| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |

Modellering af optagelse af organiske stoffer i grøntsager og frugt

3 Tilgængelighed i jorden

3.1 Forsøg i vand

Mange af de forsøg, der er gennemført til undersøgelse af planters optagelse, transport og eventuelle ophobning af miljøfremmede stoffer, er udført i opstillinger, hvor stoffet er tilsat vand, som planten vokser i. Sådanne metoder giver de bedste muligheder for at undersøge enkeltelementer i optagelses- og transportprocesserne, men manglen på jord gør dem forskellige fra de forhold, afgrøder i praksis vokser under. Det har nemlig vist sig, at næsten alle stoffer bindes i jord, og derfor vil forsøg udført i jord give helt andre (lavere) resultater med hensyn til koncentrationer i planter end forsøg i vand.

3.2 Forholdene i jord

Jord består grundlæggende af en blanding af sand- og lerpartikler og organisk materiale (humus). Ikke alene forholdet mellem dem men også oprindelsen af både sand, ler og humus har stor betydning for jordens egenskaber (Chung & Alexander 2002); f.eks. har oprindelsen af sand og ler betydning for kalkindholdet. Miljøfremmede, organiske stoffer bindes til lerpartikler og humus, og forhold som jordens pH (reaktionsevne) og - i nogle tilfælde - dens ionbindingevne (ionbytningskapacitet) er også af betydning for, om stofferne er tilgængelige for planter (Bromilow & Chamberlain 1995).

3.3 Ældning og tilgængelighed

Dertil kommer, at de omtalte bindingsmekanismer ændres med tiden, så der ofte sker det, at jo længere tid et stof er i jorden, des fastere bliver det bundet (Alexander 1995, Reid et al. 2000). I nogle tilfælde bliver bindingerne så stærke, at man ikke en gang kan få stofferne "frigjort" med stærke opløsningsmidler. Derfor kan man ikke umiddelbart beregne hvor høj en koncentration i planter, en målt koncentration af et stof i jorden vil føre til.

De miljøfremmede, organiske stoffer i jorde med ældre forureninger har som oftest ligget i jorden i en årrække, og de ikke-bundne stoffraktioner er stort set nedbrudt eller udvasket, mens den tilbageværende del kan være indbygget i jordens humus- og mineralstruktur. Der er derfor grund til at antage, at de kun vil blive optaget i planter i begrænset omfang.

Det skal dog bemærkes, at planternes rødder påvirker de fysisk-kemiske forhold i rodzonen på flere måder. Røddernes vækst i jorden gør den mere porøs, hvorved den iltes og vandtransporten ændres, ligesom der udskilles stoffer fra rødderne, som vides at kunne påvirke opløseligheden af både uorganiske og organiske forbindelser (Nardi et al. 1997). Disse forhold giver bl.a. betingelser for øget mikrobiel aktivitet i rodzonen, og det er påvist, at de kan have betydning - både positiv og negativ - for tilgængeligheden af miljøfremmede og andre stoffer i jorden (Del Castilho & Chardon 1995, Hamon et al. 1995).

På arealer, hvor jordbundsforholdene gør bindingen af stofferne minimal, er det sandsynligt, at en større del af stofferne er blevet udvasket af nedsivende regnvand gennem årene, end på arealer, hvor bindingen er kraftigere. De miljøfremmede, organiske stoffer og metaller, der findes i jorden (og som måles ved de kemiske analyser) er derfor ikke nødvendigvis lettere tilgængelige i jord med lavt indhold af organisk stof og ler/silt samt lav kationbytningsevne end i jord, hvor stofferne hele tiden har været bundet stærkere. For ældre forureninger kan det derfor ikke umiddelbart antages, at jordbundsforholdene er mere betydende for tilgængeligheden af de miljøfremmede stoffer end de ændringer af forholdene i rodzonen, planterødderne kan forårsage.

3.4 Modellernes grundlag

De eksisterende modeller er i vidt omfang baseret på resultater fra forsøg i vandig opløsning samt på forsøg, hvor stofferne har været tilsat jord umiddelbart før forsøgets start. Betydningen af indholdet af organisk stof for tilgængeligheden af miljøfremmede stoffer indgår derfor i modellerne, men betydningen af ældning for tilgængeligheden af stofferne er ikke medtaget i modellerne.

3.5 Transport i jorden

Tidligere undersøgelser (Samsøe-Petersen et al. 2000 og 2002) har belyst tilgængeligheden i "gammel" forurenet jord af mindre mobile stoffer som bly og benzo(a)pyren og dannet grundlaget for den gældende vejledning (Vejledning nr. 7, 2000, Miljøstyrelsen), hvor der anbefales dækning af lettere forurenet jord med et mindst 30 cm tykt lag ren jord. Herved undgås direkte kontakt mellem de spiselige dele af planterne og jorden og dermed risiko for forurening med stoffer, der ikke er mobile.

Planternes rodnet kan dog i de fleste tilfælde gå dybere end 30 cm, og derfor kan det ikke udelukkes, at rødderne kan komme i kontakt med vandopløselige stoffer (som MTBE) og flygtige stoffer (som toluen), der kan fordampe til de øvre jordlag og til luften ovenover.

Derfor koncentreres dette projekt om vurdering af sådanne stoffers tilgængelighed i jorden og optagelighed i planterne. Datagrundlaget for netop disse stoffer er begrænset, hvorfor resultater fra undersøgelser af mindre mobile stoffer bruges til belysning af mekanismer, der må formodes at gælde alle stofgrupper.

3.6 Mål for tilgængelighed

Der er gennemført mange forsøg til belysning af tilgængeligheden af både metaller og organiske stoffer i forurenet jord, og der er adskillige forslag til kvantificering af betydningen af ældning og/eller til ekstraktionsmetoder, der kan anvendes til kemiske analyser, som skulle give et realistisk billede af, hvor stor en del af stofferne, der er tilgængelig for levende organismer.

Ved Cornell University i USA er der gennemført en lang række forsøg med ældning af forskellige organiske stoffer i jord (f.eks. Kelsey & Alexander 1997). Hovedformålet er at finde en ekstraktionsmetode til kemiske analyser, der giver et mål for biotilgængeligheden af organiske stoffer i jord.

Typisk tilsættes stoffet til steriliseret jord, hvorefter denne fugtes og anbringes ved 20-22°C i forskellige perioder (op til 200 dage). Derefter undersøges stoffets tilgængelighed ved hjælp af forskellige ekstraktionsmetoder (organiske opløsningsmidler, f.eks. tetrahydrofuran og lipidlignende membraner (Tang et al. 2002)). Til sammenligning anvendes kraftig ekstraktion (Soxleth ekstraktion med methylen chlorid), der forventes at udtrække "alt" tilstedeværende stof fra jorden. I flere af undersøgelserne er der også anvendt levende organismer til sammenligning med de kemiske ekstraktionsmetoder. De to foretrukne organismer er kompostorm (Eisenia foetida) (Kelsey et al. 1997, Kelsey & Alexander 1997, Tang et al. 1998, Tang et al. 2002) og mikroorganismer, hvor målinger af mikrobiel nedbrydning af stofferne anvendes som måleparameter (Kelsey et al. 1997, Kelsey & Alexander 1997, Tang & Alexander 1999, Chung & Alexander 1998). I en enkelt undersøgelse har man også anvendt planter (Tang et al. 1998).

Alle forsøgene viste nedsat tilgængelighed af stofferne med øget ældningstid, men størrelsen af nedsættelsen varierede med de enkelte stoffer og de organismer, der blev brugt. Tang et al. (1998) undersøgte optagelsen af anthracen i hvede- og bygspirer samt i kompostorme. Optagelsen af anthracen fra jorden faldt med stigende inkuberingstid (0 til 203 dage). Forholdet mellem BCF-værdien på tidspunktet for spiking og efter 203 dages ældning var 1,7; 1,4 og 1,9 for henholdsvis hvede, byg og orme.

Groom et al. (2002) har gennemført potteforsøg til undersøgelse af planteoptagelsen af sprængstoffer fra et canadisk skydefelt. De sammenlignede med modelberegninger ifølge Briggs et al. (1982) (ligning 21), hvor tilgængeligheden af stofferne blev beregnet ud fra stoffernes jord-vand fordelingskoefficient. Kun for en enkelt art (alm. rajgræs) var der overensstemmelse mellem beregnet og målt koncentration i planterne. For de øvrige plantearter overvurderede modelberegningerne tilgængeligheden, idet forholdet mellem beregnede og målte koncentrationer var mellem 1 og 6.

Der blev desuden indsamlet prøver af en række naturligt forekommende plantearter på stedet. Når variationen mellem arter tages i betragtning, var niveauet, der blev fundet i vilde planter, af samme størrelse som det, der blev fundet i afgrøderne i potteforsøget (Groom et al. 2002).

Scribner et al. (1992) gennemførte en serie forsøg, hvor jord fra en majsmark, der havde været sprøjtet med simazin hvert år i 20 år, blev sammenlignet med jord, der blev spiket med stoffet i laboratoriet. I marken blev der udtaget prøver gennem en vækstsæson startende før årets første behandling med simazin, hvor den forekommende simazin altså var mindst 1 år gammel.

Fordelingskoefficienten mellem organisk kulstof i jorden og vand (K_OC) blev bestemt for nyspiket jord og for jord fra majsmarken. Den var ca. 15 gange højere i jord fra majsmarken, hvor stoffet altså var hårdest bundet.

Desuden blev der udført potteforsøg, hvor effekter af simazin på sukkerroer blev målt. Ved samme koncentration (0,22 mg/kg) blev halvdelen af planterne skadede af nyspiket simazin, mens der ikke var nogen skader i jord fra majsmarken med den ældede simazin.

Gennem ca. 10 år har Delschen og en gruppe forskere (LUA Landesumweltamt Nordrhein-Westfalen, Soil Protection) udført studier af planteoptaget fra forurenet jord af en lang række ¹⁴C-mærkede PAH- og PCB-forbindelser. Data herfra er publiceret af Delschen et al.(1996, 1999). Deriblandt er BCF bestemt for en række PCB-forbindelser (PCB 28, PCB 52, PCB 101, PCB 138, PCB 153 og PCB 180) i kartofler og gulerødder for både spiket og forurenet jord. Forholdet mellem BCF(spiket jord) og BCF(forurenet jord) antages at være et udtryk for reduktionen i biotilgængeligheden (for planteoptag). Gennemsnittet af dette forhold for rodfrugter varierer mellem ca. 1,8 og 2,6, hvilket viser, at der er sket en reduktion i tilgængeligheden. Desuden er der fundet en korrelationskoefficient mellem dette forhold og stoffernes log K_OW på –0,7, hvilket indikerer, at reduktionen i biotilgængeligheden øges med voksende hydrofobicitet af stoffet. Figur 3.1 illusterer disse forhold.

Figur 3.1
Forholdet mellem BCF(forurenet jord) og BCF(spiket jord) som funktion af log K_OW . Kun målinger for PCB-forbindelser indgår. Data fra Delschen et al. (1996).

Carmichael et al. (1997) gennemførte desorptionsforsøg med jord, der dels var spiket med phenanthren og chrysen, dels stammede fra to PAH-forurenede grunde, der var blevet forurenet i perioden 1890-1950.

Desorptionsforsøgene viste, at der var en faktor 200-2000 (henholdsvis chrysen og phenanthren) forskel på desorptionen fra spiket og forurenet jord. Den maksimale desorption fra den forurenede jord var ca. 0,30%, mens den tilsvarende værdi for spiket jord var 2,5-12%.

I tabel 3.1 er oplysninger fra disse undersøgelser samlet.

Tabel 3.1
Tilgængelighed af organiske stoffer i forurenet jord sammenholdt med beregnede værdier (Groom et al. 2002) eller værdier for nyspiket jord

Resultaterne i tabel 3.1 viser, at der er meget store forskelle på, hvor meget tilgængeligheden af de forskellige stoffer er reduceret i de forskellige undersøgelser. Det er påfaldende, at den undersøgelse, hvor den største reduktion er fundet, er den, hvor forureningen har ligget længst i jorden, mens de undersøgelser, hvor ældningen har været mindre end et år, er dem, hvor tilgængeligheden er reduceret mindst.

I en oversigtsartikel diskuterer Reid et al. (2000) mulighederne for at finde en ekstraktionsmetode, der gør det muligt at ekstrahere den biotilgængelige del af organiske stoffer fra jordprøver. Bl.a. gennemgås flere af studierne fra Cornell University.

Reid et al. påviser, at der er store forskelle på tilgængeligheden af stoffer i jorden for de to mest anvendte organismegrupper (mikroorganismer og orme). De understreger endvidere, at selvom mange forfattere har fundet god sammenhæng (høje korrelationskoefficienter) ved regressionsanalyse af ekstraktions- og optagelsesdata, så er der ikke tale om et forhold på 1:1 mellem det ekstraherede og det biotilgængelige – der er kun tale om, at det målte relative fald i tilgængelighed er tæt på det samme for de to metoder.

På baggrund af disse sammenligninger, konkluderer Reid et al. (2000):

	Der vil ikke være én ekstraktionsmetode, der vil være dækkende for tilgængeligheden for alle organismer.
	Man kan ikke bruge nogen kendt ekstraktionsmetode til at vurdere den tilgængelige fraktion direkte.

3.7 Sammendrag og konklusion

Forskellige studier af betydningen af ældning på biotilgængeligheden er gennemgået.

Biotilgængeligheden kan ikke defineres entydigt, da denne er betinget af, hvordan den måles. Måles biotilgængeligheden af et kemikalie således på optagelse i orme, er der tale om en sum af flere optagelsesveje, f.eks. via indtagelse af jord, indtagelse af jordens porevand, optagelse via hudkontakt og indtagelse af dødt plantemateriale indeholdende kemikaliet. Måles biotilgængeligheden som den mængde kemikalie, der kan udvaskes, er den et udtryk for den fraktion af kemikaliet, som forefindes i jordens porevand og som er bundet til suspenderet og opløst materiale, medens biotilgængeligheden af kemikaliet målt ved planteoptag er en funktion af mængden af stof, som forefindes i jordens porevand og -luft, samt den mængde kemikalie, som binder sig til det opløste organiske materiale i jorden, der nemt optages af planter.

Eksperimentelle studier af reduktionen af biotilgængeligheden ved planteoptag tyder på, at biotilgængeligheden bliver reduceret med en faktor mellem 1,4 og op til ca. 2,6 ved ældning. Resultaterne af de eksperimentelle studier tyder endvidere på, at reduktionen øges med stoffets fedtopløselighed. I det videre arbejde antages det generelt, at biotilgængeligheden for planteoptag via rødder reduceres med en faktor 2 ved ældning. Dette kan muligvis føre til, at der regnes med en for lav biotilgængelighed for de mere vandopløselige stoffer og med en for høj biotilgængelighed for de fedtopløselige stoffer.

| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste | | Top |