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

Modellering af optagelse af organiske stoffer i grøntsager og frugt

4 Modeller til beskrivelse af optagelse fra jord og transport i planter

Som beskrevet i kapitel 2 kan optaget i planter af forureningskomponenter i jorden ske via flere eksponeringsveje, der hver især er betinget af flere trin:

1. Optag fra jorden

	Fordeling af stofferne i jordens tre faser: luft, vand og fast matrice ved sorption/desorption og fordampning/kondensation.
	Diffusiv transport af komponenterne i jordens porevand og -luft til planterødderne
	Diffusion ind i de ’underjordiske’ dele af planten (rødder, stængel)
	Passiv transport ind i rødderne med transpirationsvandet

2. Optag fra luften via fordampning fra jorden

	Transport af stoffet til det øverste jordlag i jordens luft- og vandfase
	Fordampning af stof fra det øverste jordlag og videre transport i luftlaget
	Diffusivt optag fra luften og ind i bladene

3. Optag fra jordpartikler, der bliver sprøjtet/hvirvlet op på afgrøderne

	Frigivelse af bundet stof i de jordpartikler, der er på afgrøderne, til vand- og luftfasen uden for planten
	Diffusiv transport af det opløste og fordampede stof ind i bladene

Når først stoffet er kommet ind i planten, vil det kunne blive transporteret rundt i planten (translokation):

	Translokation fra rødderne til bladene via vedvæv
	Translokation fra bladene til frugterne via vedvæv og sivæv
	Translokation fra bladene tilbage til rødderne via sivæv

Endelig vil koncentrationen i planterne kunne mindskes ved

	Plantevækst
	Omsætning af stofferne

I det følgende vil de modeller og principper, der kan anvendes til beregning af de ovennævnte processer, blive beskrevet.

4.1 Fordeling i jorden

De fleste modeller for planteoptag er relateret til stoffets koncentration i jordens porevand, men udgangspunktet er ofte en kendt koncentration i jorden, hvorfor den reelle fordeling af stoffet mellem jordens tre faser (luft, vand og fast matrice) skal estimeres.

Til beregningerne antages det ofte, at der er ligevægt mellem de tre faser. Imidlertid kan der ikke være tale om en reel ligevægt, da ældning er påvist at have indflydelse på tilgængeligheden. De fleste sorptionsdata viser en 2-trins proces, før ligevægten er opnået, med en første hurtig sorption, som typisk sker inden for de første timer. Denne sorption udgør 20-50% af den totale sorption. Den hurtige sorption efterfølges af væsentligt langsommere sorption, som bl.a. består af diffusion af stoffet fra overfladen længere ind i jordpartiklerne samt indarbejdning af stoffet i f.eks. humusmaterialet. Den sidste del af sorptionsprocesserne kan forløbe gennem flere år, og det er den, der nedsætter stoffernes tilgængelighed mest.

4.1.1 Beregning af koncentrationen i jordens poreluft og -vand

For fedtopløselige (lipofile) stoffer vil den største fraktion af stoffet være bundet til jorden. Denne binding beskrives ved jord-vand fordelingskoefficienten (K_D) (L/kg):

hvor

C_M er stoffets koncentration i den faste matrice (mg/kg)
C_S er stoffets koncentration i jordens porevand (mg/L)

Jord-vand fordelingskoeffcienten (K_D ) kan for fedtopløselige, organiske stoffer estimeres fra:

hvor

f_OC er indholdet af organisk kulstof i jorden (kg/kg)
K_OC er fordelingskoefficienten mellem organisk kulstof og vand (L/kg)

En lang række korrelationer er formuleret til beregning af K_OC fra K_OW, f.eks. følgende korrelation for fedtopløselige stoffer (EC 1996):

Denne korrelation (ligning 3) er ikke den samme, som den der anvendes i Jagg-modellen (Miljøstyrelsen 1998). Som det fremgår af figur 4.1, er forskellen på den beregnede log K_OC ved anvendelse af de to modeller imidlertid ikke stor. Ved de mindre fedtopløselige stoffer vil ligning 3 resultere i lidt højere log K_OC, end anvendelse af udtrykket i Jagg-modellen vil resultere i. Dette medfører, at ligning 3 giver en lavere, beregnet biotilgængelighed end Jagg-modellen ved de mindre fedtopløselige stoffer. Det modsatte gør sig gældende for de mere fedtopløselige stoffer, hvor biotilgængeligheden vil blive skønnet højere ved anvendelse af ligning 3 end ved anvendelse af Jagg-modellen.

Figur 4.1
Sammenligning af beregnede log K_OC ved anvendelse af udtrykket i Jagg-modellen og nærværende studie

Ovenstående korrelation (ligning 2) til estimering af K_D gælder kun for "reversibel" sorption. Imidlertid er desorption fra jordmatricen tilsyneladende ikke altid fuldt reversibel, fordi en del af det bundne stof ikke nødvendigvis desorberes under naturlige omstændigheder. Den begrænsede desorption gør sig gældende især efter en vis tid (ældning) (se kapitel 3).

Kun den del af stoffet, der befinder sig enten i jordens porevand eller -luft, anses for at være let biotilgængelig.

Oftest er udgangspunktet en kendt totalkoncentration i jorden (C_T). Koncentrationen i jordens porevand (C_S) og poreluft (C_L) kan beregnes af :

	Ligning 4
	Ligning 5

hvor

Hvis den herved beregnede C_S overstiger stoffets vandopløselighed, er der en fri fase af stoffet i jorden. Hvis dette er tilfældet, gælder ovennævnte formler ikke, og her sættes stoffets koncentration i jordens porevand lig med stoffets vandopløselighed og stoffets koncentration i poreluften til K_AW · S_W, hvor S_W er stoffets vandopløselighed.

Tilsvarende kan C_S og C_T beregnes, hvis C_L er kendt:

CS = CL/KAW	Ligning 6
	Ligning 7

Forholdet mellem den samlede mængde stof i jordens poreluft (m_L) og i jordens porevand (m_V) kan således estimeres fra:

Ligning 8

4.1.2 Modeller til simulering af ældning

Der er opstillet en længere række af modeller til beskrivelse af ældningsprocessen (f.eks. Wu & Gschwend 1986, Pignatello & Xing 1996, Xing & Pignatello 1997). Ofte opdeles sorptionsprocessen i to trin: en første meget hurtig sorption, som udgør ca. 20-50% af den samlede sorption, samt af en sorption med en væsentligt langsommere desorptionshastighed. Modellering af kinetikken for sorption/desorption foretages således ofte ved en to-box model, hvor den ene box (typisk overfladen af jordpartiklerne) redegør for den hurtige sorption/desorption, og den anden box (den indre del af jordpartiklerne) redegør for den langsommere proces, hvori bl.a. den diffusive transport mellem partiklernes overflade og indre indgår.

På basis af målinger af sorption/desorptionen af simazin i jord dyrket med majs, fandt Scribner et al. (1992), at jord-vand fordelingskoefficienten for en 20 år ældet jord var på ca. 23-26 L/kg, og for en markjord, lige efter spikning med simazin, ca. 1,5-1,6 L/kg, dvs. fordelingskoefficienten var ca. 15 gange højere for en ældet jord end for en jord lige efter spikning med simazin.

Brusseau & Rao (1989) har fundet udtryk for sorptionsraten (k_sorp (timer^-1)) for den langsomme del af sorptionen. Den blev for hydrofobe, organiske forbindelser fundet at variere med den "sande" jord-vand ligevægtskoefficient for stoffet i jorden K_D(¥ ) (dvs. den jord-vand fordelingskoefficient, der kan måles efter "uendeligt" lang tid):

Ved anvendelse af denne korrelation kan det beregnes, at den tid, det tager at nå ca. 95% af ligevægten er 8½ år for et stof med en K_D(¥ ) på ca. 500 L/kg og ca. 27 år for et stof med en K_D(¥ ) på 1000 L/kg. Anvendes de tidligere refererede jord-vand fordelingskoefficienter på 23-26 for simazin, kan det beregnes, at det vil tage ca. 22 dage at nå 95% af ligevægten og ca. 34 dage at nå 99% af ligevægten. Til sammenligning kan det nævnes, at i de ovennævnte studier (Scribner et al. 1992) blev det fundet, at efter ca. 30 dage var koncentrationen i jordens porevand 2% af den koncentration, der ville forventes ud fra ligevægtsmålinger af frisk-spiket jord. I dette tilfælde synes Brusseau & Raos (1989) estimat (ligning 9) altså at være realistisk.

4.2 Transport i jorden

Transport af stofferne hen til planten kan ske ved diffusiv transport i jordens poreluft og -vand, samt ved advektiv transport.

4.2.1 Transporthastighed gennem jorden

Bortset fra de store PAH-forbindelser (med flere ringe) har alle de betragtede stoffer (naphthalen, benzen, toluen, dodecan, trichlorethen, tetrachlorethen) en luft-vand fordelingskoefficient K_AW > 10^-4 (tabel 1.1). Stofferne vil derfor diffundere både i jordens poreluft og -vand.

Generelt er diffusionskoefficienten i luftfasen ca. 10^-5 m²/s og i vandfasen ca. 10^-9 m²/s. Antages V_L lig med 0,1 og V_V lig med 0,3, kan det beregnes, at diffusionen i poreluften har stort set samme betydning som diffusionen i vandfasen for stoffer med en K_AW > 3 · 10^-4.

Følgende anden ordens differentialligning beskriver transporten af stoffer i jorden via diffusion i både jordens porevand og -luft samt via advektion, når den effektive diffusionskoefficient og den advektive hastighed kan antages konstante:

Ligning 10

hvor

Afdampningen til atmosfæren er antaget at ske via diffusion af stofferne gennem et stillestående luftlag med en tykkelse d _luft (m). Jury et al. (1990) har angivet en analytisk løsning til denne differentialligning med følgende grænsebetingelser:

	koncentrationen i det øverste lag af en tykkelse X er nul
	koncentrationen i et lag mellem X og X+D X er C0
	koncentrationen i dybder over X+D X er nul

Løsningen er gengivet i bilag G. Grænsebetingelserne svarer til, at der er lagt et lag ren muldjord med en tykkelse X m over en forurening, der befinder sig i dybden X+D X m. Der anvendes i beregningerne et 0,5 m tykt dæklag (hvilket man som minimum må forvente vil blive udskiftet ved en afværgeforanstaltning) over et forurenet lag jord af en tykkelse på D X.

Opblandingsdybden d _luft blev af Jury et al. (1990) sat til 0,005 m.

I Jagg-modellen, der er udviklet som beslutningsstøtteværktøj i forbindelse med oprydning af forurenede grunde (Miljøstyrelsen 1998) beregnes transporthastigheden op gennem jorden (J (mg/m²/d)) ved anvendelse af Ficks lov:

Ligning 11

hvor

Ligning 12

I Jagg-modellen sættes afdampningshastigheden lig med transporthastigheden op gennem jorden (J).

4.2.2 Koncentrationen i luften omkring bladene

Den simpleste metode til beregning af koncentrationen i luften omkring bladene er at antage, at der er kemikalievægt mellem kemikaliekoncentrationen i jorden, den lavere atmosfære og planten. Da især vind og turbulens i luften kontinuerligt vil fortynde stofferne i luftfasen, forventes systemet ikke at kunne nå ligevægt, hvorfor en antagelse om ligevægt vil give en for høj beregnet koncentration i luftfasen og i planten.

Jagg-modellen beregner koncentrationen i udeluften ved at beregne den højeste koncentration, som forventes at forekomme for enden af det forurenede område, nedstrøms vindretningen:

Ligning 13

Opblandingshøjden er afhængig af vindhastigheden, men ved de lave vindhastigheder som forudsat i Jagg-modellen sættes den til 0,08 gange længden af det forurenede område: Z = 0,08 × L_x, dvs. ved anvendelse af standardværdien for L_x på 100 m beregnes standardværdien for Z til 8 m. Dette er en meget høj værdi. Til sammenligning blev opblandingshøjden (d _luft) sat til 0,005 m af Jury et al. (1990). I luftlaget over de 0,005 m, forventes fortydningen at være så effektiv, at koncentrationen her kan sættes til 0. I forbindelse med vurdering af optag i planter vil det være mere realistisk at anvende en typisk højde for den aktuelle afgrøde.

Koncentrationen i udeluften beregnes herefter i Jagg-modellen fra:

Ligning 14

SAP-modellen, som er udviklet af Trapp og Matthies (1997), søger at beskrive den diffusive transport af stoffer i dampfasen mellem jorden og atmosfæren. Modellen udregner fordampningen fra jorden ved at løse diffusionsligningen for to tilgrænsende medier med forskellige egenskaber. Der antages øjeblikkelig ligevægt mellem luftfasen og jordmatricen eller plantematerialet i jord- og vegetationslaget, og en koefficient for den effektive diffusion udregnes.

Den vigtigste proces, som SAP-modellen således inkluderer, er dispersionen i luftfasen lige over jorden. Dispersionskoefficienten kan imidlertid kun - om overhovedet - betragtes som konstant i det stillestående, laminare luftlag lige over jordens overflade. Tykkelsen af dette laminare lag er meget afhængig af mikrometeorologiske forhold, hvor især vindhastigheden har stor betydning. Tykkelsen kan variere fra < 0,1 mm og op til et par cm (R. Eiden, Meteorology Bayreuth, personlig samtale 1997).

Medens et kemikalies diffusionskoefficient i luftfasen er omkring 0,5 m²/d, kan den turbulente diffusionskoefficient i luften være flere størrelsesordener højere. Få cm over jordens overflade dominerer dispersion over diffusion (Trapp & Matthies 1997), og turbulensen giver en hurtig opblanding i atmosfæren i højder op til 1000 m.

Optagelsesvejen fra forurenet jord via luft til planten vil derfor generelt kun være relevant for afgrøder, der vokser tæt på jorden. Variationen af turbulensen med højden over jordoverfladen kan kun måles med specialudstyr og vil sædvanligvis ikke være kendt. Derfor vurderes SAP-modellen ikke at være anvendelig i praksis. SAP-metoden er beskrevet i bilag F.

I tabel 4.1 er der foretaget en sammenligning af den beregnede, gennemsnitlige luftkoncentration ved:

	antagelse af ligevægt mellem koncentrationen i luften omkring bladene og i jorden
	SAP-modellen
	Jagg-modellen
	Jury-modellen

Der er antaget en meget lav vindhastighed på 0,1 m/s i det nederste luftlag, da vegetationen antages at dæmpe vinden væsentligt.

Beregningerne med Jury-modellen er foretaget ved at antage en jordforurening på 2,5 meters dybde uden dæklag, hvor fordampningshastigheden efter 100 dage er anvendt. Det bør i denne sammenhæng bemærkes, at ifølge Jury-modellen falder stoffernes fordampningshastighed initielt meget hurtigt, hvilket må skyldes, at transporthastigheden fra overfladen til luften er væsentligt hurtigere end transporthastigheden fra de nedre jordlag op til det øverste jordlag. Koncentrationen i luften er i Jury-modellen beregnet ud fra fordampningshastigheden efter samme princip som i Jagg-modellen. Her er opblandingshøjden dog sat til de førnævnte 0,005 m.

For SAP-modellen er gennemsnittet af den beregnede koncentration i de nederste 8 cm luft angivet.

I samme tabel (4.1) er den beregnede fordampningshastighed ved brug af de tre modeller sammenlignet.

Det fremgår heraf, at antagelsen om ligevægt i alle tilfælde giver de højeste beregnede luftkoncentrationer. SAP- og Jury-modellerne giver meget sammenlignelige koncentrationer i luften, og de er alle ca. 10% af koncentrationen ved ligevægt. Luftkoncentrationen beregnet ved Jagg-modellen giver for alle stoffer undtagen benzo(a)pyren ca. 100 gange lavere koncentrationer end de koncentrationer, der opnås ved SAP-modellen. Dette skyldes den store opblandingshøjde (8 m), der anvendes i Jagg-modellen.

Det fremgår endvidere, at Jagg-modellen og Jury-modellen beregner sammenlignelige fordampningshastigheder, samt at de forudsiger en væsentligt højere fordampningshastighed end SAP-modellen (undtagen for benzo(a)pyren), dvs. forskellen i de beregnede koncentrationer i luften omkring bladene skyldes primært, at Jagg-modellen forudsiger en større opblanding i luften end Jury- og SAP-modellen.

Tabel 4.1
Beregnede fordampningshastigheder og koncentrationer i luften over jorden. Total koncentration i jorden antaget lig med 1 mg/m³ våd jord. Jorden er karakteriseret ved 2% organisk kulstof, en densitet på 1,3 kg tør jord/L, en porøsitet på 0,45 (L/L) og et vandindhold på 0,35 (L/L).

Se her!

4.3 Modeller til estimering af planteoptaget

Indfaldsvinklerne for de eksisterende modeller til beregning af planteoptaget er enten regressionsligninger eller massebalancer opstillet for en eller flere dele af planten. Opstilling af massebalance for en eller flere dele af planten resultaterer i et sæt af differentialligningssystemer. Der bruges stadig generelt ikke meget komplekse, numeriske løsningsmodeller i praktisk risikovurdering, med undtagelse af vurdering af pesticider. Alle former for indfaldsvinkler vil ikke desto mindre blive nævnt.

Modellerne, der bliver gennemgået, er delt op i to grupper:

1. fordelings- og regressionsmodeller
2. dynamiske modeller

De modeller, som er blevet udvalgt til yderligere undersøgelse, er detaljeret beskrevet i de respektive bilag.

4.3.1 Fordelings- og regressionsmodeller

Et stofs fordeling mellem vand og en plantedel beskrives generelt ved en plante-vand fordelingskoefficient (K_PW), defineret ved:

Ligning 15

Trapp et al. (1994 og senere publikationer) har tolket en række målte data for ligevægtsfordelingskoefficienten mellem plantevæv og vand og introduceret en overordnet ligning:

eller

hvor

Fordelen ved denne ligning er, at eventuelle, tilgængelige, plantespecifikke data kan anvendes som ’W’, ’L’, ’a’ og ’b’.

Tilsvarende ovennævnte model, kom Chiou et al. (2001) frem til følgende fordelingsbegrænsede model gennem en analyse af tilgængelige forsøgsdata i litteraturen for rodoptagelse:

hvor

Faktoren ’a_P’ beskriver, hvor tæt koncentrationen er på ligevægtsvægtskoncentrationen. Den er tæt på 1 for vandopløselige forbindelser, hvilket betyder, at koncentrationen i rødder når ligevægt i forhold til det omgivende vand i jorden. Faktoren ’a_P’ falder for de mere fedtopløselige forbindelser til f.eks. 0,11 for DDT. Faktoren ’a_P’ varierer også i forhold til de enkelte plantearter og afgrøder, hvor rodkoncentrationer af fedtopløselige forbindelser ikke kan nå kemikalieligevægt med porevandet. Metoden har imidlertid den brist, at der ikke umiddelbart findes nogen metodik til beregning af faktoren ’a_P’.

Rodkoncentreringsfaktoren (RCF), som blev introduceret af Shone et al. (1974), defineres som koncentrationsforholdet mellem rod og vand eller jord ved den kemiske ligevægt, der skabes ved diffusion og andre transportprocesser.

Rodkoncentreringsfaktoren (RCF) udtrykkes som:

Ligning 19

Tilsvarende er en rod-vand fordelingskoefficient (K_RW) defineret:

Ligning 20

hvor

d_Rod er røddernes densitet (kg/L)

Der findes nogle simple regressionsligninger til beregning af RCF. Den mest anvendte stammer fra Briggs et al. (1982). Den blev opstillet ud fra resultaterne af målinger af optaget af især phenylurea ukrudtsmidler i døde, udblødte bygrødder. For neutrale, organiske stoffer blev følgende ligning for forholdet mellem fedtopløseligheden (udtrykt som log K_OW) og sorptionen til rødder formuleret:

Anvendes den generelle beskrivelse af plante-vand fordelingskoefficienten (ligning 15), kan faktoren 0,82 således tolkes som bygrøddernes vandindhold, og lipidindholdet er ca. 0,025 (=10^-1,52/1,22) kg/kg plante.

Et lignende resultat blev opnået med carbamater i udskårne stykker af rødder og stængler fra bønner (Trapp & Pussemier 1991):

(svarende til et vandindhold på 0,85, og et lipidindhold på 0,037 (10^-1,34/1,22) kg/kg) - jævnfør den generelle beskrivelse af plante-vandfordelingskoefficienten (ligning 15).

Denne ligning giver lavere rodkoncentreringsfaktorer for fedtopløselige stoffer end Briggs’ regressionsligning som vist i figur 4.2.

Figur 4.2
Måleresultater og regressionslinier for rodkoncentreringsfaktoren fra Briggs et al. (1982) (ligning 21) og Trapp & Pussemier (1991) (ligning 22)

BCF for rødder, defineret som forholdet mellem koncentrationen i planten (mg/kg våd plante) og koncentrationen i jorden (mg/kg våd jord), kan beregnes som følger:

Ligning 23

I de fleste eksisterende risikovurderingssystemer beregnes optagelsen i rødder ud fra antagelse om kemikalieligevægt, dvs. ud fra fordelingskoefficienten mellem rødder og jord ("bulk soil") K_RB.

I EUs Technical Guidance Documents on chemical risk assessment (TGD del I, kapitel 2, bilag VII) foreslår Europakommissionen, at koncentrationen i rødder beregnes ved at bruge en ligevægtsmetode (EC 1996), dvs. der antages ligevægt mellem stof i porevandet og stof i rødderne. Vand-rod fordelingskofficienterne i TGD’en er baseret på den tidligere beskrevne generelle model for fordeling af et stof mellem plantevæv og vand (ligning 16) (b er i TGD sat til 0,77 for rødder). I udkastet til en revideret TGD (EC 2002) er der ikke forslået ændringer af denne beregningsprocedure, og den kaldes herefter for "TGD-rod".

Transport fra rod til skud i vedvævet beskrives ofte ved transpirationsstrømmens koncentreringsfaktor TSCF:

Ligning 24

Det ideelle ville være, at TSCF repræsenterede koncentrationsforholdet mellem transpirationsstrømmen og den eksterne opløsning, men da dette er svært at måle direkte, bestemmes TSCF meget ofte eksperimentelt ud fra den stofmængde, der findes i skud (Shone et al. 1974):

Ligning 25

Neutrale kemikaliers transport er mest effektiv for forbindelser med middel fedtopløselighed (dvs. log K_OW 1-4). Dette skyldes sandsynligvis, at det tager ret lang tid for polære forbindelser at trænge gennem cellemembranerne, samt at fedtopløselige forbindelser sorberer kraftigt til rodens væv og fortyndes ved vækst (Trapp 2000). Briggs et al. (1982) har tilpasset en optimal gausskurve til deres resultater:

Ligning 26

Senere forsøg udført af andre forskergrupper har givet lignende resultater, men med varierende optima. Burken og Schnoor (1998) fandt (fejlen i deres publikation er korrigeret) følgende for popler:

Ligning 27

og Hsu et al. (1990) fandt ved anvendelse af trykkammerteknik og sojabønner:

Ligning 28

Der blev fundet yderligere data hos Sicbaldi et al. (1997), som også anvendte trykkammerteknik og sojabønner. Alle data og regressionslinier fremgår af figur 4.3.

Figur 4.3
Forskellige forfatteres måleresultater for TSCF og udledte regressionslinier (ligningerne, 26, 27 og 28)

Alle regressionskoefficienterne for TSCF er i forhold til koncentrationen i den eksterne opløsning. For at relatere transporten til optagelsen fra jorden skal koncentrationen af opløst kemikalie i forhold til jordkoncentrationen være kendt. Den opløste del kan beregnes, f.eks. ved hjælp af K_D (ligning 4). Den maksimale optagelse og transport forskydes så til de mere vandopløselige forbindelser, fordi fedtopløselige stoffer sorberes kraftigere til jordmatricen (figur 4.4).

Figur 4.4
Forholdet mellem stofkoncentrationen i transpirationsstrømmen og i jorden (TCSF) relateret til log K_OW for forskellige koncentrationer af organisk kulstof i jorden (f_OC) og en porevandsandel (V_V) på 30%

Stængel-væske-koncentreringsfaktoren (SXCF) defineres som forholdet mellem koncentrationen i stænglens væv og koncentrationen i transpirationsstrømmen:

Ligning 29

Briggs et al. (1983) har målt sorptionen af kemisk neutrale, phenylurea ukrudtsmidler i vandig opløsning til udblødte bygstængler og har fundet en forbindelse mellem SXCF og stoffernes fedtopløselighed svarende til den for rødder:

Anvendes den generelle beskrivelse af plante-vand fordelingskoefficienten (ligning 15), kan faktoren 0,82 således tolkes som bygstænglernes vandindhold, og lipidindholdet er ca. 0,007 (=10^-2,05/1,22) kg/kg stængel.

For stænglen kan den såkaldte stængelkoncentreringsfaktor (SCF), der angiver forholdet mellem koncentrationen i stænglens væv og koncentrationen i jordens porevand, beskrives ved (Briggs et al. 1983):

Ligning 31

Denne ligning var egentlig beregnet til brug ved udregning af ligevægtsfordelingen af organiske, kemiske forbindelser i forhold til stængel. Den er blevet brugt ukritisk (og forkert) til udregning af optagelse i hele den ’overjordiske’ plante. Dette var tilfældet i ældre versioner af CSOIL (Holland, se detaljer nedenfor), som dog for nylig er blevet opdateret. Men det er stadig tilfældet i modelsystemet CLEA fra England og i HazChem, som bruges i Belgien (Jeroen Provost og dr. Johan Nouwen, præsentationer ved SETAC Organic Soil Contaminants Congress i København, september 2001).

Sorption til vedvævet kan være relevant i risikovurderinger af stoffer, der forurener jorden, f.eks. når det drejer sig om koncentrationen af giftige forbindelser i frugter fra træer og buske, som f.eks. nødder, æbler osv. I træer udgør vedvævet, hvor det transpirerede vand transporteres opad, træernes splintved. Trapp et al. (2001) målte sorptionen til vedvæv og udledte regressionskoefficienter for eg og pil:

Sorptionen til ved er ret høj og ligner sorptionen til organisk materiale i jorden, dvs. fedtopløselige forbindelser forbliver i træstammerne i lang tid og når formodentlig aldrig ud til frugterne (Trapp et al. 2001).

En plantes ’overjordiske’ dele er alt det plantevæv, der vokser over jordoverfladen, dvs. stængler, blade og frugter. Optagelse af kemikaler kan foregå både fra jorden og fra luften.

Der kan udledes følgende sorptionsligevægt mellem blade og luft for kemikalier (Trapp et al. 1990, Trapp 1995), hvor:

Ligning 34

hvor

4.3.2 Travis & Arms’ regressionsligning

Travis & Arms (1988) har udviklet en regressionsligning for bioakkumulering af organiske stoffer i oksekød, mælk og planter. De empiriske data, som blev brugt til regressionsligningen, blev udvalgt fra litteraturen og var især for pesticider med en log K_OW i intervallet 1,15 til 9,35. Regressionsligningen for optagelse i planter var:

hvor ’Bv’ er "biokoncentreringsfaktor vegetation", der er forholdet mellem stofkoncentrationen i ’overjordiske’ plantedele (mg/kg tørvægt) og koncentrationen i jorden (mg/kg tørstof).

Fordelen ved denne regressionsligning er, at den er baseret på empiriske data fra markforsøg og derfor integrerer alle mekanismerne i marken. Desuden skal der kun indsættes én parameter, log K_OW, hvilket gør, at den er meget let at bruge.

Ved at se nærmere på regressionen (figur 4.4) fremgår det, at optagelsen af kemiske forbindelser i planter falder med faldende log K_OW, men indpasningen påvirkes betydeligt af værdien af det eneste stof med en ekstremt høj log K_OW (polybromeret biphenyl, log K_OW 9,35). Forskellen på værdierne i midterområdet er næsten en faktor 1000.

Figur 4.5
Forholdet mellem biokoncentreringsfaktorer i planter og oktanol-vand fordelingskoefficienter (kopieret fra Travis & Arms 1988)

I figur 4.5 er de beregnede koncentrationer i en bladafgrøde for stoffer med log K_OW mellem 0 og 6 ved anvendelse af Travis & Arms’ korrelation sammenlignet med den koncentration, der kan beregnes, ved at anvende Briggs’ udtryk for TSCF sammen med det generelle udtryk for fordelingen mellem plantemateriale og vand (a=1,22; b=0,95; W=0,85; L=0,025) og beregning af K_D ud fra K_OC (f_OC=0,02).

Det ses, at sammenhængen mellem de koncentrationer, der forudsiges ved kombination af de forskellige fordelingsmodeller og Travis & Arms’ udtryk, ikke er i overensstemmelse med hinanden. Travis & Arms giver tilsyneladende lavere beregnede koncentrationer i bladafgrøden end kombinationsmodellen for stoffer med høje log K_OW, mens den for stoffer med lave log K_OW-værdier giver højere værdier.

Figur 4.6
Sammenligning mellem Travis & Arms’ udtryk og kombinationen af de nævnte ligevægtsfordelingsmodeller. Den diagonale, stiplede linie viser, hvor de beregnede værdier fra de to modeller ville være ens

Forskellen mellem de to udtryk kan, udover at Travis & Arms’ udtryk er baseret på stoffer med log K_OW ca. 1-9,4, mens datagrundlaget for Briggs’ og de øvrige ligninger kun omfatter stoffer med log K_OW i intervallet –0,8 til 6 (figur 4.2), også skyldes, at Travis & Arms ikke har taget hensyn til jordens karakteristika, dvs. at plantetilgængeligheden varierer med f.eks. jordens indhold af organisk kulstof. Optag af stoffer gennem jordstænk på bladene kan være indirekte inkluderet i Travis & Arms, men er ikke inkluderet i kombinationsudtrykket. Endelig kan forskellen skyldes usikkerheden på udledningen af Travis & Arms’ korrelationen, hvor værdien for ét enkelt stof har en meget stor indflydelse på udtrykket.

4.4 Dynamiske modeller

De dynamiske modeller er formuleret som massebalancer for hele planten eller dele af planten. Massebalancen for planten eller den enkelte plantedel er så igen bygget op af beskrivelser af optags-, nedbrydnings-, frigivelses- og plantevækstprocesserne. Dette afsnit indledes derfor med en kort beskrivelse af de forskellige enhedsprocesser, hvorefter de forskellige modeller, der er sammensat af enhedsprocesserne på forskellig måde, kort gennemgås.

4.4.1 Optagelse gennem rødderne

Stoffer i jordens porevand og -luft vil diffundere ind i rødderne. Den styrende faktor for den diffusive transport mellem jord og rødder er, hvor langt systemet porevand-planterødder er fra ligevægt.

Der kan desuden ske et passivt optag via transpirationsvandet. Dette kan simpelt beregnes som produktet af transpirationsstrømmen (vandtransporten i planten) og stoffets koncentration i porevandet. Størrelsen af transpirationsstrømmen er således af stor betydning for rodoptaget.

4.4.2 Optagelse gennem bladene

Optagelse gennem bladene fra luften kan ske på to måder:

Diffusion fra luften ind gennem bladenes yderste lag (overhud og epidermis). Her er den styrende faktor for den diffusive transport mellem luft og blade, hvor langt luft-blad systemet er fra ligevægt.

Diffusiv transport ind i bladene via spalteåbningerne, der er åbne i dele af døgnet, og som har stor betydning for fordampningen, efterfulgt af diffusion gennem den intercellulære luft. Trapp (1995) beregnede optaget gennem spalteåbningerne ud fra den mængde vand, der fordamper fra en plante, og antagelse om, at stoffluxen gennem spalteåbningerne er proportional med forskellen mellem partialtrykket ved ligevægt og det aktuelle partialtryk i den omgivende luft.

Det er vist (Riederer 1995), at den videre transport igennem bladkødet (mesofyl) for langt de fleste stoffer ikke kontrollerer den samlede transporthastighed ind i bladene.

4.4.3 Optagelse via direkte jordkontakt

Nettooverførselshastigheden TF_net fra jordpartikler kan i de fleste tilfælde antages at være cirka lige så høj som forholdet mellem fastsiddende jord og plantens totalvægt (se bilag E). Når et kemikalie er aflejret på et blad, kan det enten fordampe, blive skyllet af, nedbrydes eller vandre ind i bladet. Mængden af fastsiddende jordpartikler er meget plantespecifik. Den er højest for afgrøder, der vokser tæt ved jorden (salat, jordbær), og for blade, der har en form så partikler skylles ind i plantens indre (f.eks. bladrosetter som hos salat). Tabel 4.2 giver et overblik over empiriske værdier for jords massebelastning af planter. Salat har den største belastning med 0,26 g jord (tørvægt) aflejret pr. 1 g salat (tørvægt). Gennemsnittet for alle værdierne er 0,025 g jord pr. g plante. Ved en tørvægt på 20% i planter og en tørvægt på 90% i jord svarer dette til 0,005 g jord (tørvægt) pr. g frisk plante og 0,006 g jord (vådvægt) pr. g frisk plante.

Tabel 4.2
Empiriske værdier for jordpartiklers massebelastning af planter (g jord pr. g plante (tørvægt))

4.4.4 Transport i vedvæv

Den del af stofferne, der befinder sig i vandfasen, vil blive transporteret med transpirationsstrømmen op til bladene gennem vedvævet. Dette beskrives oftest som en passiv transport, hvor der dog tages højde for, at en vis del af stoffet vil bindes til vedvævet i planten undervejs.

4.4.5 Transport i sivæv

Den del af stofferne, der befinder sig i vandfasen, kan blive transporteret med sivævsvæsken ud til frugterne samt tilbage til rødderne. Da sivævsvæsken endvidere har et højt tørstofindhold, vil også en del af det bundne stof kunne blive transporteret gennem sivævet. Transporten er passiv, men de opløste stoffer vil naturligvis kunne bindes til selve sivævet. Transport af stoffer gennem sivæv til frugterne kan have betydning for indholdet af stofferne i frugterne.

4.4.6 Vækst

Stofferne vil blive fortyndet, ved at planterne vokser. Der eksisterer talrige mere eller mindre sofistikerede modeller til beregning af plantevæksten. Ved modelleringen af stoffer i planter antages ofte en eksponentiel vækst af planten, hvilket giver en første ordens fortyndingshastighed for stoffet.

4.4.7 Omsætning og andre nedbrydningsprocesser

Der er ingen tvivl om, at en del af stofferne vil blive omsat i planten. Stofferne nedbrydes ikke nødvendigvis helt, men kan blive omdannet til andre stoffer eller blive indbygget i plantevævet. I modellerne antages sædvanligvis et første ordens henfald, men det kan være vanskeligt at skønne omsætningshastighedskonstanten for et stof, da denne udover at være stofspecifik også er afhængig af plantearten.

4.4.8 Generisk ’one-compartment’ model for optagelse i ’overjordiske’ plantedele

Trapp & Matthies (1995) har foreslået en ’one-compartment’ model for bladafgrøders optagelse af organiske stoffer. Denne model er en meget forenklet udgave af en tidligere model (Trapp et al. 1994), og den bruges i dag i EUs modelværktøj til risikovurdering EUSES (EC 1996a) samt er foreslået til det hollandske CSOIL risikovurderingsværktøj (Versluijs et al. 1998). Metoden er detaljeret beskrevet i bilag A.

Modellen antager, at miljøfremmede, organiske stoffer kun optages passivt, dvs. via diffusion og advektion. De mekanismer, der indgår i modellen, er transport fra rødderne til skud, diffusiv udveksling med luften, omsætnings- og nedbrydningsprocesser, samt fortynding ved eksponentiel vækst. Det sidstnævnte gælder kun for planter, som høstes, inden de er modne, f.eks. spinat og salat. Modellen kan med andre ord ikke bruges til afgrøder, der dyrkes til modenhed som f.eks. korn.

Ved opstilling af en massebalance for de ’overjordiske’ plantedele, opnås en første ordens, lineær differentialligning, som løses analytisk for den dynamiske ligevægtstilstand. Metoden er detaljeret beskrevet i bilag A.

Beregning af koncentrationen i specifikke planteafgrøder kræver specifikke plantedata, f.eks. vækstperiode, samlet bladareal og lipidindhold i blade. TGD anvender ligningen generisk (dvs. den gælder for en generel "modelplante"). Ligningen tager ikke hensyn til alle de mulige transportmekanismer ind i den ’overjordiske’ del af planten, for eksempel er aflejring af jord og luftbårne partikler udeladt. Modellen har imidlertid den fordel, at luftfasekoncentrationen (baggrundsværdien i luften) kan medtages, hvilket gør det muligt at vurdere, om en forurening af planten stammer fra jorden eller fra luften.

4.4.9 ’Four-compartment’ optagelsesmodel PlantX

PlantX-modellen (Plant Exposure model) (Trapp et al. 1994) er den tidligere udgave af ovennævnte ’one-compartment’ model. Den er baseret på de samme antagelser, men bruger fire ’compartments’, nemlig rødder, stængel, blade og frugter. ’Four-compartment’ modellens løsning er numerisk (Eulers ettrinssystem). Trapp (1995) giver en detaljeret beskrivelse af denne model. Den er blevet valideret med data fra forsøg med radioaktivt mærket bromacil (et ukrudtsmiddel) og gav god overensstemmelse med måleresultaterne (Trapp 1995). Modellen er ikke særlig anvendelig til rutineundersøgelser, da den kræver mange data. Der findes en offentligt tilgængelig FORTRAN 77 version på internettet:

http://www.usf.uni-osnabrueck.de/archive/~strapp/Plantx.html.

4.4.10 ’Three-compartment’ model med flygtighedsprincip fra Mackay

’Three-compartment’ modellen med flygtighedsprincip, som er udviklet af Mackay og hans medarbejdere, ligner PlantX-modellen. Den seneste version er beskrevet i Hung & Mackay (1997). En tidligere, mere avanceret version blev offentliggjort af Paterson et al. (1994). Den seneste version af modellen har tre massebalanceligninger, som er udformet efter fugacitetsprincippet (flygtighedsprincippet), og som løses numerisk. Til forskel fra PlantX-modellen er der medtaget en nedadgående kemikaliestrøm i sivævsaften. Modellen er blevet valideret med de samme data som PlantX-modellen (bromacil) og gav god overensstemmelse med måleresultaterne (Hung & Mackay 1997). Der var stort set ingen forskel ved sammenligning med den tidligere version fra Paterson et al. (1994).

4.4.11 Model for planteoptagelse, transport, akkumulering og bionedbrydning, UTAB

Modellen for planteoptagelse, transport, akkumulering og bionedbrydning, UTAB, blev udviklet på en jordbrugsforsøgsstation ved Oregon State University i Corvallis (Boersma et al. 1988). Modellen klarer den sammenkoblede transport af vand og opløste stoffer i planter. Den første version har 33 ’compartments’, og der er 22 ’compartments’ i den version, som blev præsenteret af Lindstrom et al. (1991). Der udarbejdes en masseballance for hvert ’compartment’, og hver masseballance bruger en differentialligning. Det faktum, at der skal bruges resultater fra eksperimenter til kalibrering af modellen, før den kan udvise rimelige resultater (Boersma et al. 1991), samt den store mængde data, som er nødvendig, og den enorme udregningstid på grund af det store antal differentialligninger, gør, at den er mindre egnet til rutinemæssig brug i risikovurdering.

4.4.12 Gulerodsmodellen - Advektion ind i rødder

Gulerodsmodellen er en strømningsbaseret, dynamisk ligning, der beregner koncentrationen ved den dynamiske ligevægtstilstand (steady-state) (Trapp 2002). Den betragter den horisontale indstrømning med transpirationsstrømmen som tilførsel, den horisontale udstrømning som udskillelse og omsætningen i planten som en fjernelse. Fortynding ved vækst kan forekomme. Diffusiv optagelse antages at være begrænset til skrællen, som ofte ikke spises.

Gulerodsmodellen er detaljeret beskrevet i bilag B.

Det er blevet vist, at antagelsen om, at diffusiv optagelse er begrænset til skrællen, er valid for meget fedtopløselige og ikke flygtige forbindelser, som f.eks. benzo(a)pyren og PCB-forbindelser (Trapp 2002). En større andel af de stoffer med en høj vand luft fordelingskoefficient (K_AW) vil være i luftfasen i roden, hvor den diffusive transport er hurtigst. For denne type af stoffer er antagelsen om, at diffus optagelse er begrænset til skrællen ikke valid. Modellens anvendelsesområde er således begrænset til ikke-ioniserede og fedtopløselige forbindelser med lavt damptryk. Det kan vises, at det kun er for kemiske forbindelser med log (K_OW/K_AW) > 8, at transport gennem skrællen til selve rodfrugten kan udelukkes. Dette gælder for benzo(a)pyren, men ikke for nogen af de andre udvalgte modelstoffer. Disse forbindelser forventes at ligge tæt på kemikalieligevægt.

Til vurdering af betydningen af den diffusive transport ind i guleroden, kan følgende analytiske løsning for den horisontale diffusion af et stof ind i et tværsnit af roden anvendes (Trapp 2002, Crank 1970):

Ligning 36

hvor

Til udledning af ligning 36 er der set bort fra advektion, vækst og nedbrydning, og der er antaget en konstant koncentration på overfladen af roden.

4.4.13 Kartoffelmodellen - diffusiv optagelse i en kugleformet rod

Kartoflen er Danmarks vigtigste grøntsag. Kartoffelknolden er ikke en rod, men et opbevaringsorgan, som egentlig er en del af stænglen (Franke 1987). Stængelknolden er ikke en del af rodsystemet, den har ingen forbindelse med vedvævet, og den får kun tilførsler fra sivæv (Sitte et al. 1991). Advektiv transport af miljøfremmede stoffer fra jorden ind i kartoflen er derfor ikke sandsynlig (sivævet løber fra bladene til rødderne). Da spredning i luftfasen foregår hurtigt, kan diffusiv optagelse af flygtige forbindelser være en relevant mekanisme. På den baggrund er der blevet udledt en kartoffelmodel, der beregner transporten ind i en kartoffel – også af flygtige stoffer. En foreløbig version af modellen er beskrevet i bilag C. Denne model er endnu ikke publiceret og verificeret, da der ikke findes tilgængelige måledata for optagelse af flygtige stoffer i kartofler.

Udregninger efter dette princip er vist i bilag C. Det kan konkluderes, at med hensyn til nærværende projekt kan ligevægtsantagelsen anvendes for n-dodecan, toluen og trichlorethen og desuden for MTBE, men for PAH-forbindelser er en udvidet model, som f.eks. kartoffelmodellen, af meget stor betydning.

4.4.14 Transport til frugter på træer

Frugter fra træer, som f.eks. æbler, er en anden, meget væsentlig gruppe af spiselige afgrøder i Danmark. Derfor bør frugter inkluderes i en risikovurdering. Træer er grundlæggende forskellige fra urter (grøntsager) på grund af størrelsen, på grund af det dominerende ved-’compartment’ og på grund af alderen. Trapp et al. (2001) har for nylig anvendt en transportmodel til beregning af organiske stoffers transport i træstammer. Træmodellen medtager stofindstrømning i stammen via vedvæv, udstrømning efter ligevægt, fortynding ved vækst og første ordens omsætning. Udveksling med luften er ikke medtaget.

Kemikalier med ikke alt for høje log K_OW-værdier (log K_OW 1-6) har potentiale for at blive akkumuleret i betydelige mængder i stammen efter at være optaget i rødderne. For meget fedtopløselige kemikalier er koncentrationerne for ligevægtstilstand i stammen lave sammenlignet med jordkoncentrationen på grund af langsom optagelse og fortynding ved vækst. Den her anvendte frugttræsmodel er ikke ny, den kombinerer princippet for transport i stammer med transporten via sivæv til frugter, som anvendes i PlantX-modellen (Trapp 1995).

Metoden er detaljeret beskrevet i bilag D.

4.4.15 Simuleringsnetværksmodel for atmosfære-plante-jord, SNAPS

Simuleringsnetværksmodellen SNAPS kombinerer PlantX-modellen med jord-vandmodellen SWACRO, som også beregner plantevækst, og en jord-kemikalietransportmodel (Behrendt & Matthies 1995). I princippet er dette simuleringsnetværk et værdifuldt værktøj, fordi det forbinder transporten i jorden med transporten i vegetationen. Det viste sig imidlertid ved praktisk brug på GSF-centret i München, at den store mængde data, som er nødvendig for at bruge modelsystemet, er kritisk og tidskrævende. Resultatets usikkerhed er også meget høj på grund af det store antal mekanismer, der indgår samtidig. Modellen kan derfor ikke anbefales til praktisk anvendelse i risikovurdering.

4.5 Risikovurderingsværktøjer

Der er blevet udviklet og anvendes adskillige systemer til vurdering af risici ved jordforurening, nogle til lovgivningsformål og nogle som beslutningsstøtteværktøjer. En gennemgang af eksisterende risikovurderingsværktøjer i Europa og USA med henblik på jord til plante overførslen af organiske stoffer præsenteres nedenfor. Gennemgangen er hovedsagelig baseret på rapporter, der er udarbejdet på RIVM i Holland i forbindelse med opdateringen af CSOIL-modellen (Rikken et al. 2001, Versluijs et al. 1998).

4.5.1 England: Contaminated Land Exposure Assessment model, CLEA

CLEA-modellen blev udviklet i England til fastlæggelse af retningslinier, men CLEA kan også bruges til at foretage områdespecifikke risikovurderinger. Planteoptagelsesmodulet er i stand til at håndtere både miljøfremmede, organiske stoffer og tungmetaller. Den mængde jord, mennesker indtager om dagen, betragtes som aldersspecifik. Desuden medtages indtagelse af jord som partikler, der sidder fast på afgrøder, og som ikke er blevet fjernet ved normal tilberedning (3%). Planteoptagelsesalgoritmen er baseret på regressionsligningerne af Briggs et al. (1982, 1983).

4.5.2 Tyskland: Umweltmedizinische Beurteilung der Exposition des Menschen durch altlastbedingte Schadstoffe, UMS

UMS-modellen blev udviklet til detaljeret vurdering af forurenede grunde, så arten og omfanget af human- og grundvandseksponering kunne beregnes. På basis af fysisk-kemiske og toksikologiske data, områdespecifikke karakteristika og befolkningsadfærd kvantificerer UMS-systemet den aktuelle eller potentielle eksponering, som er relevant i forhold til menneskers sundhed. Jordindtaget for børn og voksne ligger mellem 50 og 500 mg/dag, baseret på publicerede data. Forbruget af planter fordeler sig på 15% rodfrugter og 85% ’overjordiske’ grøntsager (herunder kartofler). Rodforurening beregnes ved hjælp af RCF af Briggs et al. (1982). En netop udviklet (udokumenteret) empirisk ligning på basis af Trapp & Matthies (1995) koncept for luftformig aflejring anvendes for ’overjordisk’ vegetation.

4.5.3 Californien: CalTOX

CalTOX-modellen består af et sæt regnearksmodeller og datasæt, der relaterer koncentrationen af et kemikalie i jorden til risikoen for sundhedsskadelige effekter for en person, der bor eller arbejder i nærheden af eller på den forurenede grund. Den kan beregne områdespecifikke, sundhedsbaserede jordrensningskoncentrationer på basis af opgivne målsætninger for risikoniveau. CalTOX anvender de ligninger, der findes i US EPA’s Risk Assessment Guidance for Superfunds til vurdering af eksponering og risiko (US EPA 1995). Jordindtagelse medtages kun i forbindelse med køkkenhaver, med 22 mg/dag som gennemsnitligt jordindtag i hele livet. Optagelsen af miljøfremmede, organiske stoffer i afgrøder er baseret på en simplificeret version af Paterson-Mackay-modellen. Tidligere blev Travis & Arms’ ligninger anvendt (se ovenfor).

4.5.4 Holland: CSOIL

Humaneksponeringsmodellen CSOIL anvendes i Holland til fastlæggelse af grænseværdier for jord og grundvand. CSOIL blev udviklet til beregning af potentiel human eksponering i forbindelse med forurenede landområder. Indtil for nylig byggede CSOIL på Briggs et al. (1982) ligevægtskoncept til beregning af eksponering via afgrøder. Men på basis af en vurdering af eksisterende modeller konkluderede Verluijs et al. (1998), at CSOIL-modulet for transport af stoffer til stængel og blade kunne forbedres ved anvendelse af Trapp & Matthies’ model, ligesom Rikken et al. (2001) i en senere RIVM-rapport argumenterede kraftigt for at implementere denne model i CSOIL.

4.5.5 USA: Soil Screening Guidance SSG

Den amerikanske miljøstyrelse, US EPA, har "identificeret frugter og grøntsager fra nyttehaver som en sandsynlig eksponeringsvej for forurenende stoffer i jord i beboelsesområder" og fik derfor vurderet niveauet for jord-plante-menneske eksponeringsvejen. Eksisterende empiriske data for planteoptagelse af organiske forbindelser blev vurderet med det resultat, at "der er tilgængelige optagelsesdata for organiske stoffer for omkring 25% af de stoffer, som EPA fører tilsyn med" og "at modellering kan være det eneste alternativ til vurdering af jord-plante-menneske eksponeringsvejen for mange stoffer i den nærmeste fremtid". Samme kilde udtaler, at "et af de mest lovende værktøjer til anvendelse som et risikovurderingsværktøj er PlantX" (US EPA 1995). Det er dog stadig Travis & Arms-modellen, der anvendes. Den er integreret i US EPAs Risk Assessment Information System til beregning af risiko (se http://risk.lsd.ornl.gov/prg/for_ent_data.shtml).

4.5.6 Europa: Technical Guidance Document og the European Union System for the Evaluation of Substances, EUSES

Europakommissionen udgav i 1996 "Technical Guidance Document in Support of Commission Directive 93/67/EEC on Risk Assessment for new Notified Substances and Commission Regulation (EC) No 1488/94 on Risk Assessment for Existing Substances" (EC 1996), kaldet TGD’en. I TGD’en blev det foreslået at anvende Trapp & Matthies-modellen (1995) til estimering af koncentrationen i stængel og blade. Modellen blev implementeret i EUSES (EC 1996a) (herefter kaldt "TGD-blad"). EUSES blev udviklet af RIVM (National Institute of Public Health and the Environment) i Holland og kan fås fra EUs Kemikaliekontor (EC/DG XI) i Ispra, Italien. I forløberen, USES-modellen, blev Briggs-modellen anvendt både til rødder og blade.

4.5.7 Konklusion

I ældre modelsystemer, som tidligere versioner af CalTox, forløberen for EUSES (USES) og hidtil i CSOIL, har brugen af regressionsligninger til beregning af planteoptagelse fra jorden været dominerende. For nylig har lettere løsningsmodeller med differentialligninger afløst disse regressionsligninger (f.eks. i CSOIL fra Holland, CalTOX fra Californien og EUSES). I Europa er TGD-blad modellen mest udbredt.

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