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

Test for human bioopløselighed af jordforureninger

Bilag C

Betingelser i biopløselighedstest

I udformningen af en testmetode for human bioopløselighed af jordforureninger til brug i risikovurdering har de fleste metoder taget udgangspunkt i ønsket om at efterligne forholdene i menneskets mave-tarmsystem: ønsket om en test, der kan forklares og begrundes, se kapitel 9 i hovedrapporten. I udviklingen af metoderne er dette ønske fastholdt for nogle metoder (RIVM, DIN), mens hensynet til en enkel, robust og relevant (korrelation med biotilgængelighed som målt in vivo i forsøgsdyr) test har haft større vægt for andre metoder (først og fremmest SBRC). Erfaringen har vist, at det her er nødvendigt at foretage en prioritering af de forskellige hensyn, idet ikke alle hensyn kan opfyldes samtidig, se f.eks.: /1/.

Principperne i test for bioopløselighed er vist i figur C.1.

Figur C.1 Principskitse for test for bioopløselighed

I dette bilag er samlet en række tekniske detaljer, som er indgået i valget af testbetingelser, som det er beskrevet i hovedrapportens kapitel 4, se også hovedrapportens afsnit 2.1 for beskrivelse af de omtalte metoder.

Fordøjelsessegmenter

I metodevalget er medtagne segmenter af fordøjelsessystemet og deres kompleksitet i sammensætningen af fordøjelsesvæskerne første element.

For bly og arsen benyttes nu i USA mest den meget simple SBRC test med kun mave segment og kun tilsætning af saltsyre og aminosyren glycin, og denne simple test er valideret i forhold til optag af bly og arsen i US EPA's valgte type af forsøgsdyr, unge svin /2;3/. SBRC testen omfattende kun mave segmentet anbefales ligeledes til test for bioopløselighed af cadmium og nikkel i jord, mens det for chrom og kviksølv anbefales at inddrage det mere komplicerede tarm segment /4/. Det anføres, at der for bly er vist god sammenhæng imellem bioopløselighed i denne tests simple mave segment og biotilgængelighed i dyreforsøgene, samt at der for arsen er en enkelt undersøgelse med en sådan god sammenhæng.

Det er vist, at test for bioopløselighed af bly fra jord med et simpelt mave segment gav næsten 10 gange højere bioopløselighed end med kombineret mave- og tarm segment /5/. Tendensen til lavere bioopløselighed for bly med tarm segmentet inkluderet blev mindre ved tilsætning af mælkepulver som simulering af føde i testen, nu cirka 2/3 af bioopløseligheden i det simple mave segment /5/.

Til test af PAH bioopløselighed fra jord er foreslået kun at benytte opløsning svarende til forholdene i tyndtarmen med 4 timers testtid og under anvendelse af phosphatbuffer, natriumchlorid, svinegalde og mælkepulver, men resultaterne er ikke offentliggjort /6/. Samme forskergruppe har dog efterfølgende til test af dioxiners bioopløselighed fra jord benyttet en test med både et mave- og et tarm segment, der i udførelse er tæt på RIVM metoden og med en mere kompliceret sammensætning af testopløsningerne /7/. For én jord er opløseligheden af PAH vist at blive 7½ gang højere ved kombination af mave- og tarm segment, sammenlignet med opløsning kun i mave segmentet /8/.

Som eksempel på vigtigheden af test opløsningernes sammensætning kan nævnes, at en undersøgelse af dioxiners bioopløselighed har vist en 50 – 100 gange mindre opløsning af disse organiske forureninger med en simpel testopløsning med sammensætning langt fra det fysiologisk korrekte, sammenlignet med opløsningen ved en mere kompliceret sammensætning /9/.

Separat analyse af testopløsning efter mave segmentet og efter tarm segmentet kan benyttes til at vurdere, i hvilken del af mave-tarmsystemet opløsning af forureninger sker. Særligt for tungmetaller som bly, der primært opløses i mave segmentets syre og potentielt udfældes i det efterfølgende, mindre sure tarm segment, kan resultatet efter mave segmentet betragtes som worst case. Det skal imidlertid bemærkes, at absorption af tungmetaller generelt antages at finde sted i tyndtarmen og ikke i maven /10/. I præsentationen af RIVM metoden angives da også, at bly primært optages i tyndtarmen, hvorfor vurdering af bioopløselighed af bly fra jord bør foregå efter tarm segmentet /11/.

Fordøjelsessegmenter og testbetingelser for de tre hyppigt benyttede, se afsnit 2.1.4 og kapitel 4 i hovedrapporten, testmetoders er i hovedtræk opsummerede i tabel C.1.

Tabel C.1 Hovedtræk af tre hyppigt benyttede testmetoder

Segmentet mund/spiserør

Simulering af bioopløsning i mund/spiserør har til hensigt at inddrage opløsning af stivelse, som det foregår her efter opblanding med spyt fra mundhulen. Spaltningen af stivelse fremmes ved tilsætning af enzymet α-amylase. Der er ikke fundet undersøgelser, der belyser den kvantitative effekt af at inkludere dette segment i testen, men rationalet bag er angiveligt, at en test bør repræsentere hele den humane fysiologi, som den er involveret i bioopløsningsprocessen /12/.

Delvis kemisk spaltning af stivelse som simuleret i segmentet mund/spiserør vil også foregå alene ved opvarmning med fortyndet saltsyre, kvalitativt svarende til betingelserne i testmetodernes mave segment /13/.

I SBRC metoden indgår ikke simulering af bioopløsning i mund/spiserør, i DIN metoden er dette segment et muligt tilvalg, mens det i RIVM metoden er en integreret del af testen, tabel C.2. I DIN metoden bemærkes, at dette segment kun har begrænset betydning for den totale bioopløselighed.

Reagenter og koncentrationer i testopløsningerne efter RIVM og DIN er ikke ens, med væsentligt højere koncentrationer i DIN metoden, ligesom reaktionstiden efter DIN metoden er væsentligt længere end efter RIVM metoden. For begge metoder er pH cirka 6,5. Det kan ikke på det foreliggende grundlag afgøres, om det ene sæt reaktionsbetingelser giver mere retvisende resultater end det andet.

Mave segmentet

Bioopløsningsprocessen i maven omfatter først og fremmest opløsning i syre, samt effekterne af protein- og fedtnedbrydende enzymer. Den vigtigste proces i mave segmentet er opløsning af metaller under sure betingelser under tilstedeværelse af chlorid.

Det angives, at pH i menneskets mave ligger lige under 2 for fastende tilstand (interval pH = 1 – 4) og kan stige til 4 – 5 efter et måltid /14/ for så igen at falde til under 2 efter cirka 1 time /15/. En høj koncentrationen af saltsyre og dermed en lav pH i mave opløsningen er vist at give højere bioopløselighed af tungmetaller ved at fremme opløsning af jordens mineraler (f.eks. jernoxider) og ved at binde metaller i opløste komplekser af chlorid (f.eks. bly) /16;17/. Et skift fra pH = 1.3 til pH = 2.5 er vist at reducere bioopløseligheden af bly fra jord med 65%, mens effekten er mindre for f.eks. arsen (16%) /14/. Effekten skyldes både hurtigere opløsning og opløsning til højere ligevægtskoncentration ved høj syretilsætning. Der må derfor tilstræbes en så høj saltsyrekoncentration og en så lav pH som fysiologisk relevant.

For RIVM metoden, tabel C.3, under fastende forhold er valgt at benytte pH = 1.2 som pH i mave opløsningen udfra ønsket om en konservativ test under forhold svarende til pH i et fastende barns mavesæk /12/, selvom undersøgelser viste endnu højere bioopløselighed af f.eks. bly fra jord ved lavere pH. For RIVM metoden efter måltid er valgt at sigte efter pH = 2-2.5, igen udfra ønsket om en konservativ test /18/. For SBRC er pH i mave opløsningen 1.5 og for DIN 2.0.

Testopløsningerne (fordøjelsesvæskerne) er mest komplekse for RIVM metoderne og mest simple for SBRC, mens DIN metodens væsker er mere kompleks end for RIVM og enklere end for SBRC.

Til testopløsningen sættes i RIVM metoderne organiske syrer (galactarsyre og glucoronsyre), idet dette er vist at øge opløseligheden af f.eks. krom og bly i tarm segmentet /19/. I mave segmentet viste denne undersøgelse dog en lavere opløselighed af bly efter tilsætning af organiske syrer. Tilsætning af galactarsyre har vist sig at øge opløseligheden af PAH fra en jord med faktor 5 /8/.

Tabel C.2 Segmentet mund/spiserør

Det proteinnedbrydende enzym pepsin tilsættes til relativt høj koncentration efter RIVM og DIN. Derimod opererer ingen af de 3 test metoder med tilsætning af fedtnedbrydende enzymer i dette segment. I RIVM metoden tilsættes der en højere koncentration af pepsin til testen efter måltid og et blod serum protein (bovine serum albumin, BSA) til begge tests, hvor serum albumin i blodet blandt andet har som funktion at holde fede syrer i opløsning.

Tilstedeværelse af phosphat i testens mave segment vil reducere bioopløseligheden af eksempelvis bly fra jord, hvilket blandt andet fremgår af tests af jord med og uden tilsat phosphorsyre /20/.

En test tid på 2 timer er ofte benyttet for mave segmentet dels som et udtryk for en overgrænse for fysiologisk realistisk opholdstid /21/, dels fordi opløsningshastigheden i denne periode er relativt konstant for f.eks. bly fra jord forurenet med mineaffald /17/, hvilket giver en mere robust test. Det skal dog bemærkes, at kun 25% af den totale ligevægtsopløselighed var opnået efter 2 timer /22/. I realiteten er opholdstiden i maven formodentlig nærmere 1 time, idet undersøgelser har vist 94% udskiftning af maveindholdet efter et måltid på cirka 1 time /14/. Sammenligning af blys bioopløselighed efter 1 og 2 timers test har vist cirka samme bioopløselighed for en jord, men 1-1.7 gange højere bioopløselighed efter 2 timer for 5 typer slagge fra affaldsforbrænding /23/. I en anden undersøgelse er fundet en begrænset stigning i blys bioopløselighed fra jord efter 2 timer fra cirka 70% til cirka 80% efter 6 timer /24/, og tilsvarende begrænset stigning for arsen. En ny undersøgelse viser, at forlængelse af testtiden i mave segmentet for RIVMs test efter måltid fra 2 til 16 timer ikke gav forøget bioopløselighed for BaP, bly, cadmium og arsen /18/.

Tarm segmentet

Simulering af bioopløsning i tarm segmentet har til formål at inddrage opløsning af jord og forureninger i den øverste del af tyndtarmen. Kun den øverste del af tyndtarmen medtages, fordi for eksempel bly er kendt for primært at optages her /11/. De vigtigste processer er opløsning af organisk stof som følge af den højere pH, opløsning af metaller som følge af kompleksering med f.eks. galdesyrer og opløsning af organiske forureninger som følge af binding til overfladeaktive stoffer som galde /25/. Enzymatisk spaltning af proteiner (ved proteaser som trypsin eller pepsin), kulhydrater (ved amylaser) og fedtstoffer (ved lipaser) er tillige vigtige opløsningsprocesser.

For tarm segmentet er refereret en typisk pH værdi på 7 /14/, men den varierer i realiteten fra cirka 4 ved overførsel til tarmen til 6 – 7.5 efter nogen tids ophold i tarmen /15/.

I fastende RIVM metoden er valgt at sigte imod en pH på >5.5 svarende til pH i den øverste del af tyndtarmen i fastende tilstand/11/, tabel C.4, men en pH på 6.5-7.0 i metoden efter måltid. Dette valg i RIVM metoden kunne medføre en større bioopløselighed af f.eks. bly i fastende testen, og en større opløselighed af organiske forureninger i testen efter måltid, men undersøgelser har overraskende vist større bioopløselighed af både bly og BaP ved den højere pH /18/. For en anden test (PBET) er det vist, at blys opløselighed falder ved overgangen fra mave segmentets lave pH til tarm segmentets højere pH /16/.

Tabel C.3 Mave segment

En højere tilsætning af natriumbicarbonat til testopløsningen i RIVM metoden sammenlignet med DIN metoden skyldes ønsket om at kunne justere pH til den ønskede værdi ved kun én tilsætning, uden behov for efterjustering /11/. I RIVM metoden efter måltid tilsættes yderligere opløsning af natriumbicarbonat for at sikre den relativt høje pH i tarm segmentet /18/.

I både DIN og RIVM metoden benyttes tilsætning af frysetørret galde i relativt høje koncentrationer /11/, og opløseligheden af f.eks. PCB fra syntetisk jord er vist at stige med stigende koncentration af galde i testopløsningen /26/. Forskellig opløselighed af dioxiner fra en slagge ved anvendelse af 2 forskellige testmetoder er tilskrevet forskellig koncentration af tilsat galde, hvor en cirka 6 gange højere galdekoncentration gav cirka 2 gange så høj opløselighed /27/. RIVM metoden efter måltid benytter 4-5 gange højere tilsætning af galde end den fastende version, svarende til de fysiologiske forhold /18/.

I RIVM metoden tilsættes natriumdihydrogenphosphat, da phosphat findes i både spyt, mavesaft og tarmsaft /28/, og dette vil formodentlig give anledning til reduceret opløselighed af metaller som bly /25/.

Tilstedeværelsen af organiske syrer eller proteiner i tarm segmentets testopløsning giver højere opløselighed af bly, formodentlig på grund af kompleksbinding, men for kationiske metaller falder opløseligheden samlet trods tilstedeværelsen af sådanne kompleksbindere betydeligt ved overgang til tarm segmentet (f.eks. for bly et 74% fald fra jord og mineaffald /14/). I RIVM metoden efter måltid er koncentrationen af pancreatin og lipase øget med faktor 3 sammenlignet med fastende versionen for at reflektere de fysiologiske ændringer efter fødeindtag og for at øge opløseligheden af jord, forureninger og fødetilsætning.

Opholdstiden i tyndtarmen, hvor opløsningen af jorden og optag af dens indholdsstoffer antages at ske, er normalt 3-5 timer med et gennemsnit omkring 3.5 time for børn /14/. En maksimal opholdstid i tyndtarmen angives til 6 timer /15/. RIVM metoden benytter en testtid på 2 timer, ligeledes udfra ”fysiologisk realistiske opholdstider” /11/.

Praktisk testudførelse

For at opnå en robust test, skal den praktiske gennemførelse af tests være fastlagt og rettet imod enkel og reproducerbar udførelse. Detaljer bag den praktiske udførelse af de benyttede test metoder er beskrevet nedenfor, se også oversigten i tabel C.5.

Der er almindeligt anerkendt, at opblanding ved fuldstændig vending (”all over” eller ”end over”) er mere effektiv end omrøring /11/.

I tidligere versioner af SBRC metoden benyttedes pH justering for tarm segmentet med placering af dialyseslange indeholdende en opløsning af natriumbicarbonat /16/, men dette trin er nu erstattet af simpel titrering med base til ønsket pH /29/. I RIVM metoden benyttes tilsætning af faste mængder af buffrede opløsninger til opnåelse af de ønskede pH intervaller /11;18/.

Tabel C.4 Tarm segment

Valg af materiale for og rengøring af beholdere mv. benyttet i testen afhænger af de stoffer, som skal testes for bioopløselighed. Brug af HDPE (high density polyethylen) er foreslået til brug ved test af tungmetaller efter SBRC /29/. Den tyske standard kræver brug af glasflasker ved test for organiske stoffer og PE (polyethylen) flasker ved test for tungmetaller /15/. For dioxiner er foreslået deaktivering af glasoverfladerne for yderligere at hindre tab af dioxinerne fra testopløsningen ved adsorption /9/. RIVM benytter beholdere af polycarbonat til test for bioopløselighed af både tungmetaller og organiske forbindelser, phthalater dog undtaget /30/.

Vask af udstyr i kontakt med testopløsninger med fortyndet saltsyre efterfulgt af skylning med rent laboratorievand skal benyttes ved test for metallers bioopløselighed /11/. I RIVM's udførelse af testen benyttes vask af udstyr i en opvaskemaskine, der samtidig med normal opvask foretager sterilisering af udstyret.

Efter afsluttet opløsning, skal testopløsningen skilles fra den tilbageværende jord (faseadskillelse), inden denne kan underkastes analyse. Faseadskillelsen foretages normalt ved centrifugering. Det er angivet, at 2500 g (tyngdeaccelerationer) i 2 timer er tilstrækkeligt til at fjerne alle synlige partikler, men dog med et forslag om at kontrollere partikelfri testopløsninger ved membranfiltrering (0.45 µm porediameter) /9/. I en undersøgelse var glasfiberfiltre og filtre af nitrocellulose velegnede (<5% tab af opløste dioxiner), mens teflonfiltre var mindre velegnede på grund af stort adsorptionstab. Filtrering igennem 0.45 µm porediameter cellulosefilter er benyttet som eneste faseadskillelse i test for bioopløselighed af arsen /31/. Centrifugering ved 906 g i 10 minutter efterfulgt af filtrering igennem 0.45 µm filtre har ligeledes været benyttet, men uden en belysning af effekten /10/. I en sammenligning af flere tests er centrifugering 10 minutter ved både 5000 g og 7000 g benyttet parallelt med centrifugering i 2 timer ved 3000 g /5/. Kombination af 10 minutters centrifugering ved 7000 g og efterfølgende filtrering igennem 20 µm sigte af rustfrit stål er også foreslået for test af PAH /8/. For RIVM metoden er fundet, at bundfældning natten over og centrifugering ved 2750 g både i 5 minutter og i 30 minutter giver nogenlunde samme resultater for opløselighed af bly fra syntetisk jord /11/.

I faseadskillelsen er bidraget af kolloidbundne stoffer ikke veldefineret ved de anvendte adskillelsesmetoder. Kolloider vil have partikelstørrelser fra nogle nm til 10 µm, hvor forureninger bundet til små kolloider formodentlig er fuldt biotilgængelige og til store kolloider mindre biotilgængelige /32/. Overgangen imellem egentlige partikler og kolloider er ligeledes ikke veldefineret, men sættes ofte operationelt til f.eks. 10 µm partikelstørrelse. Kolloider defineres som partikler, der ikke fælder i en opløsning ved simpel henstand /33/. Da der ikke er en anerkendt viden om, i hvilket omfang kolloidt bundne stoffer kan optages i mave-tarmsystemet, benyttes operationelt i tests en faseadskillelse, der er reproducerbar, giver testopløsninger uden synlige partikler, men ikke tilsigter fjernelse af kolloider.

Der er konstateret analysetekniske vanskeligheder ved bestemmelse af tungmetaller ved ICP-MS i testopløsninger med centrifugering, men uden filtrering af prøverne, hvilket er tilskrevet matrix effekter /34/. Det vurderes, at disse vanskeligheder bør løse ved korrekt analyse (standardaddition) snarere end ved forbehandling af prøverne.

I DIN metoden skylles den nedcentrifugerede jord med vand for at opnå fuldstændig bestemmelse af den opløste fraktion /15/. Da DIN testen omfatter 2 g jord med et anslået porevolumen på 1 mL og 200 mL testopløsning, anslås det ekstra bidrag fra dette trin at udgøre mindre end 1% af det totale volumen testopløsning, hvorfor trinet ikke synes nødvendigt.

Forholdet imellem volumen af testopløsning og mængde jord (forhold liquid : solid, L/S, normalt i L/kg) kan påvirke test resultatet, idet et lille L/S forhold (5 – 25 L/kg) teoretisk kan give for lave resultater (diffusionsbegrænset opløsning) /14/, mens varierende L/S forhold over 1000 L/kg er vist uden væsentlig effekt på bioopløseligheden af 4-5 metaller fra 2 jorder /35/. I den sidste undersøgelse var et L/S forhold på 100 L/kg tilstrækkeligt til at opnå konstant bioopløselighed for den ene jord. Antages et gennemsnitligt volumen udskilt mavesyre på 100 mL/time /35/ og et gennemsnitligt dagligt indtag af jord på 0.2 g/dag /36/, vil et fysiologisk korrekt L/S forhold være 500 L/kg.

Mængden af jord til test er først og fremmest udvalgt for at have en praktisk lille mængde jord, men alligevel en tilstrækkeligt stor mængde til at tillade repræsentativ delprøveudtagning til testen /14/.

I sin oprindelige version udførtes PBET metoden anaerobt med opblanding ved gennembobling med argon, men efterfølgende er dette vist unødvendigt for f.eks. bly /37/, hvorimod en effekt af aerobe eller anaerobe testbetingelser ikke uden videre kan udelukkes for redox følsomme forureninger som chrom /38/.

Kvalitetskontrol af test

For selve testen er benyttet kvalitetskontrol i varierende omfang, tabel C.6. De i litteraturen benyttede redskaber til kvalitetskontrol af testen er blindprøver af fremstillede reagenser, blindprøver for hele testen, gentagne tests af delprøver af samme jordprøve, kontrolprøver fremstillet af en opløsning af testens målestof(-fer) (syntetiske kontrolprøver), kontrolprøver af en jord, der medtages i hver test, samt opstilling af massebalance.

Massebalancen etableres ved at analysere for koncentrationen af målestoffet (-erne) i oprindelig jord, opløst i testopløsning og tilbageværende i testet jord, hvorefter det beregnes, hvorvidt startmængden af stoffet (-erne) genfindes efter test, se f.eks.: /10/. Det skal bemærkes, at denne fremgangsmåde ikke vil være brugbar, hvis der til analyse af jordprøver for tungmetaller benyttes en delvis oplukning (f.eks. efter DS 259), idet oplukkeligheden af jordprøverne med stor sandsynlighed vil ændres ved behandlingen med testopløsning.

I SBRC metoden kræves foruden omfattende kvalitetskontrolprøver med specificerede kvalitetskrav, se tabel C.6, også dokumentation af prøvernes håndtering fra prøvetagning til analyseresultat i form af en såkaldt ”chain of custody” dokumentation /29/.

DIN metoden henviser til generelle forskrifter for kvalitetssikring af analyseresultater, samt opgivelse af detektionsgrænse, men kræver derudover opstilling af massebalance for hver 20 prøver testet /15/.

For RIVM metodens anvendelse af NIST 2711 Montana standard reference jord som kontrolprøve (tungmetaller) skal bemærkes, at RIVM laboratoriet undersøger årsagerne til inkonsistente kontrolresultater /30/, hvorfor denne jord ikke i øjeblikket kan anses at være velegnet som kontrolprøve for denne test. RIVM angiver, at blindprøver for testen normalt giver analyseresultater for f.eks. bly under analysemetodens detektionsgrænse (8 µg Pb/L).

Tabel C.5 Praktisk testudførelse

Tabel C.6 Kvalitetskontrol

Analyse af jord og testopløsninger

De 3 metoder til test for bioopløselighed benytter forskellige metoder til oplukning af jordprøver til total analyser for tungmetaller, se tabel C.7, og disse metoder antages ofte at give forskellige resultater /39/ og også resultater afvigende fra den i Danmark benyttede metode. I en større sammenligning af tungmetalkoncentrationer fundet i jord med 3 forskellige destruktionsmetoder er fundet, at salpetersyre destruktion i gennemsnit giver koncentrationer på 1/3 af koncentrationerne ved destruktion med flussyre (”total oplukning”) /24/, se dog resultaterne fra denne undersøgelse i hovedrapportens afsnit 4.2..

I de tre testmetoder er benyttet analyse for tungmetaller af testopløsninger uden destruktion (se tabel C.7), men andre rapporter beskriver forudgående destruktion f.eks. i mikrobølgeovn efter tilsætning af salpetersyre /34/.

Prøveforbehandling

Prøveforbehandling som knusning, formaling, sigtning og homogenisering foretages normalt for at muliggøre udtagning af repræsentative delprøver til analyse.

Det forventes normalt, at små jordpartikler med større indhold af ler og organisk stof viser højere koncentration af tungmetaller og sorberbare organiske forureninger end større jordpartikler /40/, hvilket for eksempel er vist for dioxiner med 5 gange højere koncentrationer i finfraktionen (partikel størrelse <20 µm) end i den samlede jord /9/. Ligeledes vil opløsningshastigheden af forureninger fra små jordpartikler kunne være større end fra store jordpartikler på grund af den større specifikke overflade, men koncentrationen i en opløsning ved ligevægt vil ikke være større alene på grund af forskellen i partikelstørrelse /17;27/. Der er vist væsentligt højere bioopløselighed af bly i fraktionen < 125 µm end for fraktionerne med større jordpartikler /41/.

Derfor er det afgørende for en ensartet testudførelse, at jordprøver forbehandles på samme måde inden test.

ISO 11464 beskriver forbehandling inden fysisk-kemisk analyse af jord og anviser:

• tørring
• frasortering af større partikler
• sigtning til < 2 mm
• frasortering af større partikler fra sigterest
• knusning af sigterest i morter
• sigtning til < 2 mm
• homogenisering
• deling

ISO 11464 stiller med udtagning af mindre end 2 g prøve til test eller analyse yderligere krav om:

• formaling
• sigtning til < 250 µm

Tabel C.7 Analyser for totalkoncentrationer i jord og analyse af testopløsninger

For prøver til analyser for organiske stoffer er udarbejdet ISO 14507 med følgende procedure anvist for semiflygtige stoffer (defineret som stoffer med kogepunkt over 300°C) /42/:

• tilsætning af kemiske tørringsmidler (natriumsulfat og magnesiumsilikat)
• knusning i mekanisk mølle efter nedkøling med flydende kvælstof

Som alternativ for prøver og parametre, hvor knusningsproceduren ikke er anvendelig, anbefales i ISO 14507:

• fjernelse af synlige store partikler
• knusning, hvis muligt, af prøven i håndmorter
• udtagning af delprøve til analyse med ske eller lille hulbor

Det vurderes, at fremgangsmåden i ISO 11464 i udgaven til prøver mindre end 2 g vil påvirke jordprøver til test for human bioopløselighed i uacceptabel grad. Det vurderes endvidere, at fremgangsmåden i ISO 14507 for semiflygtige stoffer ligeledes vil påvirke jordprøver i uacceptabel grad, samt at proceduren er unødvendigt arbejdskrævende.

Det er eftervist, at tørring af spildevandsslam ved 100°C ikke betyder tab af PAH /43/, ligesom det er vist, at lufttørring af jord ikke giver tab af/prøveforurening med PAH med mere end 4 ringe /44/. I forslag til analysemetode for PAH i jord udarbejdet for Miljøstyrelsen anvises lufttøring af prøverne inden analyse /45/. Det vurderes på den baggrund, at tørring af jordprøver i ovn ved 40°C inden test for bioopløselighed af PAH forbindelserne benzo(a)pyren og dibenz(a,h)anthracen (begge med 5 ringe, kogepunkter henholdsvis 496 og 524°C) ikke vil medføre betydelige tab. Det skal dog bemærkes, at tests for bioopløselighed af organiske jordforureninger tidligere alene er rapporteret med lufttørring af prøverne /8/, /46/, /7/.

For metaller vurderes, at tørring af jordprøver ved 40°C inden test for bioopløselighed ligeledes vil være acceptable, når der ikke er tale om redox følsomme metaller.

Tabel C.8 Procedurer for forbehandling af jord benyttet før test for human bioopløselighed

Referencer

/1/ Grøn, C. and Andersen, L. Human bioaccessibility of heavy metals and PAH from soil. 2003. Miljøstyrelsen.

/2/ Ruby, M. V. Personal communication. 2003.

/3/ Drexler, J. The In-Vitro Method. 26-4-2005.

/4/ Kelley,NE, Brauning,SE, Schoof,RA, Ruby,MV: Assessing Oral Bioavailability of Metals in Soil. Journal of Hazardous Materials 95:331-334, 2002

/5/ Hack,A, Kraft,M, Mackrodt,P, Selenka,F, Wilhelm,M: Mobilisierung von Blei und Quecksilber aus real kontaminiertem Bodenmaterial durch synthetische Verdauungssäfte unter besonderer Berücksichtigung des Einflusses von Lebensmitteln. Umweltmedizin in Forschung und Praxis 3:297-305, 1998

/6/ Ruby,MV: Determining the oral bioavailability of PAHs from soil. Division of Environmental Chemistry Preprints of Extended Abstracts 37:237-238, 1997

/7/ Ruby,MV, Fehling,KA, Paustenbach,DJ, Landenberger,BD, Holsapple,MP: Oral Bioaccessibility of Dioxins/Furans at Low Concentrations (50-350 ppt Toxicity Equivalent) in Soil. Environmental Science & Technology 36:4905-4911, 2002

/8/ Hack,A, Selenka,F: Mobilization of PAH and PCB from contaminated soil using a digestive tract model. Toxicology Letters 88:199-210, 1996

/9/ Rotard, W., Christmann, W., Knoth, W, and Mailahn, W. Bestimmung der resorptionsverfüghbaren PCDD/PCDF aus Kieselrot. UWSF-Z Umweltchem Ökotox 7, 3-9. 1995.

/10/ Hamel,SC, Ellickson,KM, Lioy,PJ: The estimation of the bioaccessibility of heavy metals in soils using artificial biofluids by two novel methods: mass-balance and soil recapture. The Science of the Total Environment 243/244:273-283, 1999

/11/ Oomen, A. G., Rompelberg, C J M, Bruil, M. A., Dobbe, C. J. G., Pereboom, D. P. K. H., and Sips, A. J. A. M. Development of an in vitro digestion model for estimating the bioaccessibility of soil contaminants. Archives of Environmental Contamination and Toxicology 44, 281-287. 2003.

/12/ Sips, A. J. A. M., Bruil, M. A., Dobbe, C. J. G., van de Kamp, E., Oomen, A. G., Pereboom, D. P. K. H., Rompelberg, C J M, and Zeilmaker, M. J. Bioaccessibility of contaminants from ingested soil in humans. 711701012/2001. 2001. Bilthoven, National Institute of Public Health and the Environment. RIVM Report.

/13/ Pine SH, Hendrickson JB, Cram DJ, Hammond GS: Organic Chemistry. 1980,

/14/ Ruby,MV, Davis,A, Schoof,R, Eberle,S, Sellstone,CM: Estimation of Lead and Arsenic Bioavailability Using a Physiologically Based Extraction Test. Environmental Science & Technology 30:422-430, 1996

/15/ Deutches Institut für Normung. Resorptionsverfügbarkeit von organischen und anorganischen Schadstoffen aus kontaminierten Bodenmaterial. (DIN 19738). 2000. Berlin, DIN.

/16/ Ruby,MV, Davis,A, Link,TE, Schoof,R, Chaney,RL, Freeman,GB, Bergstrom,PD: Development of an in Vitro Screening Test to Evaluate the in Vivo Bioaccessibility of Ingested Mine-Waste Lead. Environmental Science & Technology 27:2870-2877, 1993

/17/ Ruby,MV, Davis,A, Kempton,JH, Drexler,JW, Bergstrom,PD: Lead Bioavailability: Dissolution Kinetics under Simulated Gastric Conditions. Environmental Science & Technology 26:1242-1248, 1992

/18/ Versantvoort, C. H. M., van de Kamp, E., and Rompelberg, C. J. M. Development and applicability of an in vitro digestion model in assessing the bioaccessibility of contaminants from food. 320102002. 2004. Bilthoven, The Netherlands, RIVM. RIVM report.

/19/ Ellickson, K. M. The Bioaccessibility of Selected Radionuclides and Heavy Metals: an Investigation of Bioaccessibility, Bioavailability and Natural Soil Characteristics. 2001. The State University of New Jersey.

/20/ Yand,J, Mosby,DE, Casteel,SW, Blanchar,RW: In Vitro Lead Bioaccessibility and Phosphate Leaching as Affected by Surface Application of Phosphoric Acid in Lead-Contaminated Soil. Archives of Environmental Contamination and Toxicology 43:399-405, 2002

/21/ Versantvoort, C H M, Rompelberg, C J M, and Sips, A. J. A. M. Methodologies to study human intestinal absorption. 630030001. 2000. Bilthoven, The Netherlands, National Institute of Public Health and the Environment. RIVM Report.

/22/ Davis,A, Ruby,MV, Bergstrom,PD: Bioavailability of Arsenic and Lead in Soils from the Butte, Montana, Mining district. Environmental Science & Technology 26:461-468, 1992

/23/ Davis,A, Ruby,MV, Goad,Ph, Eberle,S, Chryssoulis,S: Mass Balance on Surface-Bound, Mineralogic, and Total Lead Concentrations as Related to Industrial Aggregate Bioaccessibility. Environmental Science & Technology 31:37-44, 1997

/24/ Hamel, S. C. The Estimation of Bioaccessibility of Heavy Metals in Soils using Artificial Biofluids. 1998. The State University of New Jersey.

/25/ Grøn, C. and Andersen, L. Human bioaccessibility of heavy metals and PAH from soil. 2003. Miljøstyrelsen.

/26/ Oomen,AG, Sips,AJAM, Groten,JP, Sijm,DTHM, Tolls,J: Mobilization of PCBs and Lindane from Soil during in Vitro Digestion and Their Distribution among Bile Salt Micelles and Proteins of Human Digestive Fluid and the Soil. Environmental Science & Technology 34:297-303, 2000

/27/ Wittsiepe,J, Schrey,P, Hack,A, Selenka,F, Wilhelm,M: Comparison of different digestive tract models for estimating bioaccessibility of polychlorinated dipenzo-p-dioxins and dibenzofurans (PCDD/F) from red slag "Kieselrot". International Journal of Hygiene and Environmental Health 203:263-273, 2001

/28/ Oomen, A. G., Tolls, J., Sips, A. J. A. M., and van den Hoop, A. G. T. Lead Speciation in Artificial Human Digestive Fluid. Archives of Environmental Contamination and Toxicology 44, 107-115. 2003.

/29/ Kelley ME, Brauning SE, Schoof RA, Ruby MV: Assessing Oral Bioavailability of Metals in Soil. 2002,

/30/ Oomen, A. G. RIVM. 2003.

/31/ Cave, M. R., Wragg, J., Palumbo, B., and Klinck, B. A. Measurement of the bioaccessibility of arsenic in UK soils. 2002. Nottingham, British Geological Survey.

/32/ Smith, B. and Rawlins, B. G. Review of the bioaccessibility of arsenic in soils using the physiologically-based extraction test (PBET). Technical Report WP/98/11C. 1998. British Geological Survey.

/33/ Stumm W, Morgan JJ: Aquatic Chemistry. Wiley-Interscience, 1981,

/34/ Lioy, P. J., Gallo, M. A., Georgopoulos, P., and Roy, A. Comparison of the Bioavailability of Elemental Waste Laden Soils using In Vivo and In Vitro Analytical Methodology and Refinement of Exposure/Dose Estimates. 1998. Environmental and Occupational Health Sciences Institute.

/35/ Hamel,SC, Buckley,B, Lioy,PJ: Bioaccessibility of Metals in Soils for Different Liquid to Solid Ratios in Synthetic Gastric Fluid. Environmental Science & Technology 32:358-362, 1998

/36/ Miljøstyrelsen. Afskæringskriterier for forurenet jord. 425. 1998. København, Miljøstyrelsen. Miljøprojekt.

/37/ Wragg, J. and Cave, M. R. In-vitro methods for the measurement of the oral bioaccessibility of selected metals and metalloids in soils: a critical review. 2003. Nottingham, British Geological Survey.

/38/ Proctor DM, Hays S, Ruby MV, Liu S, Sjong A, Goodman M, Paustenbach D: Rate of hexavalent chromium reduction by human gastric fluid (Abstract). Presentation at Annual Meeting of the Society of Toxicology, 2002, Nashville, Tennessee, US, 2002

/39/ Oomen,AG, Hack,A, Minekus,M, Zeijdner,E, Cornelis,C, Schoeters,G, Verstraete,W, van de Wiele,T, Wragg,J, Rompelberg,CJM, Sips,AJAM, van Wijnen,JH: Comparison of Five In Vitro Digestion Models To Study the Bioaccessibility of Soil Contaminants. Environmental Science & Technology 36:3326-3334, 2002

/40/ Green-Pedersen, H. and Andersen, K. J. Homogenisering og delprøvetagning af jordprøver til sporelementanalyse. 2002. Miljøstyrelsens Referencelaboratorium for Miljøkemiske Analyser.

/41/ Mercier,G, Duchesne,J, Carles-Gibergues,A: A simple and fast screening test to detect soils polluted by lead. Environmental Pollution 118:285-296, 2002

/42/ ISO. Soil quality - Pretreatment of samples for determination of organic contaminants. ISO 14507. 2003.

/43/ Wild,SR, Obbard,JP, Munn,CI, Berrow,ML, Jones,KC: The Long-Term Persistence of Polynuclear Aromatic Hydrocarbons (PAHs) in an Agricultural Soil Ammended with Metal-Contaminated Sewage Sludges. Science of the Total Environment 101:235-253, 1991

/44/ Cousins,IT, Kreibich,H, Hudson,LE, Lead,WA, Jones,KC: PAHs in soils: contemporary UK data and evidence for potential contaminantion problems caused by exposure of samples to laboratory air. Science of the Total Environment 203:141-156, 1997

/45/ Bøwadt, S., Dybdahl, H. P., Bennetzen, S., Merry, J., Andersen, K. J., and Vejbøl, J. Udvikling af analysemetode til bestemmelse af Polycykliske Aromatiske Hydrocarboner (PAH'er) i jord. 564. 2000. Miljøprojekt.

/46/ Hack,A, Selenka,F, Wilhelm,M: Mobilisierung von PAK durch synthetische Verdauungssäfte aus dem kontaminierten Bodenmaterial einer Altlastenfläche. Umweltmedizin in Forschung und Praxis 3:275-280, 1998

Fodnoter

[30] Kun vist, hvis forskellige betingelser er benyttet

[31] Hvor intet andet er noteret, er opgivet mg/L til benyttet testopløsning

[32] Kun vist, hvis forskellige betingelser er benyttet

[33] Bovine serum albumin, blod protein fra okse

[34] Inklusive tidligere trin

[35] Kun vist, hvis forskellige betingelser er benyttet

[36] Bovine serum albumin, blod protein fra okse

[37] Inklusive tidligere trin

[38] Kun vist, hvis forskellige betingelser er benyttet

[39] rpm: rounds per minute

[40] spm: strokes per minute

[41] g: tyngdeacceleration

[42] Coefficient of variation eller relativ standardafvigelse

[43] National Institute of Standards and Technology

[44] Massespektrometri, en detektionsmetode anvendt til både metaller og til organiske stoffer

[45] Optisk emmissionsspektroskopi, en detektionsmetode anvendt til metaller og lignende stoffer

[46] High Performance Liquid Chromatography, væskekromatografi, en analysemetode for organiske stoffer

[47] Gas Chromatography, gaskromatografi, en analysemetode for organiske stoffer

[48] Electron Capture Detector, en detektionsmetode anvendt for organiske stoffer

[49] Solid Phase Extraction, fastfaseekstraktion, en opkoncentreringsmetode anvendt primært for organiske stoffer

[50] International Standardization Organisation

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

Version 1.0 Maj 2006, © Miljøstyrelsen.