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

Antimon - forbrug, spredning og risiko

4 Miljøfarlighed

4.1 Indledning/metode/datagrundlag

Antimons opførsel i miljøet, herunder omsætning og transport i jord- og vandmiljøet, er vurderet på baggrund af oplysninger fundet i litteraturen. Giftigheden af antimonforbindelser over for jord- og vandlevende organismer er ligeledes vurderet ud fra test resultater og undersøgelser beskrevet i litteraturen.

Litteraturdata er fundet ved hjælp af de gængse søgemaskiner på www, og der er foretaget søgning i relevante databaser (AQUIRE, IUCLID). Det amerikanske Agency for Toxic Substances and Disease Registry under U.S. Department of health and human services, Public health service, har udgivet en toksikologisk profil af antimon omfattende blandt andet en beskrivelse af antimons skæbne i miljøet. Hvor der ikke er angivet anden reference, stammer oplysninger fra denne rapport (ATSDR 1992).

På baggrund af forbrug og anvendelse af antimon i Danmark er der her valgt at se på miljøfarligheden af de identificerede antimonforbindelser antimontrioxid, antimontrisulfid og natriumantimonat. Sidstnævnte er der ikke fundet data på. Idet både trioxid og trisulfid har en meget lav vandopløselighed, er der medtaget enkelte udvalgte data for de mere vandopløselige forbindelser antimontriklorid og antimonkaliumtartrat. Dette er gjort for bedre at kunne belyse giftigheden af antimonforbindelser, idet testvilkår er ringe for stoffer med lav vandopløselighed.

4.2 Fysisk-kemiske egenskaber

Antimon kan forekomme i fire forskellige oxidationstrin: -3, 0, +3 og +5. Oxidationstrin +3 er det mest stabile og dermed det hyppigst forekommende.

Metallisk antimon er stabilt under normale betingelser og angribes ikke af luft eller vand. Antimon i opløsning findes på hydrolyseret form som Sb(OH)₃ eller som Sb(OH)₆^-. Under oxiderende forhold er det primært den pentavalente form, der optræder, mens den trivalente form optræder under svagt reducerende forhold (McComish & Ong 1988).

Antimon danner forbindelse med organiske og uorganiske syrer. Ved tilstedeværelse af sulfid kan der dannes stabile komplekser af sulfid. Antimontrisulfid er et naturligt mineral, som hedder stibnit (antimonglans).

I atmosfæren forekommer antimon som oxider, primært antimontrioxid, som dannes ved afbrænding af fossile brændstoffer samt ved forbrænding af produkter indeholdende antimon. Antimontrioxid findes i atmosfæren på partikelform (HSDB 2003).

Antimontrioxid findes i forskellige morfologiske former, hvoraf den kubiske form er stabil ved temperaturer under 570ºC. Antimontrioxid er amfoter, det vil sige, at den opløses i både sure og basiske opløsninger, mens antimonpentaoxid kun har syreegenskaber.

Antimon kan optræde på gasform som stibin, SbH₃, som dannes ved reaktion af syre på antimonlegeringer og andre metal antimonforbindelser. Stibin er ikke stabil og oxideres hurtigt til antimontrioxid og vand (McComish & Ong 1988).

I nedenstående Tabel er der vist de fysiske og kemiske data for de hyppigst optrædende antimonforbindelser (NTP 2003; Budavari 1989; Weast et al. 1983).

Tabel 4-1 Fysisk-kemiske data for antimonforbindelser

4.3 Opførsel i miljøet

4.3.1 Adsorption/mobilitet

Antimons adsorptionsegenskaber er ikke velbeskrevet. Adsorptionen er afhængig af, i hvilken form antimon findes, samt de fysisk-kemisk egenskaber af jorden. Adsorption af antimon til ler og andre mineraloverflader er bestemmende for mobiliteten i jord.

Det er observeret, at antimon adsorberes kraftigt til kolloidt materiale i jorden. Under specielle forhold, f.eks. hvor der forekommer sprækker i jorden eller ved forekomst af kolloidt materiale i grundvandet, kan der derfor forekomme transport af antimon med kolloiderne (McComish & Ong 1988).

Et studie viste, at antimonkaliumtartrat adsorberedes kraftigt til forskellige jordtyper. Fordelingskoefficienten (mmol/kg jord)/(mol/m³) blev bestemt til 81 for jord med organisk indhold og 185 for mineralsk jord.

Mobiliteten af antimontrioxid i jordmiljøet er undersøgt for forskellige typer af jord. Resultatet viste, at der ikke var nogen væsentlig mobilitet af opløst antimon i de undersøgte jordtyper (ler, sandet ler, silt og sandjord).

Undersøgelse af en grund med en batterigenindvindingsvirksomhed viste, at antimon ikke udvaskes nævneværdigt fra jordmiljøet. Mens der blev fundet høje koncentrationer af antimon i de øverste jordlag og i sediment, var koncentrationen i et 3 meter underliggende vandførende lag kun 0,1 ppm, og antimon blev ikke detekteret i dybere lag.

Udvaskningsforsøg udført på sediment fra en flod i et minedistrikt viste, at hovedsagligt Sb(V) blev udvasket. Udvaskning af antimon var højest ved enten høj eller lav pH. Ved lav pH var det primært Sb(III), der blev udvasket, mens Sb(V) dominerede ved pH større end 6,3.

Udvaskning af forskellige elementer, heriblandt antimon fra slam til brug på landbrugsjord, blev undersøgt for to typer af jord: sandjord og sandet lerjord. Den teoretisk mulige koncentration af antimon i den opløste slamfraktion var 10-100 ppb. Resultatet viste en moderat transport af antimon i de to jordtyper. Adsorptionskonstanten blev bestemt til 2-16 for sandjord og 20 for sandet lerjord. På trods af, at slam er med til at øge mobiliteten af antimon i jord, er tendensen at antimon primært akkumuleres i de øvre jordlag, mens forekomsten af antimon i dybere liggende, vandførende lag er meget lille.

Forsøg med udvaskning af antimon fra flyveaske viste en lav udvaskning, hvilket var i overensstemmelse med observationen af lave koncentrationer af antimon i en grundvandszone under et flyveaskedepot.

4.3.2 Omsætning/opførsel i vandmiljøet

Under normale forhold i vandmiljøet forekommer antimon i så lave koncentrationer, at der ikke sker udfældning af antimontrioxid. Derimod kan antimontrioxid i belastede områder i vandmiljøet findes på suspenderet form, som bundfælder og sætter sig på sedimentet. Der kan derfor være et potentiale for akkumulering af antimon i vandmiljøet, især i områder, hvor der er stor tilgang af antimon, f.eks. i nærhed af forbrændingsanlæg.

I vandmiljøet kan antimontrioxid omdannes ved fotokemisk reduktion til metallisk antimon og antimonpentaoxid. Herefter kan der, afhængig af krystalaflejringsformen, ske en tilbageoxidation til antimontrioxid eller dannelse af hydroxid (EPA 1987). Fotokemisk omdannelse vurderes dog at være af ringe betydning for omsætning af antimon i vandmiljøet.

Mikrobiologisk reduktion og methylering af antimon menes at kunne forekomme under reducerende forhold i vandmiljøet under dannelse af trimethylstibin (McComish & Ong 1988).

Fordampning af antimontrioxid fra vandmiljøet er ikke sandsynlig, idet antimons damptryk er meget lavt (HSDB 2003).

4.3.3 Omsætning/opførsel i jordmiljøet

Antimon er fundet i jordmiljøet på vandopløselig form i porevand, udfældet som oxider, samt absorberet på overfladen af jordpartikler og organiske partikler (EPA 1987).

Antimontrioxid regnes for at være persistent i jordmiljøet pga. lav vandopløselighed, høj stabilitet og lavt damptryk (EPA 1987).

Autotrofe bakterier er blevet isoleret fra prøver af naturligt forekommende antimonreserver. En ren kultur af disse bakterier har under laboratorieforhold vist at være i stand til at oxidere antimontrioxid. En biologisk omdannelse af antimonoxider i miljøet kan derfor ikke udelukkes (HSDB 2003).

4.3.4 Bioakkumulering

Lave koncentrationer af antimon er påvist i fisk fanget ud for Afrikas og Australiens kyst samt i floden Donau i Østrig (se også afsnit 3.2.7)

I nedenstående tabel ses en oversigt over eksperimentelt bestemte biokoncentrationsfaktorer (BCF). Alle bestemmelser af BCF blev udført med radioaktivt mærket antimon (antimon-125, 2-8 µCi/l) (AQUIRE 2003).

Tabel 4.2 Biokoncentrationsfaktorer bestemt på antimon-125

På baggrund af de målte BCF-værdier (0,3-17) vurderes der ikke at være potentiale for bioakkumulering i de undersøgte vandlevende organismer.

For enkelte hvirvelløse dyr både fra ferskvand og havvand er der dog fundet biokoncentrationsfaktorer op til 16.000 for antimon. Opkoncentrering gennem fødekæden blev dog ikke observeret (EPA 1987).

Bioakkumulering blev undersøgt i pattedyr og invertebrater i et område omkring et stålværk. Koncentrationer af antimon i organer hos gnavere blev sammenholdt med deres fødeindtagelse af antimon. Konklusionen var, på trods af forhøjede antimonkoncentrationer i organerne, at antimon ikke har tendens til opkoncentrering gennem fødekæden.

4.3.5 Sammenfatning af opførsel i miljøet

Antimon i jordmiljøet adsorberes kraftigt til ler- og mineralpartikler i jorden, mens udvaskning ikke er vigtig. I belastede områder i vandmiljøet forekommer antimon på suspenderet form, som bundfældes. Der er ikke identificeret processer, der bidrager væsentligt til omsætning af antimon i jord- og vandmiljøet, og akkumulering i øvre jordlag samt i sediment er derfor central for antimons opførsel i miljøet. Antimonforbindelser viser ikke tendens til bioakkumulering og opkoncentrering gennem fødekæden.

4.4 Giftighed i miljøet

4.4.1 Giftighed i vandmiljøet

Giftighed af antimon over for vandlevende organismer er undersøgt for antimontrioxid, mens der ikke er fundet data for antimontrisulfid. Nedenstående Tabel viser en oversigt over giftigheden fundet i litteraturen af antimon bestemt som EC/LC₅₀-værdier (hhv. Effect Concentration og Lethal Concentration, dvs. den testkoncentration hvorved 50% af forsøgsorganismerne påvirkes på en nærmere defineret måde (EC₅₀) eller dør (LC₅₀)) samt NOEC (No Observed Effect Concentration).

Forbindelsernes lave vandopløselighed vanskeliggør udførslen af test i vandigt miljø, og resultater af toksicitetstest bør vurderes med forsigtighed, da testresultaterne ofte er baseret på nominelle koncentrationer uden hensyntagen til vandopløseligheden af det undersøgte stof.

Vandopløseligheden af antimontrioxid under normale forhold ved 20ºC er f.eks. i størrelsesordenen 30 mg/l.

Giftigheden af antimontrioxid over for alger er fundet som EC₅₀ < 1 mg/l, mens værdier fundet for krebsdyr og fisk alle ligger over vandopløseligheden.

For bedre at belyse giftigheden af antimon i vandmiljøet er test udført på antimonkaliumtartrat og antimontriklorid, som har en høj vandopløselighed sammenlignet med antimontrioxid, også medtaget i Tabel 4-3. Giftigheden af antimonkaliumtartrat er bestemt på repræsentanter fra fire organisme grupper (Hammel et al. 1998). Det ses, at de mere opløselige forbindelser af antimon har en giftighed med EC/LC₅₀ værdier i området 10-60 mg/l og NOEC værdier i området 1-10 mg/l.

Effekt af antimon på tidlige stadier af den amerikanske ferskvandsfisk "fathead minnow" (en elritseart, der hyppigt benyttes som testorganisme) blev undersøgt i test, hvor koncentrationen af antimon i vandfasen løbende blev analyseret. Der blev observeret normal udklækning af æg og ingen effekt på overlevelse og vækst af larver ved koncentrationer op til 7,5 µg/l, som var den højest opnåelige antimonkoncentration i testen (LeBlanc & Dean 1984).

Antimon er vist at være meget giftig over for padder (LC₅₀ < 1mg/l) i en 7 dages test, mens giftigheden over for orme er fundet i området 100-1000 mg/l bestemt som EC₅₀ (AQUIRE 2003).

Tabel 4-3. Giftighed af antimonforbindelser i vandmiljøet

4.4.2 Giftighed i jordmiljøet

Undersøgelser af giftigheden af antimon i jordmiljøet er meget sparsomme.

Et studie har undersøgt toksiciteten af antimon over for en jordlevende alge (Chlorococcum infusionum). For jordprøver tilsat antimon blev LC₅₀-værdien bestemt til 125-1000 mg/kg for alger. Jord fra et mineområde, hvori der naturligt fandtes antimon, viste toksiske effekter over for alger. Jordprøverne indeholdt udover antimon også arsen, kviksølv og kobber. Vandige ekstrakter fra jordprøverne viste derimod ingen giftighed over for krebsdyr, alger og bakterier (Hammel et al. 1998).

Antimons effekt på planter blev undersøgt for spiring og vækst af ris. Test blev udført med antimonkaliumtartrat (III) og kaliumantimonat (V). Resultatet viste, at begge forbindelser havde en effekt på vækst af rod og spire samt reducerede omdannelsesforholdet af tørstof under spiring. Fald i udbytte samt et øget indhold af antimon i risplanterne var afhængigt af antimontilsætningen til jorden (Mengchang & Jurong 1999).

4.4.3 Giftighed over for højerestående dyr

Oversigt over giftigheden af antimon over for højerestående dyr er vist i Tabel 5-1 i næste kapitel. LD₅₀-værdier ligger i området 3000-35000 mg/kg kropsvægt for antimontrioxid, 1000 mg/kg kropsvægt for antimontrisulfid, og 10-20 mg/kg kropsvægt for antimonkaliumtartrat.

4.4.4 Sammenfatning af giftighed i miljøet

Antimontrioxid har en høj giftighed over for alger (NOEC/EC₅₀ < 1 mg/l) og tilsyneladende en lavere giftighed over for krebsdyr og fisk i vandmiljøet, idet de bestemte størrelser ligger over vandopløseligheden. De mere vandopløselige forbindelser af antimon, antimonkaliumtartrat og antimonklorid, har en giftighed med EC/LC₅₀ værdier i området 10-60 mg/l og NOEC værdier i området 1-10 mg/l.

Giftigheden i jordmiljøet er generelt dårligt undersøgt. Der er set effekt på jordlevende alger fra jord indeholdende antimon i en blanding med andre metaller, og antimon har vist at have en effekt på spiring og vækst af planter.

4.5 Miljøfareklassificering og -regulering

På listen over farlige stoffer er antimonforbindelser, med undtagelse af antimontetraoxid (Sb₂O₄), antimonpentoxid (Sb₂O₅), antimontrisulfid (Sb₂S₃), antimonpentasulfid (Sb₂S₅) samt forbindelser med særskilt klassificering, opført med klassifikationen: miljøfarlig med risikosætningen R51/53 (Giftig for organismer, der lever i vand; kan forårsage uønskede langtidsvirkninger i vandmiljøet).

Antimontrioxid (Sb₂O₃) er i øjeblikket under miljøfareklassificering og risikovurdering i EU med Sverige som rapporteur-land. Dele af rapporten, herunder effektvurdering af antimon i miljøet, foreligger i udkast, som ikke er færdigbehandlet og derfor ikke refereret her. Den endelige rapport forventes tilgængelig om ca. 2 år.

4.6 Omdannelse og former af antimon i miljøet

Når antimon anvendes og udledes i form af stoffer, som direkte kan påvirke et lokalt miljø, vil der være en større risiko for akutte effekter end under betingelser, hvor de udledte stoffer først skal omdannes til andre.

Generelt forekommer metallisk antimon og de forbindelser af antimon, som typisk anvendes (antimontrioxid og -trisulfid), ikke i miljøet. Metallisk antimon forekommer sandsynligvis slet ikke, mens antimontrisulfid forekommer under stærkt reducerende forhold, og antimonoxider kan forekomme i røggas.

Der er muligt, at der optræder stabile antimon svovl-komplekser i vand under stærkt reducerede betingelser. I bremsebelægninger anvendes der netop antimontrisulfid, som i bremseprocessen slides af og udledes til vejbanen. Der er derfor betingelser tilstede for, at antimonforbindelser kan transporteres med vejvand o.lign. til opsamlingsbassiner.

De forbindelser af antimon, der typisk forekommer i vandmiljøet, er hydroxyforbindelser, som ikke anvendes i teknologiske processer eller produkter, men dannes ved opløsning og speciering, især af antimontrioxid. Dog formodes det, at ved høj belastning med antimontrioxid kan denne forekomme i fast form, som udfældes.

I såvel ferskvand som havvand er Sb(OH)₆^- den normale forbindelse, mens Sb(OH)₃ er almindelig under reducerende forhold. Der forventes også at antimon i sediment kan reduceres til stibin (SbH₃), som fordamper, og/eller indgå i hydroxykomplekser i vandsøjlen.

Det skønnes derfor ikke sandsynligt, at der vil være akutte miljøeffekter forbundet med de anvendte antimonformer. Imidlertid er der påvist væksteffekter over for alger og dødelighed i langtidsforsøg for fisk ved <1 mg/l antimontrioxid. Der forekommer formodentlig ikke udledning af antimontrioxid til miljøet af denne størrelse uden for produktionsområder. Der er ikke produktion, som indebærer anvendelse af antimonforbindelser i Danmark.

Forekomst og eventuelle effekter af antimon synes derfor ikke at kunne knyttes til direkte anvendelse og udledning af antimonforbindelser. Antimon vil blive udledt fra materialer, affald eller fra forbrænding, som bestemte stoffer, f.eks. metallisk antimon, antimontrioxid eller -trisulfid, som i et omfang, der defineres af miljøet, omdannes til andre stoffer.

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

Version 1.0 Januar 2004, © Miljøstyrelsen.