betragtes som let nedbrydeligt (Miljøstyrelsen, 1995): 25

26 - hvor, BOD 5 COD 0,5 BOD 5 er stoffets biologiske iltforbrug målt over 5 døgn COD er stoffets kemiske iltforbrug I kølvandet på bestræbelserne på at fremstille bionedbrydelige detergenter, blev en række testmetoder til vurdering af detergenters bionedbrydelighed udviklet. Disse tests samt principperne bag vurdering af overfladeaktive stoffers bionedbrydelighed, udgør i dag grundlaget for den strategi, hvorefter kemikaliers aerobe bionedbrydelighed vurderes. I den standardiserede testning for stoffers aerobe bionedbrydelighed er det den totale nedbrydning af stoffet til kuldioxid, vand og uorganiske stoffer, der undersøges. Først ved videregående undersøgelser af problemstoffer kommer studier af den primære nedbrydning og nedbrydningsveje ind i billedet. I forbindelse med vurdering af stoffers bionedbrydelighed er det dog vigtigt at være opmærksom på, om der under nedbrydningen dannes metabolitter med uhensigtsmæssige effekter på miljøet. Figur 2.9 OECD s strategi til bionedbrydelighedstestning (modificeret efter Kristensen et al., 1992) I dag er data for den aerobe bionedbrydelighed påkrævet for alle nye kemikalier, der markedsføres i EU. For i praksis at kunne tilvejebringe disse data opdeles stofferne derfor i grupper efter deres nedbrydelighed. Dette gøres ved at anvende en teststrategi, der har sin 26

27 oprindelse i OECD's kemikalie-testningsstrategi. Testsystemet er illustreret i figur 2.9. Denne teststrategi anvendes til testning for let bionedbrydelighed og potentiel (inherent) bionedbrydelighed. Som det fremgår, er der tale om en niveaudelt undersøgelsesstrategi, og ideen bag testhierarkiet er, at de relativt uproblematiske stoffer allerede på et tidligt tidspunkt frasorteres, hvorved unødig testning undlades. Det gælder, at testenes kompleksitet og de økonomiske omkostninger forbundet med testene stiger ned gennem niveauerne. Tests på niveau 0 er screeningstests og betegnes ofte som "frifindelsestests" (screening = frasortering), idet et positivt resultat medfører, at det undersøgte stof betegnes "let bionedbrydeligt". Et negativt resultat fører derimod til yderligere testning. I modsætning hertil kan tests på niveau 1 benævnes som "dømmende tests", da et negativt resultat stempler stoffer som ikkenedbrydelige (persistente), og videre testning overflødiggøres. Er et stof blevet karakteriseret som potentielt eller delvis nedbrydeligt på niveau 1, skal det tredje testniveau (niveau 2) anvendes til at opnå yderligere information om stoffets bionedbrydelighed. På dette niveau anvendes tests, der simulerer forholdene i forskellige miljøer, så mere detaljeret information om nedbrydningskinetikken kan opnås, og typisk vil også stoffets metabolismeveje blive undersøgt. Screeningstests for let bionedbrydelighed (niveau 0) Det er den erklærede hensigt med alle tests på dette niveau, at de skal udføres under så strenge forhold, at et positivt testresultat indikerer, at stoffer med stor sandsynlighed vil blive hurtigt nedbrudt i de fleste naturlige aerobe miljøer. Testbetingelserne ligger langt fra en miljørealistisk situation, og testene udføres som batchforsøg i et kunstigt mineral-medie. Teststoffet undersøges som regel i en høj koncentration (5-100 mg/l), hvilket medfører, at teststoffet er den eneste betydende kulstofkilde i testen. Den anvendte biomasse er som oftest renset spildevand eller slam fra et rensningsanlæg, men størrelsen og beskaffenheden af biomassen er stærkt afhængig af hvilken testprocedure, der følges. Problemet ved at anvende en lav biomasse er imidlertid, at testenes reproducerbarhed forringes betragteligt, samt at der opnås mange falsk negative resultater, dvs. at stoffet ikke nedbrydes i testen selv om det i realiteten nedbrydes hurtigt. I alle testprocedurerne er biomassemængden dog er langt mindre end, hvad der normalt findes i et aktiveret slamanlæg. Fjernelse af teststoffet fra testopstillingen måles indirekte ved samleparametre som f.eks. udviklingen af carbondioxid, iltforbruget eller fjernelsen af opløst organisk kulstof (DOC) (se figur 2.10). 27

28 Figur 2.10 Illustration af resultatet af en screeningstest for let bionedbrydelighed. Lagtid (t L ) og 10-dages vindue. Resultaterne fra disse tests beskrives ud fra nogle få parametre. Testene har en varighed på 28 døgn og den periode, der går fra forsøgets start indtil 10% stoffjernelse er målt, kaldes lagtiden, t L. Nedbrydningshastigheden beskrives ikke, men nedbrydningen skal være afsluttet senest 10 døgn efter lagfasens afslutning. Dette betegnes som "10 dages vinduet" for nedbrydningen. Følgende kriterier skal være opfyldt for at stoffet karakteriseres som let bionedbrydeligt (se også figur 2.10): 70% fjernelse af det opløste organiske stof (eller 60% af teoretisk iltforbrug/co 2 -udvikling afhængigt af testmetode). Nedbrydningen skal starte inden 28 døgn (t L <28d). Nedbrydningen skal være afsluttet senest 10 døgn efter lagfasen er overstået ("10 dages vinduet ). Stoffer, der nedbrydes inden for 28 døgn, men som ikke overholder "10 dages vinduet" kan betragtes som potentielt nedbrydelige (European Commission, 2003). Opnås et negativt testresultat på niveau 0, er det vigtigt at kontrollere, at dette ikke skyldes hæmning af biomassen som følge af høje teststofkoncentrationer. Hvis dette er tilfældet, bør testen for let bionedbrydelighed gentages med en ikke-hæmmende teststofkoncentration. 28

29 Potentiel bionedbrydelighed (niveau 1) Ved testning for potentiel bionedbrydelighed er forholdet mellem biomasse og teststofkoncentration større, hvilket er med til at begunstige en bionedbrydning af stoffet.. Stoffer, der karakteriseres som potentielt bionedbrydelige efter testning på niveau 1, kan ikke nødvendigvis nedbrydes overalt i naturen. Ligesom for screeningstestene er varigheden af denne testtype 28 døgn. Dog kan der testes længere tid for at se om et stof overhovedet kan nedbrydes, men resultater fra langtidstests må ikke sammenlignes med korttidstests. Er der i en test for potentiel bionedbrydelighed konstateret mindre end 20% nedbrydning efter 28 døgn, karakteriseres stoffet som ikke- bionedbrydeligt (jvf. figur 2.8). Hvis der er observeret mellem 20 og 70% nedbrydning karakteriseres stoffet som delvist bionedbrydeligt. Denne betegnelse refererer til, at det er sandsynligt, at metabolitter (nedbrydningsprodukter) vil forefindes i testopløsningen. Der skal derfor foretages yderligere undersøgelser, hvor metabolitter identificeres og deres bionedbrydelighed undersøges. Hvis mere end 70% af teststoffet forsvinder, vil stoffet blive karakteriseret som potentielt bionedbrydeligt. Simuleringstests (niveau 2) Ved simuleringstests lægges hovedvægten på bestemmelse af kemikaliernes nedbrydningshastigheder i specifikke miljøer. Dette sker med henblik på kvantitativt at kunne forudsige stoffets miljømæssige skæbne. Biomassen i tests af denne karakter kan således være spildevandsslam, recipientvand samt evt. sediment. Teststoffet bør tilsættes i koncentrationer, der er tilstrækkeligt lave til at opnå den nedbrydningskinetik, som observeres i den aktuelle miljøsituation. 2.8 Økotoksicitet Anvendelse af økotoksikologiske data i farlighedsidentifikationen sker med henblik på at identificere en potentiel fare ved at et givet stof slippes ud i miljøet. Der er altså ikke på dette niveau tale om at relatere en eventuel fare til en miljørealistisk situation. Man kunne sige, at økotoksiciteten på dette niveau betragtes som en iboende egenskab for stoffet i lighed med de fysisk-kemiske data. At dette overhovedet er rimeligt, skyldes, at de rene stoffers giftighed vurderes ud fra standardiserede testmetoder med velbeskrevne testorganismer og testsystemer. Man kan sige, at de kemiske stoffer rang-ordnes efter deres toksiske effekter på disse organismer. Toksiciteten af et stof angives oftest som en koncentration, der giver en bestemt effekt, som regel en 50 %, efter en vis tid. Der findes i dag en lang række standardiserede testmetoder til at bestemme stoffers økotoksicitet. For det akvatiske miljø anvendes især test med alger, krebsdyr og fisk. Tests med disse organismer anvendes som repræsentanter for tre forskellige trofiske niveauer i det akvatiske økosystem, nemlig primærproducenter (alger), zooplankton (krebsdyr) og konsumenter (fisk). Da der efterhånden er en del erfaring med dette "batteri" af tests og da 29

30 stofferne som nævnt rangordnes efter deres toksicitet vil problemstoffer som regel blive identificeret, når de testes. De tre typer af tests kaldes tilsammen ofte for basis-sættet af økotoksicitetstests for det akvatiske miljø. Eksponeringsmetoder Ved udførelsen af økotoksikologiske tests er det af stor betydning, at organismernes eksponering til teststoffet er veldefineret, hvilket bl.a. indebærer, at koncentrationerne skal være konstante i hele testperioden. Der arbejdes sædvanligvis med ét af tre forskellige forsøgsdesign, nemlig statiske tests, semi-statiske tests eller kontinuerte gennemstrømningstests. Ved de statiske tests tilsættes stoffet til testmedie ved forsøgets start, og mediet skiftes ikke under testen. Dette kan medføre, at stofkoncentrationen i vandfasen reduceres i løbet af testen, idet der vil kunne ske adsorption til testbeholderen, optagelse i organismer, fordampning, nedbrydning etc. De statiske tests er derfor mest egnede til korttidsforsøg med stabile, rimeligt vandopløselige stoffer. Ved de semi-statiske forsøg udskiftes mediet med teststoffet jævnligt, hvorved der til en vis grad kompenseres for ulemperne ved det statiske testdesign, idet startkoncentrationen genoprettes ved hvert vandskift. I gennemstrømningstests udskiftes testopløsningerne kontinuert, så den ønskede koncentration i testsystemet holdes konstant under hele testen. Det er således et bedre testdesign, men også teknisk set vanskeligere og væsentligt mere omkostnings-krævende at gennemføre end de statiske tests. Testtyper Algetesten er en statisk test ( batch-test ) med encellede mikroalger. I den standardiserede test med ferskvandsalger anvendes en af de to grønalgearter Scenedesmus subspicatus eller Selenastrum capricornutum. Sidstnævnte har skiftet navn et par gange de sidste år. Det taxonomisk korrekte navn er faktisk Pseudokirchneriella subcapitata, men den har også en kort perioden været kaldt Rahpidocelis subcapitata og Kirchneriella subcapitata. I litteraturen vil navnet Selenastrum capricornutum være det hyppigst optrædende, og derfor anvendes dette i det følgende. Algetesten udføres ved at opløse forskellige mængder af teststoffet i et næringsmedie, der sikrer, at algerne kan vokse eksponentielt i hele forsøgsperioden på (normalt) 72 timer. Ved forsøgsstart tilsættes alger til de forskellige testkoncentrationer (10 4 celler/ml), og flaskerne inkuberes ved kunstigt lys og kontrollerede temperaturforhold i timer. Biomassen måles ved enten mikroskopi, elektronisk partikeltælling, spektrofotometri eller fluorescensmåling. Ud fra disse mål for biomassen kan vækstkurverne for de forskellige koncentrationer optegnes, vækstraterne bestemmes, og vækstratehæmningerne i forhold til en ikke-hæmmet kontrolgruppe kan beregnes. Ved afbildning af vækstratehæmningen som funktion af koncentrationen kan EC-værdier aflæses (se figur 2.11) eller beregnes ved 30