09.09.2013 Views

Rapport 1056 In vitro.pdf - Svenska EnergiAskor AB

Rapport 1056 In vitro.pdf - Svenska EnergiAskor AB

Rapport 1056 In vitro.pdf - Svenska EnergiAskor AB

SHOW MORE
SHOW LESS

You also want an ePaper? Increase the reach of your titles

YUMPU automatically turns print PDFs into web optimized ePapers that Google loves.

MILJÖRIKTIG ANVÄNDNING AV ASKOR <strong>1056</strong><br />

Oral biotillgänglighet av arsenik, antimon och<br />

ett urval av metaller i askor<br />

Christel Carlsson, David Bendz, Celia Jones


Oral biotillgänglighet av arsenik, antimon och ett<br />

urval av metaller i askor<br />

Oral bioavailability of arsenic, antimony and a<br />

selection of metals in ashes<br />

Christel Carlsson, David Bendz, Celia Jones<br />

Q6-634<br />

V:RMEFORSK Service <strong>AB</strong><br />

101 53 STOCKHOLM J Tel 08-677 25 80<br />

Juni 2008<br />

ISSN 1653-1248


A"#$%&'$<br />

VÄRMEFORSK<br />

I denna rapport sammanstRlls kunskaper om oral biotillgRnglighet av metaller och de in<br />

<strong>vitro</strong> metoder som finns fXr dess analys. Vidare rapporteras resultat fr[n en<br />

experimentell studie av den gastrointestinalt (magtarmkanal) biolXsliga fraktionen av<br />

arsenik, antimon och ett antal metaller i ett urval flyg- och bottenaskor som lagrats<br />

mellan 1-13 [r. Den biolXsliga fraktionen av metallerna har bestRmts experimentellt<br />

med RIVMs in <strong>vitro</strong> test och kan anvRndas fXr att konservativt uppskatta oral<br />

biotillgRnglig fraktion. Genom att ta hRnsyn till den oralt biotillgRngliga fraktionen av<br />

en fXrorening vid berRkningar av hRlsorisker vid intag av aska kan precisionen i<br />

riskbedXmningar Xkas.<br />

v


VÄRMEFORSK<br />

S&**&+,&$$+-+.<br />

I VRrmeforskprojektet Q4-238 Miljöriktlinjer för askanvändning i<br />

anläggningskonstruktioner var halten arsenik och bly kritiska fXr mXjligheten att<br />

[teranvRnda vissa askor i konstruktioner a4b. I den berRkningsmodell som anvRndes dRr<br />

anvRndes totalhalten av metallerna som jRmfXrelsegrund vid bedXmning av hRlsorisk<br />

vid intag, vilket kan resultera i att onXdigt konservativa bedXmningar gXrs. Genom att<br />

utg[ ifr[n den oralt biotillgRngliga andelen av arsenik och bly i berRkningsmodellen kan<br />

en bRttre precision i riskbedXmningen gXras och eventuellt resultera i att fler askor kan<br />

visa sig vara miljXmRssigt acceptabla fXr anvRndning i anlRggningsbyggande.<br />

Syftet med studien var (i) att sammanstRlla kunskap om den oralt biotillgRngliga<br />

fraktionen av arsenik, antimon och ett urval av metaller i askor och andra liknande<br />

material samt om in <strong>vitro</strong> metoder fXr bestRmning av oral biotillgRnglighet och (ii) att<br />

experimentellt uppskatta oral biotillgRnglighet av arsenik, antimon och ett urval av<br />

metaller fXr ett antal fXrbrRnningsaskor genom att bestRmma den gastrointestinalt<br />

biolXsliga fraktionen av elementen (d.v.s. de element som kan lXsas ut i mage och<br />

tunntarm). De element som undersXktes i studien var antimon, arsenik, bly, kadmium,<br />

koppar, krom, nickel och zink.<br />

I den litteraturstudie som utfXrdes inom projektet sammanstRlldes bl.a. ett antal statiska<br />

och dynamiska in <strong>vitro</strong> metoder som simulerar mRnniskans gastrointestinala upptag av<br />

fXroreningar. Metoderna inneh[ller en eller flera segment, dvs munh[la, magsRck och<br />

tunntarm. Av de sammanstRllda in <strong>vitro</strong> metoderna valdes RIVMs (Rijksinstituut voor<br />

Volksgezondheid en Milieu, NederlRnderna) metod ut fXr att anvRndas i den<br />

experimentella delen av studien. FXrdelarna med denna metod var<br />

! att metoden i hXg grad liknade mRnniskans gastrointestinala processer<br />

(inkluderade munh[le-, mag- och tarmdel)<br />

! att metoden var relativt enkel att utfXra jRmfXrt med en dynamisk metod<br />

! att metoden kunde inkludera ett anaerobt steg om behov fanns<br />

! att metoden kunde inkludera fXda<br />

! att kunskap om metodens utfXrande fanns i Sverige<br />

! att metoden utvRrderats i en vetenskapligt publicerad jRmfXrande studie.<br />

I den laborativa delen av studien undersXktes den gastrointestinala biolXsligheten av<br />

antimon, arsenik, bly, kadmium, krom, koppar, nickel och zink i sju utvalda<br />

fXrbrRnningsaskor vid tv[ olika partikelstorleksfraktioner (c63 dm och c2 mm) med<br />

RIVMs in <strong>vitro</strong> metod fXr biolXslighet. De tv[ olika partikelstorleksfraktionerna valdes<br />

fXr att representera avsiktligt (c2 mm) och oavsiktligt (c63 dm) intag av aska. De<br />

undersXkta fXrbrRnningsaskorna kom fr[n olika anlRggningar och representerade olika<br />

kategorier av askor m.a.p. typ av aska (flyg- eller bottenaska), panna, brRnsle samt<br />

lagringstid. I den experimentella delen undersXktes ocks[ inverkan av elementens<br />

totalhalt och typen av aska (flygaska eller bottenaska) fXr storleken p[ den biolXsliga<br />

fraktionen, samt betydelsen av partikelstorleksfraktion och asktyp fXr totalhalten av de<br />

olika elementen i askorna.<br />

vi


VÄRMEFORSK<br />

Resultaten visade p[ en stor variation hos den biolXsliga fraktionen som var stXrre<br />

mellan de olika elementen Rn mellan de olika askorna. Den gastrointestinalt biolXsliga<br />

halten var vRsentligt lRgre Rn den totala halten fXr alla undersXkta metaller i samtliga<br />

askor, med undantag fXr arsenik i tv[ av de studerade askorna. Den biolXsliga<br />

fraktionen av arsenik var hXg b[de i flygaskor (>85%) och i bottenaskor (40-85%). Den<br />

biolXsliga fraktionen av bly var ocks[ fXrh[llandevis hXg och varierade mellan 14 och<br />

60% i de olika askorna. Kadmium hade ocks[ en hXg biolXslig fraktion som varierade<br />

mellan 50-75% i de studerade askorna. Den biolXsliga fraktionen av krom var mycket<br />

lRgre Rn den biolXsliga fraktionen av Xvriga metaller och l[g med ett par undantag under<br />

12%. Den biolXsliga fraktionen av koppar var relativt hXg och varierade mellan 20-70%<br />

i askorna.<br />

PartikelstorleksfXrdelningen hade endast en inverkan p[ den biolXsliga fraktionen av<br />

arsenik, krom och koppar i denna studie, s[dan att den biolXsliga fraktionen av dessa<br />

element var stXrre vid den mindre partikelstorleksfraktionen, som representerar<br />

ofrivilligt intag. PartikelstorleksfXrdelningen hade Rven en inverkan p[ totalhalten av<br />

kadmium, nickel, antimon och zink, med en hXgre totalhalt i den mindre<br />

partikelstorleksfraktionen som representerar ofrivilligt intag. Det var dRrmed olika<br />

element som uppvisade en inverkan av partikelstorleksfXrdelning m.a.p. biolXslig<br />

fraktion respektive totalhalt.<br />

Totalhalten hade en inverkan p[ storleken av den biolXsliga fraktionen av arsenik,<br />

koppar och bly, med en hXgre biolXslig fraktion vid lRgre totalhalt.<br />

Typen av aska hade betydelse fXr den biolXsliga fraktionen av arsenik, kadmium, krom<br />

och antimon. Av dessa element var den biolXsliga fraktionen av kadmium hXgre i<br />

bottenaska jRmfXrt med i flygaska, medan den biolXsliga fraktionen av arsenik, krom<br />

och antimon var hXgre i flygaskorna jRmfXrt med i bottenaskorna. Asktypen hade ocks[<br />

en inverkan p[ totalhalten av arsenik, krom, koppar, nickel och zink. Totalhalten av<br />

arsenik, krom och zink var hXgre i flygaskor Rn i bottenaskor, medan totalhalten koppar<br />

och nickel var hXgre i bottenaskorna Rn i flygaskorna.<br />

I denna studie beror dRrmed den biolXsliga fraktionen av arsenik p[ b[de<br />

partikelstorleksfXrdelningen, totalhalten av arsenik samt typen av aska.<br />

Litteraturstudien visade att ytterst lite Rr kRnt om oral biotillgRnglighet av metaller i<br />

fXrbrRnningsaskor. De resultat som genererats i den experimentella delen av studien f[r<br />

dRrfXr anses ha stor betydelse fXr de kunskaper som idag finns p[ omr[det. Samtidigt<br />

bXr p[pekas att studien omfattar ett litet antal askor och att RIVMs (Rijksinstituut voor<br />

volksgesundheid en milieu) in <strong>vitro</strong> metod som anvRnts fXr att simulera den<br />

gastrointestinala biolXsligheten, fXr flera av de undersXkta metallerna inte Rr validerad<br />

med in vivo studier, varfXr tolkning av resultaten bXr gXras med fXrsiktighet.<br />

Nyckelord: oral biotillgRnglighet, in <strong>vitro</strong> test, gastrointestinal biolXslighet, arsenik,<br />

metaller, partikelstorleksfXrdelning<br />

vii


VÄRMEFORSK<br />

S/**&%0<br />

<strong>In</strong> an earlier study, financed by VRrmeforsk, Q4-238 Environmental guidelines for<br />

reuse of ash in civil engineering applications, the total content of arsenic and lead was<br />

shown to determine whether or not reuse of some of the ashes in construction work is<br />

feasible a4b. The model used to calculate the guidelines uses the total concentration of<br />

metals to evaluate the health risks resulting from exposure to the ashes. The use of total<br />

concentration can lead to overly conservative risk assessments if a significant fraction<br />

of the total metal content is not bioavailable. Better precision in the risk assessment can<br />

be given by the use of the bioavailable fraction of arsenic and lead in the model. As a<br />

result, ashes which are rejected on the basis of total metal concentration may be<br />

acceptable for use in engineering construction when the assessment is based on the<br />

bioavailable fraction.<br />

The purpose of the study was to (i) compile information on the oral bioavailability of<br />

arsenic, antimony and a selection of metals in ashes and similar materials, and on in<br />

<strong>vitro</strong> methods for determination of oral bioavailability, and (ii) experimentally estimate<br />

oral bioavailability of arsenic, antimony and some metals in a selection of ashes by<br />

analysis of the gastrointestinal bioaccessibility of these elements. The investigated<br />

elements were antimony, arsenic, lead, cadmium, copper, chromium, nickel and zinc.<br />

<strong>In</strong> the literature study performed within the project a number of static and dynamic in<br />

<strong>vitro</strong> methods simulating gastrointestinal processes of contaminants were compiled. The<br />

methods include one or several segments, i.e. mouth, stomach and intestine. Among the<br />

compiled methods, the RIVM (Rijksinstituut voor volksgesundheid en milieu) in <strong>vitro</strong><br />

method was used in the experimental part of the project. The advantages with the<br />

method was that<br />

! the method to a high degree mimicked the human gastrointestinal processes (the<br />

method included three segments mouth, stomach, and intestine)<br />

! the method was relatively simple<br />

! the method could include an anaerobic step if needed<br />

! the method could include food<br />

! knowledge of the method existed in Sweden<br />

! the method had been compared and evaluated in a scientific publication<br />

<strong>In</strong> the experimental part of the study the bioaccessibility of antimony, arsenic, lead,<br />

cadmium, chromium, copper, nickel and zinc in seven different ashes at two different<br />

particle size fractions (c63 dm and c2 mm) was investigated. These fractions were<br />

chosen to represent voluntary (c2 mm) and involuntary (c63 dm) ingestion of ash. The<br />

investigated ashes were produced in different incineration plants and represented<br />

different categories, i.e. type of ash (fly ash or bottom ash), fuel and incinerator. <strong>In</strong> the<br />

experimental part the influence of total concentration of the elements on their<br />

bioaccessibility was also investigated, as well as the influence of particle size fraction<br />

on total content of the elements. The influence of type of ash on both bioaccessibility<br />

and total concentration of the specific elements was also investigated.<br />

viii


VÄRMEFORSK<br />

The bioaccessible fraction of antimony, arsenic, cadmium, chromium, copper, lead,<br />

nickel and zinc in a selection of ashes showed a higher variation between the different<br />

elements than between the different ashes. With the exception of arsenic in two of the<br />

investigated ashes, the bioaccessible concentration was substantially less than the total<br />

concentration of all elements in all ashes. The bioaccessible fraction of arsenic was high<br />

both in fly ashes (>85%) and in bottom ashes (40-85%). The bioaccessible fraction of<br />

lead was also relatively high and varied between 14 and 60% in the different ashes.<br />

Cadmium also had a high bioaccessible fraction which varied between 50-75% in the<br />

investigated ashes. The bioaccessible fraction of chromium was much smaller compared<br />

to the bioaccessible fraction of the other elements, and was with two exceptions less<br />

than 12%. The bioaccessible fraction of copper was relatively high and varied between<br />

20 and 70% in the different ashes.<br />

<strong>In</strong> this study, particle size fraction only had an effect on the bioaccessible fraction of<br />

arsenic, chromium, and copper. For these elements, bioaccessibility was higher in the<br />

smaller particle size fraction representing involuntary ingestion. Particle size fraction<br />

also had an effect on the total concentration of cadmium, nickel, antimony and zinc,<br />

with higher total concentrations in the smaller particle size fraction.<br />

Total concentration only had an effect on the bioaccessible fraction of arsenic, copper<br />

and lead, with higher bioaccessible fractions at lower total concentrations.<br />

The type of ash had an influence on the bioaccessible fraction of arsenic, cadmium,<br />

chromium and antimony, with a higher bioaccessible fraction of arsenic, chromium and<br />

antimony in fly ashes compared to in bottom ashes, and a higher bioaccessible fraction<br />

of cadmium in bottom ashes compared to in fly ashes. Type of ash also had an influence<br />

on the total concentration of arsenic, chromium, copper, nickel and zinc. Whereas the<br />

total concentration of arsenic, chromium and zinc was higher in fly ashes than in bottom<br />

ashes, the total concentration of copper and nickel was higher in the bottom ashes<br />

compared to in the fly ashes.<br />

Thus, the bioaccessible fraction of arsenic in this study depended on particle size<br />

fraction, total arsenic concentration and type of ash.<br />

The literature study performed within the project revealed that very little is known<br />

about oral bioavailability of metals in ashes. The results generated in the experimental<br />

part of the project therefore contribute important information to this area of research.<br />

However, caution should be used when interpreting the experimental results as the<br />

study only included a small number of ashes. <strong>In</strong> addition, the in <strong>vitro</strong> model used for<br />

analysis of the bioaccessible fraction is not validated with in vivo data for several of the<br />

metals investigated.<br />

Keywords: oral bioavailability, bioaccessibility, in <strong>vitro</strong> test, arsenic, metals, particle<br />

size fraction<br />

ix


VÄRMEFORSK<br />

1++23455#,6%$2'7+-+.<br />

8 9AK;R=>? O<strong>AB</strong> SCFEE GGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGG 8<br />

H I1EEERAE=RSAMMA>SEÄII>1>;LORAI 91OE1II;Ä>;I1;BEE AV ARSE>1KN<br />

A>E1MO> O<strong>AB</strong> EEE =RVAI AV MEEAIIER GGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGG H<br />

HG8 91OE1II;Ä>;I1;BEE L ?EF1>1E1O> O<strong>AB</strong> E1IIÄMO>1>; GGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGG H<br />

HGH FPREKOMSE O<strong>AB</strong> 91OE1II;Ä>;I1;BEE AV MEEAIIER 1 QOR? O<strong>AB</strong> AVFAIIGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGG R<br />

HGS 1> V1ERO MEEO?ER FPR 9ESEÄM>1>; AV 91OIPSI1; FRAKE1O> GGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGG T<br />

HGU VAI AV 1> V1ERO MEEO?GGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGG 8R<br />

S 9ESEÄM>1>; AV 91OIPSI1; FRAKE1O> AV ARSE>1KN A>E1MO> O<strong>AB</strong> EEE<br />

=RVAI AV MEEAIIER 1 EEE A>EAI FPR9RÄ>>1>;SASKOR ME? R1VMS 1> V1ERO<br />

MEEO? GGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGG 8V<br />

SG8 MEEO?9ESKR1V>1>;GGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGG 8V<br />

SGH RES=IEAE GGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGG HW<br />

SGS RES=IEAEA>AICS GGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGG SW<br />

SGU SI=ESAESER GGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGG SR<br />

U FORESAEE FO= GGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGG SV<br />

R I1EEERAE=RREFERE>SER GGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGGG SX<br />

x


8 9&7.%/+Y Z'3 #0,$2<br />

VÄRMEFORSK<br />

I VRrmeforskprojektet Q4-238 Miljöriktlinjer för askanvändning i<br />

anläggningskonstruktioner a4b utvecklades ett system fXr berRkning av generella<br />

riktlinjer med avseende p[ hRlso- och miljXeffekter vid anvRndning av askor i<br />

konstruktioner. BedXmningssystemet inkluderade hRlso- och miljXrisker vid spridning<br />

av fasta partiklar, hRlsorisk vid intag av grundvatten, miljXeffekter i ytvatten samt hRlso-<br />

och miljXeffekter efter avslutad drift av vRgen. De berRkningar fXr hRlsoriskeffekten vid<br />

partikelspridning som genomfXrdes visade att intag av grXnsaker, frukt och bRr som<br />

fXrorenats med damm utgjorde en viktig exponeringsvRg. Totalhalten av arsenik och bly<br />

visade sig vara kritiska och kan dRrmed vara begrRnsande fXr mXjligheten att<br />

[teranvRnda vissa askor i vissa anlRggningar. Enligt vad som framkom i projektet<br />

behXvdes kraftiga fXrbRttringar gXras av en del komponenter i modellbeskrivningen fXr<br />

att riskbedXmningen skulle bli sRkrare. En s[dan komponent Rr bedXmning av hRlsorisk<br />

vid oralt intag av aska. I bedXmningssystemet Rr analys av totalhalten den<br />

jRmfXrelsegrund som anvRnds fXr att avgXra hRlsoriskerna vid intag av askpartiklar,<br />

vilket i de flesta fall Rr ett mycket konservativt m[tt. Andra testmetoder finns<br />

tillgRngliga som ger ett m[tt p[ den biotillgRngliga fraktionen vid exponering via<br />

inandning eller oralt intag.<br />

Syftet med fXreliggande studie Rr att<br />

(i) gXra en sammanstRllning av kunskap om den oralt biotillgRngliga fraktionen av<br />

arsenik, antimon och ett urval av metaller i askor och andra liknande material samt om<br />

in <strong>vitro</strong> metoder (provrXrsmetoder) fXr bestRmning av gastrointestinalt biolXslig<br />

fraktion.<br />

(ii) experimentellt uppskatta oral biotillgRnglighet av arsenik, antimon och ett antal<br />

metaller fXr ett urval av fXrbrRnningsaskor genom att bestRmma den gastrointestinalt<br />

biolXsliga fraktionen av elementen med en utvald in <strong>vitro</strong> metod baserat p[ steg (i).<br />

Den litteraturstudie som utfXrdes inom projektet visade att ytterst lite Rr kRnt om oral<br />

biotillgRnglighet av metaller i fXrbrRnningsaskor. I denna rapport sammanstRlls dRrfXr<br />

kunskaper om oral biotillgRnglighet av metaller i jord, samt in <strong>vitro</strong> metoder fXr<br />

bestRmning av biolXslighet av metaller i jord.<br />

1


VÄRMEFORSK<br />

H I-$$2%&$/%#&**&+#$[55+-+. L O%&5 "-Z$-55.[+.5-.32$ &\<br />

&%#2+-7N &+$-*Z+ Z'3 2$$ /%\&5 &\ *2$&552%<br />

I litteratursammanstRllningen representerar samlingsnamnet ”metaller” b[de metaller<br />

och halvmetaller.<br />

HG8 9-Z$-55.[+.5-.32$ L Y2,-+-$-Z+ Z'3 $-55[*]+-+.<br />

Med ett biotillgRngligt Rmne menas ett Rmne som kan tas upp i vRvnaderna hos en<br />

levande organism. Hur biotillgRngligt ett Rmne Rr beror p[ ett flertal olika faktorer som<br />

t.ex. Rmnets kemiska och fysikaliska egenskaper, det omgivande mediets<br />

sammansRttning och individens fysiologi. Ett Rmne kan tas upp i mRnniskan genom<br />

oralt intag, inhalering och dermalt upptag. Den vanligaste exponeringsvRgen fXr upptag<br />

av metaller Rr genom oralt intag av fXrorenad jord, fXrorenat vatten, via vRxter p[ vilka<br />

askpartiklar deponerats p.g.a damning, eller annan fXda. Vid hRlsoriskbedXmningar<br />

fXrutsRtts oftast att 100% av mRngden av det intagna Rmnet Rr biotillgRngligt. Detta<br />

antagande Rr ofta onXdigt konservativt och kan ge missvisande information om den<br />

verkliga hRlsoriskrisken a25b. FXreliggande rapport fokuserar p[ oralt intag och oral<br />

biotillgRnglighet hos mRnniskan. Processen fXr upptag av metallfXroreningar vid oralt<br />

intag sker p[ samma sRtt som fXr nRringsupptaget i stort. I nRstfXljande avsnitt beskrivs<br />

mekanismen fXr upptag av nRringsRmnen (inklusive metallfXroreningar) i kroppen och<br />

en rad begrepp som rXr oral biotillgRnglighet fXrklaras.<br />

HG8G8 KZ%$ Z* *[++-#7&+# +[%-+.#/]]$&.<br />

MatsmRltningen sker i mag-tarmkanalen och innefattar nedbrytning och absorption av<br />

fXdan. Processen bXrjar redan i munnen dRr fXdan sXndertuggas och enzymer i saliven<br />

bXrjar bryta ned stRrkelsen i fXdan. Efter att maten passerat matstrupen n[r den<br />

magsRcken, dRr den sura miljXn (pH:1,5-2,0) hjRlper till att sXnderdela fXdan. Hur l[ng<br />

tid fXdan stannar kvar i magsRcken beror p[ om den intagits under fastande fXrh[llanden<br />

eller inte. Halveringstiden fXr tXmning under fasta Rr 8-15 minuter a18ba6b och i Xvriga<br />

fall Rr den 0.5-3 timmar a24b a25b.<br />

Fr[n magsRcken transporteras fXdan l[ngsamt vidare till tunntarmen dRr nedbrytningen<br />

fortsRtter med hjRlp av enzymer. HRr sker det mesta upptaget av nRringsRmnen. I<br />

tarmarna och i matstrupen Rr pH-vRrdet fXr det mesta neutralt eller svagt basiskt, d.v.s.<br />

pH " 7. Till tunntarmen kommer galla fr[n levern och bukspott fr[n bukspottskXrteln,<br />

vars roll Rr att finfXrdela fetter respektive neutralisera miljXn och fortsRtta spjRlkningen<br />

av makromolekyler.<br />

I tunntarmen tas nRringsRmnena upp d[ de absorberas genom tarmvRggen till blodet.<br />

VRggytan Rr klRdd med sm[ utskott, s.k. mikrovilli, som Xkar absorptionsytan ca 5<br />

g[nger och p[ s[ sRtt fXrbRttrar nRringsupptaget i stor grad. FXr att ett Rmne ska kunna<br />

absorberas krRvs att det Rr upplXst, d.v.s. i sin fria form eller bundet till en transportXr,<br />

2


VÄRMEFORSK<br />

t.ex. lXst i galla. OpolRra organiska Rmnen passerar cellmembranen i tarmen genom<br />

diffusion, medan metaller oftast transporteras mellan celler via s.k. intercellulRr<br />

transport. Molekylerna diffunderar med eller pumpas mot en koncentrationsgradient<br />

genom slemhinnan i tarmvRggen och vidare in i blod- eller lymfkRrlen. HRrifr[n<br />

transporteras de till levern, vars roll bl.a. Rr att omvandla och bryta ned frRmmande<br />

Rmnen samt lagra blod, jRrn samt ett flertal vitaminer. Fr[n levern kan molekylerna<br />

sedan spridas med blodet till diverse organ och vRvnader i kroppen.<br />

Till skillnad fr[n organiska fXroreningar som kan metaboliseras i kroppen och dRrmed<br />

brytas ned, elimineras metaller endast ur kroppen via utsXndring med t.ex. urin,<br />

brXstmjXlk eller med galla till avfXringen. Olika metaller har olika<br />

utsXndringsmekanismer och olika halveringstider som kan variera mellan n[gon vecka<br />

och flera [r.<br />

HG8GH O%&5 "-Z$-55.[+.5-.32$<br />

Absolut, oral biotillgRnglighet definieras som den fraktion av en oralt intagen dos som<br />

n[r stora kretsloppet (dvs den blodcirkulation som n[r ut i hela kroppen fXrutom<br />

lungorna) och kan konceptuellt delas in i tre olika huvudprocesser: 1) utlakning i<br />

tunntarmsvRtskan, 2) transport Xver tunntarmen, 3) metabolism/reduktion vid en fXrsta<br />

passage Xver levern. Figur 1 beskriver dessa processer fXr jordfXroreningar.<br />

Matematiskt kan absolut oral biotillgRnglighet uttryckas som en<br />

biotillgRnglighetsfaktor, F, enligt<br />

F $ F # F # F<br />

b<br />

a<br />

h<br />

Efter oralt intag av jord kan fXroreningarna frigXras delvis eller helt fr[n jorden under<br />

matsmRltningen. Den fraktion av fXroreningen som frigXrs fr[n jorden till<br />

matsmRltningsvRtskan kallas p[ engelska fXr ”the bioaccessible fraction”, Fb. Eftersom<br />

ingen riktigt bra svensk XversRttning finns, benRmns denna fraktion ”den biolXsliga<br />

fraktionen” i fXreliggande rapport. Denna fraktion anses vara den maximala mRngd av<br />

fXroreningen som kan transporteras Xver tunntarmen och kan uppskattas experimentellt<br />

med hjRlp av en in <strong>vitro</strong> metod som simulerar de gastrointestinala fXrh[llandena. Den<br />

experimentellt bestRmda fraktionen Fb kan anvRndas fXr att (konservativt) approximera<br />

den absoluta orala biotillgRngligheten, F. I Figur 1 representerar Fa den andel av den i<br />

tunntarmsvRtskan utlakade (biolXsliga) mRngden fXrorening som transporteras Xver<br />

tunntarmen in i portal[dern eller lymfan. En del fXroreningar kan metaboliseras i<br />

tunntarmen eller levern och Fh Rr den fraktion av mRngden fXrorening som passerat Xver<br />

tunntarmen och levern utan att ha metaboliserats, och som transporteras ut i kroppen av<br />

stora kretsloppet och som dRrmed kan ha en toxisk effekt p[ vRvnader och organ.<br />

3


VÄRMEFORSK<br />

JORD<br />

Yttre<br />

exponering<br />

INTAG<br />

Mun<br />

<strong>In</strong>tagen<br />

mängd<br />

M<br />

Biolöslighets<br />

faktor<br />

F b<br />

UPPLÖSNING<br />

Mage och<br />

tunntarm<br />

Biolöslig<br />

mängd<br />

M b<br />

Absorptions<br />

faktor<br />

F a<br />

<strong>AB</strong>SORPTION<br />

Membran i<br />

mage och<br />

tunntarm<br />

Absorberad<br />

mängd<br />

M a<br />

Biotillgänglig fraktion: F = F b x F a x F h<br />

Metabolism<br />

factor<br />

F h<br />

REDUKTION<br />

Membran<br />

och lever<br />

Biotillgänglig<br />

mängd<br />

M h<br />

MÅLORGAN<br />

<strong>In</strong>re<br />

exponering<br />

Figur 1. Konceptuell illustration av de ingående processerna i oralt upptag. Från Grøn [16].<br />

HG8GS F&7$Z%2% #Z* #$0% "-Z$-55.[+.5-.32$<br />

Metallers biotillgRnglighet Rr en funktion av de processer som p[verkar deras lXslighet<br />

och rXrlighet i det omgivande mediet. Vid oral exponering finns det inte alltid en<br />

korrelation mellan en metalls mobilitet i jord (eller aska) och biotillgRnglighet. IstRllet<br />

Rr det primRrt de fysiologiska och kemiska fXrh[llandena i kroppen som kontrollerar<br />

metallens biotillgRnglighet. NRr jord (eller aska) kommer ner i den sura miljXn i magen<br />

frigXrs metaller och organiska fXreningar som varit associerade med olika oxider,<br />

sulfider och karbonater a16b. Hur biotillgRnglig en metallfXrorening Rr bestRms av hur<br />

mycket av metallfXroreningen som lXses upp i magen och tunntarmen, och tunntarmens<br />

fXrm[ga att absorbera metallen, vilket beror av de kemiska egenskaperna hos metallen,<br />

jordmatrisens egenskaper och sammansRttningen hos mag- och tarmvRtskorna.<br />

FXr de flesta metaller Rr pH den viktigaste tillst[ndsparametern som styr dess utlakning,<br />

(och dRrmed biotillgRnglighet) fr[n askor. Detta har visats i flera termodynamiska<br />

studier a23b och i studier baserade p[ empiriska data. Oxyanjoner och katjoner uppvisar<br />

olika pH-beroende utlakningsmXnster. Den maximala utlakningen av oxyanjoner fr[n<br />

aska sker vid pH 8-11 a8b. Katjoner uppvisar ett motsatt pH-beroende i aska s[dant att<br />

utlakningen Rr minimal vid pH 8-11 och Xkar vid lRgre pH-vRrden. FXr vissa katjoner<br />

kan utlakningen ocks[ Xka vid hXgre pH genom att de bildar lXsliga anjoniska<br />

hydroxylkomplex. Det finns ocks[ andra faktorer som p[verkar utlakningen, t.ex,<br />

nRrvaro av kloridjoner och lXst organisk kol a38b.<br />

En metalls lXslighet kan ocks[ bero p[ redox-potentialen i det omgivande mediet a38b.<br />

Effekten av redox-potential fXr utlakningen av metaller i askor Rr sRllan kvantifierad<br />

4


VÄRMEFORSK<br />

eller kontrollerad i samma omfattning som t.ex. effekten av pH. De studier som finns<br />

visar dock p[ en stor skillnad i lakbarhet av flera metaller mellan oxiderade och<br />

reducerade miljXer. Arsenik, krom och antimon Rr exempel p[ redox-kRnsliga Rmnen.<br />

Andelen organiskt material i det omgivande mediet kan ocks[ ha betydelse fXr hur<br />

lXslig en metall Rr. M[nga metaller kan bilda komplex med organiskt material a38b och<br />

dRrigenom bli mindre tillgRngliga fXr upptag Xver tarmen.<br />

Partikelstorleken hos en jord eller askmatris kan ocks[ ha betydelse fXr hur<br />

biotillgRnglig en metall Rr. Eftersom sm[ partiklar har stXrre specifik yta och dRrmed<br />

hXgre adsorptionskapacitet kan man fXrvRnta sig att sm[ partiklar av en metallfXrorenad<br />

jord har hXgre metallinneh[ll Rn stora. Detta har ocks[ visats i flera studier a44b a34b.<br />

Sm[ askpartiklar har ocks[ visat sig vara mer reaktiva Rn stora, eftersom den<br />

tillgRngliga ytan Rr styrande vid utlakning och upplXsning a5ba3b. Det kunde dRrfXr<br />

fXrvRntas att den biolXsliga halten av metaller Rven i denna studie skulle vara negativt<br />

korrelerad med partikelstorleken. Ljung et al. a22b visade dock i sin undersXkning av<br />

sandiga jordar att Rven om totalhalten av metallerna var hXgre i mindre partiklar s[ var<br />

inte den biolXsliga fraktionen hXgre vid den mindre partikelstorleksfraktionen.<br />

Utlakning av metaller kan Xka med stigande temperatur och dRrmed ocks[ p[verka<br />

biotillgRngligheten.<br />

MetallfXreningar fr[n antropogena kRllor Rr oftast mer lXsliga Rn de fr[n naturliga<br />

kRllor. Studier har visat att metallfXroreningar som befunnit sig i jord lRnge ([ldrade<br />

fXroreningar) ofta Rr mindre tillgRngliga a11b. Åldring kan ocks[ p[verka<br />

sorptionskapaciteten hos jRrn oxider/hydroxider. Med tiden rekristalliseras jRrnoxiderna<br />

till en mera ordnad struktur och dess ytor minskar. Denna ombildning och minskning av<br />

sorptionsplatsdensitet kan leda till Xkad mobilitet av arsenik. Men [ldring kan ocks[<br />

leda till att sorberade metalljoner inkorporeras i strukturen vid [terkristallisering.<br />

Ainsworth et al. a2b fann indikationer p[ att [ldrandet av jRrnoxid/hydroxider kan leda<br />

till l[ngsam desorption fXr Co, Cd och Pb beroende p[ den Rndrade<br />

kristalliseringsstrukturen.<br />

HGH 9-Z56#5-.32$ - ^Z%Y<br />

En metalls biolXslighet beror delvis av i vilken kemisk form den fXreligger, och en rad<br />

olika faktorer styr detta, bl.a. jordens egenskaper. I Tabell 1 finns en sammanstRllning<br />

av litteraturuppgifter p[ biolXslighet i jord fXr de metaller som undersXktes<br />

experimentellt i fXreliggande arbete. I underkapitlen ges ocks[ en kortare beskrivningar<br />

av de olika metallernas egenskaper i jord.<br />

5


VÄRMEFORSK<br />

Tabell 1. Gastrointestinal biolöslighet av metaller i jord.<br />

Metall<br />

Antimon<br />

HGHG8 A+$-*Z+<br />

Biolöslig fraktion (%)<br />

<strong>In</strong>ga granskade publikationer kunde hittas<br />

Arsenik 3-50% (jord, sammanställning i [21])<br />

10-29% (sandiga jordar, [22])<br />

12% (jord från gruvområde, [7])<br />

66% (standard ref jord, [10])<br />

1-95% (olika jordar, olika in <strong>vitro</strong> metoder, [28])<br />

Bly 1-91% (olika jordar, olika in <strong>vitro</strong> metoder, [28])<br />

10% (standard ref jord, [10])<br />

0,18% (jord från gruvområde, [7])<br />

1-25% ((sandiga jordar, [22])<br />

1-73% (jord, sammanställning i [21])<br />

Kadmium 5 -99% (olika jordar, olika in <strong>vitro</strong> metoder, [28])<br />

15-50% (sandiga jordar, [22])<br />

38-68% (Cd-förorenad jord, [33])<br />

Koppar <strong>In</strong>ga granskade publikationer kunde hittas.<br />

Krom 5-70% (olika Cr-förorenade jordar, [36, 37])<br />

Nickel


VÄRMEFORSK<br />

Enligt den sammanstRllning som gjorts av Ljung a21b visar resultat fr[n in <strong>vitro</strong> tester av<br />

jord en stor variation i gastrointestinal biolXslighet beroende p[ typ av jord och<br />

fXroreningssituation (t.ex. halter, [lder och speciering av element). Den biolXsliga<br />

fraktionen av arsenik i denna sammanstRllning varierar mellan 2,7-50 %. BiolXslighet<br />

av arsenik analyserad med RIVMs in <strong>vitro</strong> metod har i jord fr[n lekplatser i urban miljX<br />

tidigare funnits variera mellan 9,7 och 28,7% beroende p[ partikelstorlek och mRngd<br />

jord som anvRnts i testet a22b. Med andra in <strong>vitro</strong> metoder har biolXslig fraktion i jord<br />

uppmRtts till 12% a7b och 66% a10b. Storleken p[ den biolXsliga fraktionen beror p[<br />

jordens egenskaper, i vilken mineralform arsenik fXreligger, jordens fXroreningsgrad<br />

m.m. Arsenik fr[n antropogena kRllor Rr vanligen mer biolXsliga Rn fr[n naturliga kRllor<br />

a15b. Arsenik ses ofta ha hXgre biolXslighet och mobilitet jRmfXrt med andra Rmnen,<br />

vilket kan fXrklaras av att arsenik fXrekommer som oxyanjoner och Rr mobilt Xver ett<br />

brett redoxintervall och vid vanligt fXrekommande pH-vRrden i grundvatten (pH 6.5-<br />

8.5). Detta faktum gXr arsenik till en av de mest problematiska fXroreningarna i miljXn<br />

a35b. Den biolXsliga fraktionen arsenik kan ocks[ variera beroende p[ vilken in <strong>vitro</strong><br />

metod som anvRnds. Vid en jRmfXrelse av den biolXsliga fraktionen av arsenik i tre<br />

olika jordar med fem olika in <strong>vitro</strong> metoder a28b varierade den mellan 6-95%, 1-19%<br />

och 10-59% i de tre olika jordarna beroende p[ vilken in <strong>vitro</strong> metod som anvRndes. De<br />

olika metoderna skildes [t med avseende p[ ing[ende segment i modellen (magdel,<br />

termdel etc.), pH i mag/tarm-vRtskor, L/S-vRrde, nRrvaro av enzymer och proteiner i<br />

vRtskorna, omrXrningshastighet, inkubationstid, nRrvaro av fXda m.m. Det Rr fXr<br />

nRrvarande inte utrett i vilken omfattning dessa olika faktorer p[verkar den biolXsliga<br />

fraktionen av arsenik.<br />

HGHGS 950<br />

Bly fXrekommer i miljXn i Xver 200 olika mineraler med stor variation av lXslighet, men<br />

endast ett f[tal fXreningar Rr vanliga a1b. S[dana som bildas vid l[gt pH, t.ex. blysulfat<br />

(PbSO4) och jRrnblysulfat (FePbSO4), Rr mer stabila i den sura miljXn i magsRcken och<br />

dRrmed mindre biolXsliga Rn de som bildats under basiska fXrh[llanden, t.ex. blyoxid<br />

(PbO) och blykarbonat (PbCO3) a31b. Organiska former av bly fXrekommer sRllan i<br />

miljXn, eftersom de har en benRgenhet att bilda oorganiska komplex genom [ldring<br />

a27b. Den mest toxiska formen som fXrekommer i avfall Rr Pb(II) a1b.<br />

Oral biotillgRnglighet av bly i jord har studerats med b[de in vivo och in <strong>vitro</strong> metoder i<br />

stXrre omfattning Rn andra metaller. Ett flertal faktorer avgXr hur biolXsligt bly Rr. Det<br />

r[dande pH-vRrdet i magsaften har visats ha stor betydelse fXr utlakningen av bly,<br />

vilken minskade med 65% nRr pH i magen Xkade fr[n pH 1,3 till 2,5 i en studie av Ruby<br />

et al. a30b. Vid en jRmfXrelse av den biotillgRngliga fraktionen av bly i tre olika jordar<br />

med fem olika in <strong>vitro</strong> metoder a28b varierade den mellan 4-91%, 1-56% och 3-90% i<br />

de tre olika jordarna beroende p[ vilken in <strong>vitro</strong> metod som anvRndes. De olika<br />

metoderna skildes [t med avseende p[ ing[ende segment i modellen (magdel, tarmdel<br />

etc.), pH i mag-tarmvRtskor, L/S-vRrde, nRrvaro av enzymer och proteiner i vRtskorna,<br />

omrXrningshastighet, inkubationstid, nRrvaro av fXda m.m. :ven i denna studie<br />

tillskrevs den stora variationen i biolXslighet frRmst bero p[ skillnader i pH mellan de<br />

olika metodernas lakvRtskor. Barn har oftare lRgre pH i magen Rn vuxna och kan<br />

7


VÄRMEFORSK<br />

absorbera mer bly Rn vuxna a1b. MRnniskans [lder har allts[ betydelse fXr upptag av bly.<br />

HXgre absorption kan ocks[ fXrekomma vid brist av jRrn och kalcium a19b.<br />

HGHGU K&Y*-/*<br />

Den vanligaste och mest toxiska formen av kadmium som fXrekommer i jord Rr Cd(II)<br />

a1b. Kadmium fXreligger i jorden som Cd(II) och fXrekommer i flera kemiska former i<br />

miljXn fr[n mindre lXsliga sulfider (CdS) till mer lXsliga karbonater (CdCO3) men ocks[<br />

bundet genom kanjonbyte till jorden i jonisk form.<br />

otterst f[ in vivo studier av biotillgRnglighet har genomfXrts fXr kadmium, vilket<br />

fXrsv[rar jRmfXrelse och vRrdering av in <strong>vitro</strong> resultat. Oral absorption (upptag Xver<br />

tarmen) av kadmium har visats mycket l[g i vissa studier, ca 1-8 % a19b men det finns<br />

studier som visar att absorptionen kan Xka vid underskott av jRrn och kalcium a33b. I en<br />

studie av Ljung et al. a22b varierade den biolXsliga fraktionen av kadmium, analyserad<br />

med RIVMs in <strong>vitro</strong> test, i 25 icke-fXrorenade sandiga jordar mellan 15-50%. I en annan<br />

studie a33b varierade den biolXsliga fraktionen av kadmium mellan 38 och 63%<br />

beroende p[ om mat fanns nRrvarande eller ej i mag-tarmvRtskan. Vid en jRmfXrelse av<br />

den biolXsliga fraktionen av kadmium i tre olika jordar med fem olika in <strong>vitro</strong> metoder<br />

a28b varierade den biolXsliga fraktionen av kadmium mellan 7-92%, 5-92% och 6-99% i<br />

de tre olika jordarna beroende p[ vilken in <strong>vitro</strong> metod som anvRndes. De olika<br />

metoderna skilde sig [t m. a. p. ett antal faktorer (se kapitel 3.3) varav pH tillskrevs ha<br />

stXrst betydelse fXr skillnaderna i biolXslig fraktion kadmium (dvs som fXr bly i samma<br />

studie).<br />

HGHGR KZ]]&%<br />

I vatten fXrekommer koppar vanligen som katjon, Cu 2+ , men ocks[ som hydroxider eller<br />

karbonater a1b. Koppar komplexbinder ocks[ till organiskt material. Den vanligaste<br />

fXrekomstformen av koppar i jord Rr som kopparsulfid i blandning med jRrn (CuFeS2).<br />

Koppar Rr ett essentiellt element men toxiskt vid hXgre doser. I dag finns det inga fXr<br />

oss kRnda in <strong>vitro</strong> studier av biolXslig fraktion av koppar i granskade vetenskapliga<br />

publikationer.<br />

HGHG_ K%Z*<br />

Krom existerar i jord som trivalent krom, Cr(III), och som hexavalent krom, Cr(VI), dRr<br />

hexavalent krom Rr mer mobilt Rn trivalent krom a19b. Under oxiderande fXrh[llanden<br />

existerar Cr(VI) frRmst som oxyanjonerna bikromat (HCrO 4- ) och kromat (CrO4 2- ) vilka<br />

Rr mobila i de flesta jordar under lRtt sura till alkaliska fXrh[llanden. Under reducerande<br />

fXrh[llanden Rr krom dRremot relativt immobilt vid neutralt pH eftersom Cr(III) lRtt<br />

fRller som sv[rlXslig oxid. Kroms mobilitet kontrolleras ocks[ av den organiska halten,<br />

fosfat och sulfat som konkurrerar med krom om sorptionsplatser. Cr(III) betraktas som<br />

ett essentiellt sp[rRmne medan Cr(IV) Rr toxiskt redan vid l[ga koncentrationer a20b.<br />

Cr(VI) har hXg mobilitet vid hXga pH-vRrden. Cr(VI) Rr mer biotillgRngligt Rn Cr(III).<br />

Trots detta pekar mycket p[ att Cr(VI) kan reduceras till Cr(III) i den sura och aneroba<br />

8


VÄRMEFORSK<br />

miljXn i magsRcken hos mRnniskan, vilket p[ s[ sRtt kan minska dess biotillgRnglighet<br />

a27b. I en in <strong>vitro</strong> studie av den biolXsliga fraktionen av krom i tv[ olika fXrorenade<br />

jordar varierade den mellan 5-70% fXr b[de Cr(III) och Cr(VI). Variationen kunde<br />

fXrklaras av skillnader i jordtyp, oxidationstal och totalkoncentration krom a36b. Ju<br />

hXgre total kromhalt i jorden desto lRgre var den biolXsliga fraktionen. Samma studie<br />

visade ocks[ att krom som f[tt [ldra i jorden har lRgre biolXslig fraktion Rn krom som<br />

funnits i jorden endast kort tid. I samma in <strong>vitro</strong> studie som ovan a22b var den biolXsliga<br />

fraktionen av krom i 25 icke-fXrorenade sandiga jordar betydligt lRgre och under 5%.<br />

HGHGV >-'725<br />

Nickel fXrekommer oftast som Ni(II), vilken ocks[ Rr den mest toxiska formen a1b.<br />

Metallen kan existera i mindre lXsliga former, t.ex. som sulfider (NiS) och fosfater<br />

(Ni(PO4)2) men Rven i mer lXsliga varianter, t.ex. karbonater (NiCO3). I jord Rr nickel<br />

oftast bundet genom katjonbyte till organiskt material, jRrnhydroxider och lermineral.<br />

I en studie av Ljung et al. a22b var den biotillgRngliga fraktionen mindre Rn 10% i<br />

samtliga 25 undersXkta sandiga jordar.<br />

HGHGX `-+7<br />

Zink fXrekommer huvudsakligen i naturliga vatten som katjon (Zn 2+ ), men bildar<br />

komplex med karbonater och hydroxider a1b. Den vanligaste fXrekomstformen i jord Rr<br />

som zinksulfid (ZnS), men kan ocks[ fXreligga som zinkfosfat, zinkhydroxid och<br />

zinkkarbonat vars lXslighet Xkar med minskande pH. Zink Rr ett essentiellt Rmne och<br />

har relativt l[g toxicitet jRmfXrt med andra metaller.<br />

Idag finns det inga av oss kRnda in <strong>vitro</strong> studier av biolXslighet av zink i granskade<br />

vetenskapliga publikationer.<br />

HGS 1+ \-$%Z *2$ZY2% ,6% "2#$[*+-+. &\ "-Z56#5-. ,%&7$-Z+<br />

Eftersom bestRmning av biotillgRnglighet i djurstudier s.k. in vivo metoder Rr b[de dyra<br />

och tidsXdande har olika in <strong>vitro</strong> metoder utvecklats fXr att bestRmma biolXslig fraktion<br />

av metaller. Gemensamt fXr dessa in <strong>vitro</strong> metoder Rr att de simulerar fXrh[llandena i<br />

matsmRltningsorganen hos mRnniskor, d.v.s. in vivo biotillgRnglig fraktion.<br />

HGSG8 K%&\ ]4 2+ -+ \-$%Z *2$ZY<br />

FXr att en in <strong>vitro</strong> metod ska vara tillRmplig bXr den baseras p[ mRnniskans fysiologi<br />

och helst p[ den hos ett barn, eftersom risken fXr direkt kontakt via hand till mun Rr<br />

stXrst fXr den hRr gruppen. Dessutom bXr den av sRkerhetsskRl simulera vRrsta tRnkbara<br />

scenario, d.v.s. hXgsta mXjliga biolXslighet av Rmnet a28b. Enligt Grrn och Andersen<br />

a15b finns det en rad generella Xvergripande krav som en in <strong>vitro</strong> metod bXr uppfylla fXr<br />

att kunna anvRndas vid bestRmning av biolXslighet. Den bXr t.ex. vara: 1) reproducerbar<br />

(d.v.s. analys av ett prov ska ge samma resultat i olika laboratorium) 2) repeterbarhet<br />

9


VÄRMEFORSK<br />

(samma resultat ska kunna uppn[s flera g[nger fXr samma prov i samma laboratorium)<br />

3) enkel (proceduren ska inneh[lla s[ f[ steg som mXjligt) 4) tolkningsbar (d.v.s.<br />

resultaten m[ste kunna korreleras vRl med resultat fr[n in vivo fXrsXk) 5) heltRckande<br />

(d.v.s. till[ta analys av ett s[ brett spektra som mXjligt av fXroreningar, jordar etc) 6)<br />

konsekvent (d.v.s. testresultaten ska XverensstRmma med processer som fXrutsp[tts<br />

utifr[n kunskaper om jordkemi och speciering av fXroreningen).<br />

HGSGH E-55.[+.5-.& *2$ZY2%<br />

Existerande metoder som bygger p[ mRnniskans fysiologi kan delas upp i tv[ typers (i)<br />

statiska metoder som utfXrs i bRgare eller (ii) dynamiska metoder som genomfXrs i<br />

genomflXdes-reaktorer a39b. Den senare varianten tar hRnsyn till den gradvisa<br />

tXmningen av intagna fXdoRmnen i mag-tarmkanalen. Endast ett f[tal dynamiska<br />

tekniker har utvecklats, varav en s[dan Rr TIM (se nedan). En in <strong>vitro</strong> metod som<br />

simulerar mRnniskans upptag av fXroreningar, kan inneh[lla mellan 1-3 segment, dessa<br />

Rr munh[la, magsRck och tunntarm. De flesta metoder Rr statiska mag-tarmmodeller,<br />

som simulerar fXroreningens vRg fr[n munnen till tunntarmen a28b.<br />

Den kemiska sammansRttningen i mag-tarmkanalen Rr komplicerad och sv[rt att<br />

efterlikna, eftersom den varierar med individens [lder, hRlsa m.m. FXrekomst av fXda i<br />

mag-tarmkanalen, d.v.s. om personen har Rtit eller Rr fastande p[verkar ocks[ de<br />

kemiska fXrh[llandena. Grrn a16b har identifierat n[gra fXrh[llanden som anses sRrskilt<br />

viktiga att efterlikna i en in <strong>vitro</strong> metod:<br />

! Buffrad sur miljX i den simulerade magsRcken (pHc2)<br />

! Buffrad svagt basisk miljX i den simulerade tarmdelen (pH>7)<br />

! Aeroba fXrh[llanden fXljt av anaeroba fXrh[llanden fXr att simulera mag-<br />

respektive tarmdel.<br />

! Tillsatser av enzymer, proteiner och galla.<br />

! NRrvaro av mat (t.ex. mjXlkpulver) fXr att simulera fXda.<br />

! LRmplig verkningstid i varje delmoment, fXrslagsvis 3 timmar i magdelen, 10 h i<br />

tarmdelen.<br />

! L/S>100 fXr stabilitet, d.v.s. andel vRtskevolym i fXrh[llande till massa fast<br />

material i fXrsXket > 100.<br />

FXrh[llandet mellan vRtska och fast fas i tillgRngliga metoder varierar fr[n 2,5:1 till<br />

5000:1. FXr att spegla den i mag-tarmsystemet hos ett 2-3 [r gammalt barn, bXr L/SfXrh[llandet<br />

vara ca 100:1 a39b.<br />

Det finns i dagslRget ingen in <strong>vitro</strong> metod som omfattar samtliga ovan nRmnda punkter.<br />

Vanligtvis inkluderas inte heller mikrobiell aktivitet i mag-tarmsystemet eller aktiv<br />

transport av fXroreningar i en in <strong>vitro</strong> studie. :ven dessa faktorer kan vara viktiga fXr<br />

upptag av fXroreningar och innefattas i in vivo data. D[ ingen metod kan efterlikna den<br />

mRnskliga matsmRltningsfysiologin i sin helhet blir valet av testmetod en kompromiss<br />

mellan Rmnets kemiska egenskaper, matsmRltningsfysiologin, praktiska begrRnsningar<br />

och resultatens tilltRnkta anvRndningsomr[de. Tabell 2 visar en sammanstRllning av<br />

n[gra befintliga in <strong>vitro</strong> metoder. Metodernas konstruktion och tillRmpningsomr[de<br />

beskrivs mer detaljerat lRngre fram. FXr att en in <strong>vitro</strong> metod ska vara relevant att<br />

10


VÄRMEFORSK<br />

anvRnda fXr att simulera in vivo resultat m[ste det finnas ett signifikant samband mellan<br />

in <strong>vitro</strong> data och in vivo data. De olika in <strong>vitro</strong> metoderna som nRmns nedan har oftast<br />

endast validerats fXr enstaka metaller.<br />

HGSGHG8 ?1><br />

DIN (Deutsches <strong>In</strong>stitut ftr Normung) Rr en tysk metod som anvRnds fXr att mRta<br />

biolXslighet av b[de organiska och oorganiska Rmnen. I metoden ing[r simulering av<br />

magsRck och tunntarm. I vissa fall inkluderas Rven saliv fXr att simulera ett fXrsta steg i<br />

munh[lan. Proceduren kan utfXras b[de med och utan tillsats av fXda (mjXlkpulver).<br />

DIN har frRmst anvRnts fXr analys av biolXslighet i jord, men en rad andra medier har<br />

ocks[ undersXkts med metoden, bl.a. flygaska, blRstringssand och avloppsslam a9b<br />

Metoden rekommenderas vid bestRmning av biolXslighet av bly, kadmium, nickel och<br />

arsenik a16b.<br />

HGSGHGH 1V;<br />

IVG (<strong>In</strong> <strong>vitro</strong> gastrointestinal method) har utvecklats av Rodriguez et al. a32b fXr<br />

bestRmning av biolXslig fraktion av arsenik i jord och avfall a39b. Metoden Rr en<br />

tv[stegsextraktion med mag- och tarmdel som kan utfXras b[de med och utan tillsats av<br />

fXda. IVG har hittills validerats mot in vivo data fXr bly, arsenik och kadmium.<br />

FXr att kunna mRta biolXslighet av arsenik i jord och annat fast material har en variant<br />

av IVG utvecklats som kallas IVG-<strong>AB</strong>. Den skiljer sig fr[n den ursprungliga metoden i<br />

det att lakvRtskan i IVG-<strong>AB</strong> Rven inneh[ller en jRrnhydroxidgel fXr att simulera upptag<br />

Xver tunntarmen av arsenik.<br />

HGSGHGS M9<br />

MB (massbalans) Rr en trestegsextraktion som innefattar simulering av munh[la,<br />

magsRck och tunntarm a17b. Det som frRmst skiljer metoden fr[n andra, Rr att<br />

koncentrationen av metallen som testas dels mRts i varje extraktionssteg, men Rven i den<br />

jord som finns kvar efter extraktionerna, vilket gXr att en massbalans kan berRknas fXr<br />

de element som undersXks.<br />

MB har anvRnts fXr bestRmning av biolXslig fraktion av arsenik, bly, kadmium och<br />

krom. Vid en jRmfXrande studie av tillgRngligt bly i mRnniskor efter intag av jord (in<br />

vivo) visade sig extraktion av samma jord med MB-metoden ge n[got hXgre vRrden<br />

a17b. Detta kan tolkas som att MB Xverlag ger n[got hXgre lXslighet av metaller,<br />

troligtvis p.g.a. den sura miljXn i magdelen a39b.<br />

HGSGHGU O9EE<br />

PBET (Physically Based Extraction Test) Rr en tv[stegsextraktion som simulerar<br />

fXrh[llandena i mag-tarmkanalen hos ett litet barn. <strong>In</strong>g[ende delar Rr mage och<br />

tunntarm. PBET har visat p[ en god korrelation till in vivo data fXr bly och arsenik a16b.<br />

11


VÄRMEFORSK<br />

En mXjlig nackdel med PBET Rr att den inte tar hRnsyn till eventuell fXrekomst av fXda.<br />

En annan begrRnsning Rr att metoden har visat sig sv[r att tillRmpa p[ ett stort antal<br />

prov. Olika fXrsXk till vidareutvecklingar har gjorts i syfte att ta fram en mer<br />

reproducerbar och fXrenklad version som kan anvRndas fXr stXrre antal prov, se avsnitt<br />

4.2.6.<br />

HGSGHGR R1VM<br />

RIVMs in <strong>vitro</strong> metod fXr biolXslighet har utvecklats vid National <strong>In</strong>stitute of Public<br />

Health and the Environment i NederlRnderna. Metoden Rr en trestegsextraktion som<br />

simulerar matens vRg genom munh[lan, magsRcken och tunntarmen. RIVMs in <strong>vitro</strong><br />

metod existerar i tv[ varianter, en utan tillsats av fXda fXr oorganiska Rmnen samt en<br />

med fXda fXr organiska Rmnen. Metoden har anvRnts fXr att bestRmma biolXslighet av<br />

bly, men har visat p[ d[lig korrelation till in vivo studier a16b.<br />

Enligt Grrn a16b kan den variant av RIVM som simulerar intag under fasta, ge d[lig<br />

korrelation med in vivo data p.g.a. det hXga pH-vRrdet i tunntarmsdelen. Om<br />

tunntarmssimuleringen i RIVMs metod exkluderades visade in <strong>vitro</strong> och in vivo data<br />

god linjRr korrelation a16b. RIVMs ursprungliga metod beskrivs dock ge ett realistiskt<br />

vRrde p[ vRrsta tRnkbara biolXslighet.<br />

12


VÄRMEFORSK<br />

Tabell 2. <strong>In</strong> <strong>vitro</strong> metoder för bestämning av biolöslig fraktion (Modifierad från Wragg & Cave,<br />

2003 [39])<br />

M2$ZY<br />

PBET 1<br />

SBRC 2<br />

MB 3<br />

DIN 4<br />

RIVM 5<br />

IVG 6<br />

Typ<br />

Batch<br />

Segment<br />

Magsäck<br />

Tunntarm<br />

Batch Magsäck<br />

Tunntarm*<br />

Batch Munhåla,<br />

Magsäck<br />

Tunntarm<br />

Batch Munhåla*<br />

Magsäck<br />

Tunntarm<br />

Batch Munhåla<br />

Magsäck<br />

Tunntarm<br />

Batch Magsäck<br />

Tunntarm*<br />

SHIME 7 Batch Magsäck<br />

Tunntarm<br />

Tjocktarm*<br />

TIM 8<br />

Column Munhåla<br />

Magsäck<br />

Tunntarm<br />

L/S kvot<br />

100<br />

Tid<br />

1 h<br />

4 h<br />

Överskott<br />

av syre<br />

Nej, argon<br />

pH<br />

2,5<br />

7<br />

Tillsats<br />

av föda<br />

Nej<br />

Temperatur<br />

37 %C<br />

37 %C<br />

1,5 1 h Nej 1,5 Nej 37 %C<br />

160<br />

2000<br />

4400<br />

15<br />

50<br />

100<br />

15<br />

37,5<br />

97,5<br />

150<br />

150<br />

2,5<br />

4<br />

5<br />

30<br />

51<br />

5 s<br />

2 h<br />

2 h<br />

30 min<br />

2 h<br />

6 h<br />

5 min<br />

2 h<br />

2 h<br />

1 h<br />

1 h<br />

3 h<br />

5 h<br />

5 min<br />

1,5 h<br />

6 h<br />

Ja Nej omgivningens<br />

37 %C<br />

37 %C<br />

Ja 6,4<br />

2<br />

7,5<br />

Ja 6,5<br />

1,1<br />

5,5<br />

Nej, argon 1,8<br />

5,5<br />

Ja 5,2<br />

6,5<br />

Ja 5<br />

2<br />

7,5<br />

1 Physiologically Based Extraction Test method<br />

2 Solubility/Bioavailability Research Consortium method developed from PBET<br />

3 Mass balance [38]<br />

4 Deutches <strong>In</strong>stitute fur Normung (DIN 19738)<br />

5 National <strong>In</strong>stitute of Public Health and the Environment, The Netherlands<br />

6 <strong>In</strong> <strong>vitro</strong> gastrointestinal method [32]<br />

7 Simulator of Human <strong>In</strong>testinal Microbial Ecosystems of <strong>In</strong>fants<br />

8 TNO gastrointestinal model<br />

* Valfritt segment som kan inkluderas I metoden<br />

HGSGHG_ S9RA<br />

Valfritt 37 %C<br />

37 %C<br />

37 %C<br />

Båda<br />

varianter<br />

finns<br />

37 %C<br />

37 %C<br />

37 %C<br />

Valfritt 37 %C<br />

37 %C<br />

Ja 37 %C<br />

37 %C<br />

Ja 37 %C<br />

37 %C<br />

37 %C<br />

SBRC st[r fXr Solubility/Bioavailability Research Consortium. Gruppen har tagit fram<br />

en metod fXr bestRmning av biolXslighet av metaller i jord. SBRC-metoden Rr en<br />

fXrenklad variant av PBET och kallas Rven Drexler-metoden a16b. Det finns tv[<br />

varianter av SBRC. I den ena ing[r simulering av fysiologin av mag- och tarmdelen,<br />

medan den andra varianten endast inkluderar magdelen hos mRnniskan. <strong>In</strong>gen fXda<br />

tillsRtts i n[gon av modellerna. Den senare modellen benRmns SBET (Simple<br />

Bioaccessibility Extraction Test) och inneh[ller endast ett extraktionstest vilket gXr den<br />

relativt enkel och passar fXr studier med ett stort antal prover.<br />

13


VÄRMEFORSK<br />

UtmRrkande fXr SBRC Rr att tyngdpunkten lagts p[ god korrelation mellan in vivo<br />

biotillgRnglighet och in <strong>vitro</strong> biolXslighet. Studier har ocks[ visat att resultat fr[n den<br />

hRr metoden haft bra korrelation med vRrden fr[n in vivo undersXkningar med grisar<br />

a31b. SBET anvRnds utbrett i USA fXr kadmium, bly och arsenik och rekommenderas<br />

fXr nickel, medan SBRC med b[de mag- och tarmdel rekommenderas vid bestRmning<br />

av biotillgRnglighet av krom och kvicksilver a16b. Metoden ger vRrden fXr vRrsta<br />

tRnkbara scenario (dvs maximal biotillgRnglighet).<br />

HGSGHGV SB1ME<br />

SHIME (Simulator of Human <strong>In</strong>testinal Microbial Ecosystems of <strong>In</strong>fants) Rr en metod<br />

som anvRnds vid Vitoinstitutet i Belgien fXr studier av fXrorenad mark. Modellen<br />

innefattar simulering av magsRck och tunntarm, i vissa fall inkluderas Rven tjocktarm i<br />

modellen genom att mikroflora tillsRtts a28b. Metoden g[r att anvRnda b[de med och<br />

utan tillRgg av fXda. I det senare fallet tillsRtts grRdde fXr att imitera nRringsupptag hos<br />

sm[ barn.<br />

Proceduren utfXrs vanligtvis i en reaktor, men den kan ocks[ utXkas till flera vilket ger<br />

en dynamisk metod. Metoden har frRmst anvRnts fXr bly, men Rven arsenik och<br />

kadmium har testats med SHIME.<br />

HGSGHGX E1M<br />

TIM (TNO gastrointestinal model) Rr en datorstyrd, dynamisk in <strong>vitro</strong> modell med<br />

simulering av magsRck och tunntarm. FXdans vRg genom mag-tarmkanalen simuleras<br />

Xver tid vid fXrh[llanden som r[der efter intag av en halvflytande m[ltid a28b. Reglering<br />

av pH-niv[ sker genom att syra pumpas in i magsRckssektionen och lut i<br />

tunntarmssektionen.<br />

TIM skiljer sig fr[n de flesta metoder genom att magdelen successivt tXms p[ provet<br />

under det att pH-vRrdet sjunker fr[n 5 till 2. Detta fXr att simulera hur pH-niv[n hXjs vid<br />

intag av fXda fXr att sedan [terg[ till normalt pH. Ett flertal extraktionsfraktioner mRts<br />

under hela proceduren som totalt tar ca 7,5 timmar.<br />

HGSGS Q[*,6%25#2 &\ -+ \-$%Z *2$ZY2%<br />

Vid en jRmfXrelse av fem kRnda in <strong>vitro</strong> metoder utfXrd av BARGE (the Bioavailability<br />

Research Group Europe) visades de metoder som endast omfattar simulering av<br />

magsRcken ge hXgre biolXslighet Rn de som Rven inkluderar en tarmdel a28b. Orsaken Rr<br />

sannolikt det l[ga pH-vRrdet i magsRcken. En statisk magmodell (SBET), tre statiska<br />

mag-tarmmodeller (DIN, RIVM och SHIME) samt en dynamisk mag-tarmmodell (TIM)<br />

anvRndes fXr att testa biolXslighet i tre jordar fXrorenade av bly, arsenik och kadmium.<br />

Teknikerna valdes eftersom de i stor utstrRckning anvRnds av BARGE, vars m[l Rr att<br />

etablera tillvRgag[ngssRtt fXr att bestRmma biotillgRnglighet vid platsspecifika<br />

riskbedXmningar. Studien visade att SHIME genomg[ende gav lRgst biolXslighet,<br />

medan SBET resulterade i hXgst vRrden. FXrklaringen Rr sannolikt att fXrekomsten av<br />

fXda i SHIME hXjer pH-vRrdet, vilket i sin tur leder till lRgre lXslighet och dRrfXr hXgre<br />

biolXslighet. SBET [ andra sidan inneh[ller ingen tarmdel med hXgre pH i fXrh[llande<br />

14


VÄRMEFORSK<br />

till magdelen, vilket ger ett lRgre pH Xverlag Rn fXr Xvriga metoder och s[ledes hXgre<br />

lXslighet av metaller a28b.<br />

En av de punkter som skiljer metoderna [t Rr att MB, PBET och SBRC inte tar n[gon<br />

hRnsyn till fXrekomst av fXda i magsaften. Studier har visat att fXda b[de kan reducera<br />

och Xka upptaget av vissa Rmnen. Exempelvis har lXsligheten av bly visat sig kunna Xka<br />

vid nRrvaro av fXda a39b. Huruvida fXda ska inkluderas eller ej i en in <strong>vitro</strong> metod bXr<br />

avgXras fr[n fall till fall beroende p[ vilken fXrorening som ska testas och vilken<br />

m[lgruppen Rr.<br />

P[ grund av variationer i utfXrande och ing[ende parametrar ger olika metoder olika<br />

resultat och olika korrelation till in vivo data. Den variabel som visat sig ha stXrst<br />

betydelse Rr pH-vRrdet i de ing[ende segmenten. En viktig fXrutsRttning fXr att kunna<br />

vRrdera resultatet fr[n in <strong>vitro</strong> tester, Rr att de kan jRmfXras med in vivo data. Det hRr Rr<br />

mXjligt fXr samtliga metoder som nRmns i fXreliggande rapport. Olika metoder fXr att<br />

bestRmma biolXslighet kan vara lika bra Rven om de inte ger samma resultat. Varje<br />

metod har fXr- och nackdelar.<br />

HGU V&5 &\ -+ \-$%Z *2$ZY<br />

N[gra av de parametrar som l[g till grund fXr valet av den in <strong>vitro</strong> metod som anvRndes<br />

i detta projekt var:<br />

! Vilka Rmnen som skulle testas<br />

! Tidsaspekt<br />

! Budget<br />

Upptaget i kroppen skiljer sig fXr olika Rmnen, vissa Rr t.ex. mer lXsliga vid nRrvaro av<br />

fXda, varfXr en metod som simulerar lRmpliga fXrh[llanden fXr fXroreningen bXr vRljas.<br />

Dessutom bXr valet av ing[ende segment, t.ex. mun, matstrupe, magsRck, tunntarm och<br />

kolon, samt den kemiska sammansRttningen i varje del, baseras p[ den m[lgrupp<br />

studien Rr avsedd fXr, eftersom fysiologin och dRrmed mekanismen fXr upptag hos<br />

individen beror p[ [lder, om personen Rr fastande o.s.v. Typen av exponering som<br />

fXrvRntas Rr ocks[ viktig att ha i beaktande. NRr det gRller metaller anses oralt upptag<br />

vara den viktigaste exponeringsvRgen.<br />

Vissa metoder Rr mer tidskrRvande och krRver fler analytiska tester Rn andra. Om en<br />

enkel eller vRldigt komplicerad teknik vRljs, beror p[ hur snabbt resultat som fXrvRntas<br />

och hur stor budgeten Rr, men Rven p[ hur viktigt det Rr att metoden Rr precis. TIM<br />

exempelvis Rr vRldigt komplicerad, men det Rr ocks[ den teknik som bRst avspeglar det<br />

mRnskliga nRringsupptaget.<br />

En annan viktig aspekt som bXr ligga till grund fXr vilken metod som anvRnds, Rr<br />

huruvida ett mer realistiskt resultat eller hXgsta mXjliga biolXslighet fXrvRntas. Fastande<br />

fXrh[llanden med l[gt pH ger troligtvis maximal biolXslighet fXr metaller, medan<br />

nRrvaro av fXda och hXga pH ger mer realistiska vRrden a28b.<br />

15


VÄRMEFORSK<br />

otterligare en faktor att ta hRnsyn till vid val av in <strong>vitro</strong> metod Rr vilket L/S-fXrh[llande<br />

(kvoten mellan vRtskefas och aska) som r[der i in <strong>vitro</strong> testet. Om det Rr relevant att<br />

simulera intag av aska med s.k. pica-beteende, dvs ett Xverdrivet intag av aska, bXr ett<br />

l[gt L/S-fXrh[llande vRljas. Man bXr dock vara medveten om att alltfXr l[ga L/SfXrh[llanden<br />

kan leda till att vattenfasen blir mRttad m.a.p. den specifika fXroreningen,<br />

vilket p[verkar storleken p[ den biotillgRngliga fraktionen. I studier dRr en icke-pica<br />

situation simuleras kan ett L/S-fXrh[llande Xver 100 vara en bra uppskattning av<br />

fXrh[llandet i ett barns mage och fXr en pica-situation L/S 30 a21b.<br />

Den sammantagna bedXmningen av lRmplig metod att anvRnda i detta projekt fXr att<br />

bestRmma biolXslig halt av arsenik och ett urval av metaller fXll p[ RIVMs in <strong>vitro</strong><br />

metod. FXrdelarna med denna var:<br />

! att metoden i hXg grad liknade mRnniskans mag-tarmprocesser (inkluderade<br />

munh[le-, mag- och tarmdel).<br />

! att den Rr relativt enkel att utfXra jRmfXrt med t.ex. kolonnfXrsXk.<br />

! att det var praktiskt mXjligt att inkludera ett anaerobt steg om behov fanns, vilket<br />

kunde vara av betydelse fXr att maximera biolXsligheten av arsenik som har<br />

hXgre lXslighet vid anaeroba fXrh[llanden Rn aeroba.<br />

! att kunskap om metoden fanns i Sverige, SLU, Uppsala.<br />

! att metoden har varit en av dem som ing[tt i BARGE-studien a28b<br />

! att mXjligheten att anvRnda fXda fanns<br />

I projektet skulle biolXslighet av arsenik och ett urval av metaller bestRmmas under ett<br />

”worst case scenario”. Av det skRlet valdes att anvRnda den variant av metoden som inte<br />

inkluderade fXda.<br />

16


VÄRMEFORSK<br />

S 92#$[*+-+. &\ "-Z56#5-. ,%&7$-Z+ &\ &%#2+-7N &+$-*Z+ Z'3<br />

2$$ /%\&5 &\ *2$&552% - 2$$ &+$&5 ,6%"%[++-+.#&#7Z% *2Y<br />

R1VM# -+ \-$%Z *2$ZY<br />

Syftet med experimentet var att bestRmma den biolXsliga fraktionen av antimon,<br />

arsenik, bly, kadmium, koppar, krom, nickel och zink i sju utvalda fXrbrRnningsaskor<br />

vid tv[ olika partikelstorleksfraktioner (c63 dm och c2 mm). De undersXkta<br />

fXrbrRnningsaskorna kommer fr[n olika anlRggningar och representerar olika kategorier<br />

av askor m.a.p. typ av aska (flyg- eller bottenaska), panna, brRnsle samt lagringstid och<br />

beskrivs mer utfXrligt i Tabell 4. Strategin vid val av aska var att anvRnda ett brett urval<br />

av askor fXr att f[ en uppfattning om variationen i biolXslighet mellan olika slags askor.<br />

De tv[ olika undersXkta partikelstorleksfraktionerna Rr valda fXr att representera<br />

avsiktligt (c2 mm) och oavsiktligt (c63 dm) intag av aska. Vid riskbedXmningar utg[r<br />

man ifr[n den exponering som ett barn kan utsRttas fXr. Barn kan fXrvRntas inta<br />

aska/jord genom att avsiktligt stoppa den i munnen. Aska kan ocks[ intas oavsiktligt d[<br />

ett barn stoppar nedsmutsade fingrar eller fXrem[l i munnen. Studier har visat att den<br />

mest troliga partikelstorleksfraktionen vid ofrivilligt intag av jord Rr 0-50 dm a33b. I<br />

denna studie representerar storleksfraktionen 0-63 dm ofrivilligt intag (63 dm Rr en<br />

vanligt fXrekommande standardsikt), medan storleksfraktionen 0-2 mm representerar<br />

frivilligt intag. I partikelstorleksfraktionen 0-2 mm ing[r dRrmed storleksfraktion 0-63<br />

dm.<br />

Studien inkluderar ocks[ aska fr[n en lysimeter p[ SGI:s lysimeterfRlt. LysimeterfRltet<br />

anlades 1991 i syfte att mXjliggXra l[ngvariga fRltmRssiga studier av vattenbalans,<br />

deponeringsteknik, utlakning och fastlRggning i restprodukter och naturliga material. En<br />

av lysimetrarna som startades 1993 innehXll 14 ton bottenaska fr[n fXrbrRnning av<br />

avfall i rosterugn vid Tekniska Verken LinkXping a13b. Lysimetern grRvdes ut 2005 och<br />

prover togs p[ olika niv[er fXr analys i laboratoriet. Prov f[r utgrRvningen sparades och<br />

material fr[n tv[ olika djup i marken, 20 cm och 90 cm utnyttjades i denna studie.<br />

Askan representerar en aska som [ldrats under naturliga fXrh[llanden och som<br />

karbonatiserats i kontakt med atmosfRriskt koldioxid.<br />

SG8 M2$ZY"2#7%-\+-+.<br />

RIVMs in <strong>vitro</strong> metod fXr bestRmning av biolXslighet simulerar<br />

nedbrytningsprocesserna i saliv, magsaft, tunntarmsvRtska och galla hos barn och finns<br />

utfXrligt beskriven i Oomen et al. a28b. Kortfattat, s[ vRgdes ungefRr 0,06 g aska (siktad<br />

till antingen c2mm eller c63dm) in i provrXr och lakades i tre steg med 1) syntetisk<br />

saliv (37 uC, pH 6,5, 5 min p[ skak) 2) syntetisk magsaft (37 uC, pH 1,5, 2 tim p[ skak)<br />

och 3) syntetisk galla och tunntarmsvRtska (37 uC, pH 6,0, 2 tim p[ skak). <strong>In</strong>neh[llet i<br />

de olika vRtskorna anges i Tabell 3. Volymen vid sista steget var 60 ml vilket gav ett<br />

L/S-fXrh[llande p[ 1000 och simulerade en non-pica situation, dvs normalt (ofrivilligt<br />

eller frivilligt) intag. Metallhalten i vRtskefasen efter tredje steget, dvs i tarmvRtskan,<br />

centrifugerades 5 minuter vid 2750 g och analyserades dRrefter i duplikat med ICP-AES<br />

17


VÄRMEFORSK<br />

(<strong>In</strong>duktivt kopplad plasma-atomemissions spektroskopi) och relaterades till invRgd<br />

mRngd prov. Den biolXsliga fraktionen, Fb (%), i askorna berRknades som kvoten mellan<br />

biolXslig halt (dg g -1 ) och totalhalt (dg g -1 ). Totalhalten av Cr, Cu, Ni och Zn i askorna<br />

analyserades i ett replikat med ICP-AES och totalhalten av As, Cd, Pb och Sb med<br />

hXgupplXsande ICP-MS (<strong>In</strong>duktivt kopplad plasma-masspektrometri) efter aqua regia<br />

extraktion (extraktion med blandning av konc. saltsyra och salpetersyra) enligt<br />

modifierad ASTM D3683. FXrutom de element som ingick i studien analyserades<br />

ytterligare metaller (se bilaga A). Vissa metalloxider, dRribland aluminiumoxid,<br />

jRrnoxid och manganoxid, samt summan av alla metalloxider i askorna analyserades<br />

ocks[ med ICP-AES (bilaga A). GlXdningsfXrlust (LOI, Loss on ignition) analyserades<br />

ocks[ i de olika askorna och Rr den viktminskning hos ett prov efter glXdgning vid<br />

1000°C. LOI speglar halten organiskt material i provet. Samtliga analyser utfXrdes av<br />

Analytica som Rr ett ackrediterade laboratorium.<br />

Tabell 3. Sammanställning av innehåll i de olika lakvätskorna som inkluderas i RIVMs in <strong>vitro</strong><br />

metod för bestämning av biolöslig fraktion.<br />

Saliv<br />

Mucin<br />

Amylas<br />

Urea<br />

Urinsyra<br />

Fosfatbuffert<br />

Natriumhydroxid<br />

Kalium<br />

Natriumklorid<br />

Natriumsulfat<br />

Natriumtiocyanat<br />

pH 6,5<br />

Magsaft<br />

Saltsyra<br />

Fosfatbuffert<br />

Kalciumklorid<br />

Ammoniumklorid<br />

Natriumklorid<br />

Kaliumklorid<br />

Glukos,<br />

Glukoronsyra<br />

Serumalbumin<br />

Pepsin<br />

Mucin<br />

SG8G8 S$&$-#$-#7 &+&50#<br />

pH 1,07 (pH 1,5 med saliv)<br />

Mixed Model ANOVA (Analysis of variance) anvRndes som statistisk metod fXr att<br />

undersXka effekten av i) partikelstorleksfXrdelning, (c63 dm eller c2 mm), ii) totalhalt<br />

av specifikt element i askan, samt iii) asktyp (flygaska, bottenaska eller blandning av<br />

dessa) p[ den biotillgRngliga fraktionen av de olika elementen. Mixed model ANOVA<br />

anvRndes ocks[ fXr att undersXka effekten av i) partikelstorleksfXrdelning och ii) asktyp<br />

p[ totalhalten av de olika elementen. Vid dessa analyser behandlades<br />

partikelstorleksfXrdelning och asktyp som ”fixed factors” och totalhalt som en<br />

”covariate factor”.<br />

18<br />

Galla och tunntarmsvätska<br />

Saltsyra<br />

Kaliumklord<br />

Natriumklorid<br />

Kalciumklorid<br />

Magnesiumklorid<br />

Fosfatbuffert<br />

Bikarbonatbuffert<br />

Serumalbumin<br />

Lipas<br />

Pankreatin<br />

Galla<br />

Urea<br />

pH 8 (pH 5,5 med saliv och magsaft)


Tabell 4. Beskrivning av de undersökta förbränningsaskorna<br />

19<br />

VÄRMEFORSK<br />

Benämning Askproducent Typ av aska Lagrings-tid Panna/<br />

Eldningssätt Bränsle Övrigt<br />

Vattenfall flygaska<br />

Mälarenergi<br />

Flygaska<br />

Fortum Flygaska<br />

Fortum Ecoaska<br />

SYSAV Bottenaska<br />

Norrtälje vägaska<br />

Lysimeteraska<br />

Uppsala<br />

kraftvärmeverk<br />

Vattenfall<br />

Kraftvärmeverket i<br />

Västerås,<br />

Mälarenergi<br />

Nynäshamns<br />

kraftvärmeverk i<br />

Norvik<br />

Nynäshamns<br />

kraftvärmeverk i<br />

Norvik<br />

Malmös<br />

Kraftvärmeverk<br />

SYSAV<br />

Norrtälje Energi <strong>AB</strong><br />

värmeverk<br />

Gärstadsverken,<br />

Linköping<br />

Flygaska<br />

Flygaska<br />

Flygaska<br />

Grövre fraktion av flygaska som<br />

avskiljs innan ”Economizern”<br />

Bottenaska<br />

Blandning av bottenaska (ca 70%)<br />

och flygaska (ca 30%) som släckts i<br />

vattenbad innan utläggning på väg.<br />

Bottenaska som varit nedgrävd i en<br />

lysimeteranläggning (1993-2005)<br />

utanför SGI i Linköping. Askan är<br />

tagen från 20 cm djup och 90 cm<br />

djup.<br />

Drygt 1 år<br />

Drygt 1 år<br />

Drygt 1 mån<br />

Drygt 1 mån<br />

1 år<br />

Askvägbeläggningen<br />

har legat 7 år och<br />

därefter grävts upp och<br />

lagrats i påsar ett år<br />

innan analys.<br />

Askan har legat i<br />

lysimeteranläggning i<br />

13 år och därefter<br />

grävts upp och lagrats i<br />

påsar i kylrum i drygt<br />

ett år innan analys.<br />

Pulverpanna<br />

1200 ºC<br />

Fluidiserad bädd<br />

850 ºC<br />

Fluidiserad bädd<br />

850 ºC<br />

Fluidiserad bädd<br />

850 ºC<br />

Rosterpanna<br />

1050 ºC<br />

Rosterpanna<br />

Rosterpanna<br />

Trä, torv<br />

Kol, torv<br />

Returträ<br />

Returträ<br />

Avfall<br />

Stamved,<br />

spån, grot<br />

Avfall<br />

Hög molybdenhalt<br />

Askan har lagts<br />

ut i Tranbol för att<br />

studera dess<br />

potential som<br />

vägbeläggning.<br />

Lysimeteraskan<br />

finns utförligt<br />

beskriven i<br />

Fällman, 1997<br />

[13]


VÄRMEFORSK<br />

SGH<br />

R2#/5$&$<br />

I Tabell 5 redovisas siktningsresultaten fXr de olika askorna. Den biolXsliga fraktionen<br />

av de olika metallerna i de undersXkta fXrbrRnningsaskorna redovisas i figur 1x8. Den<br />

biolXsliga halten, totalhalten och den biolXsliga fraktionen av de olika metallerna i<br />

respektive aska redovisas i Tabell 6. I Tabell 7 redovisas de signifikansniv[er fXr den<br />

variansanalys som anvRndes fXr att undersXka effekten av partikelstorlek, asktyp och<br />

totalhalt p[ den biolXsliga fraktionen av de olika elementen, samt effekten av<br />

partikelstorleksfaktion och asktyp p[ totalhalten av de olika elementen.<br />

Generellt kan sRgas att variationen i biolXslig fraktion, Fb, var stXrre mellan de olika<br />

elementen Rn mellan de olika askorna (Figur 1-8, Tabell 6). De olika elementens<br />

biolXsliga fraktion uppmRttes i duplikat i askorna och variationen mellan duplikaten var<br />

med ett f[tal undantag relativt sm[ (oftast mindre Rn 10 %). Analys av biolXslig fraktion<br />

av de olika elementen i den referensjord som anvRndes som intern kontroll hade god<br />

repeterbarhet.<br />

SGHG8 S-7$&+&50#<br />

I samtliga flygaskor siktades nRrmre 100% av askan till c2 mm (Tabell 5). Med<br />

undantag av Vattenfalls flygaska siktades ungefRr en tredjedel till c63 dm i samtliga<br />

flygaskor. FXrutom i NorrtRlje vRgaska (som ju ocks[ innehXll 30% flygaska) siktades<br />

70-75% av askan till >2 mm i de Xvriga bottenaskorna. I dessa tre askor hade c6% av<br />

askan en partikelstorlek c63 dm.<br />

Tabell 5. Siktresultat för de olika askorna<br />

Aska >2mm (%)


Tabell 6. Biolöslig halt, totalhalt samt biolöslig fraktion av ett antal metaller i olika förbränningsaskor. (FA = flygaska, BA = bottenaska)<br />

As<br />

Cd<br />

Cr<br />

Cu<br />

Ni<br />

Pb<br />

Sb<br />

Zn<br />

Vattenfall<br />

FA<br />


VÄRMEFORSK<br />

Tabell 7. Signifikansnivåer för analys med mixed model ANOVA avseende effekten av (i)<br />

partikelstorlek (


Biolöslig fraktion (%)<br />

110<br />

100<br />

90<br />

80<br />

70<br />

60<br />

50<br />

40<br />

30<br />

20<br />

10<br />

0<br />


VÄRMEFORSK<br />

SGHGS K&Y*-/*<br />

Med undantag fXr Fortums flygaska c63 dm berRknades den biolXsliga fraktionen av<br />

kadmium till mellan 50-75% i samtliga askor (Figur 2, Tabell 6). Det fanns ingen<br />

skillnad i biolXslig fraktion av kadmium mellan de b[da partikelstorleksfraktionerna<br />

(c63 dm och c2 mm, ANOVAs p=0,400). DRremot var totalhalten kadmium hXgre vid<br />

den mindre partikelstorleksfraktionen (c63 dm, ofrivilligt intag) jRmfXrt med den stXrre<br />

(c2 mm, frivilligt intag, ANOVAs p=0,000). Totalhalten kadmium hade dock ingen<br />

inverkan p[ storleken hos den bilXsliga fraktionen av kadmium (ANOVA, p=0,170).<br />

Den biolXsliga fraktionen av kadmium var hXgre i bottenaskorna jRmfXrt med i<br />

flygaskorna (ANOVA, p=0,036), dRremot fanns det ingen skillnad i totalhalten<br />

kadmium mellan flygaskor och bottenaskor (ANOVA, p=0,500).<br />

I lysimeteraskan fr[n 20 cm djup var den biolXsliga fraktionen av kadmium n[got hXgre<br />

(74% vid c2 mm och 69% vid c63 dm) Rn vid 90 cm djup (59% vid c2 mm och 66%<br />

vid c63 dm, Tabell 6). Skillnaden i biolXslig fraktion mellan de b[da djupen var stXrst<br />

fXr askor siktade till c2 mm. Totalhalten kadmium var hXgre vid den mindre<br />

partikelstorleksfraktionen (20-22%, c63 dm) jRmfXrt med den stXrre<br />

partikelstorleksfraktionen (9-11%, c2 mm) Rven fXr lysimeteraskorna och lika p[ de<br />

olika djupen (Tabell 6).<br />

Biolöslig fraktion (%)<br />

100<br />

90<br />

80<br />

70<br />

60<br />

50<br />

40<br />

30<br />

20<br />

10<br />

0<br />


SGHGU K%Z*<br />

VÄRMEFORSK<br />

Med undantag fXr Vattenfalls flygaska och NorrtRlje vRgaska c63 dm var den biolXsliga<br />

fraktionen av krom ! 12% och betydligt lRgre Rn den biolXsliga fraktionen av Xvriga<br />

element i fXrbrRnningsaskorna (Figur 1-8, Tabell 6). Den biolXsliga fraktionen av krom<br />

var hXgre i askor siktade till den mindre partikelstorleksfraktionen som representerade<br />

ofrivilligt intag (c63dm) jRmfXrt med den stXrre partikelstorleksfraktionen som<br />

representerar frivilligt intag (c2mm, ANOVA, p=0,032). Den biolXsliga fraktionen av<br />

krom var ocks[ stXrre i flygaskor jRmfXrt med i bottenaskor (ANOVA, p=0,005). :ven<br />

totalhalten krom var hXgre i flygaskor jRmfXrt med i bottenaskor (ANOVA, p=0,001).<br />

DRremot hade totalhalten krom ingen inverkan p[ den biolXsliga fraktionen av krom<br />

(ANOVA, p=0,500). Partikelstorleksfraktionen hade ingen inverkan p[ totalhalten av<br />

krom (ANOVA, p=0,066).<br />

I lysimeteraskan var den biolXsliga fraktionen av krom ungefRr densamma (4-8%) vid<br />

de b[da djupen och n[got mindre hos den stXrre partikelstorleksfraktionen (>2mm).<br />

Totalhalten krom var betydligt hXgre i lysimeteraska siktad till c63 dm (600 dg/g)<br />

jRmfXrt med d[ dessa siktats till c2 mm (370 dg/g) vid b[da djupen.<br />

Biolöslig fraktion (%)<br />

100<br />

90<br />

80<br />

70<br />

60<br />

50<br />

40<br />

30<br />

20<br />

10<br />

0<br />


VÄRMEFORSK<br />

SGHGR KZ]]&%<br />

Den biolXsliga fraktionen av koppar var relativt hXg och l[g mellan 20 och 70% i de<br />

olika fXrbrRnningsaskorna och var generellt sett hXgre vid partikelfraktion c63 dm<br />

(ofrivilligt intag) jRmfXrt med partikelfraktion c2 mm (ofrivilligt intag, Figur 4, Tabell<br />

6, ANOVA, p=0,012). Totalhalten koppar hade ocks[ en inverkan p[ den biolXsliga<br />

fraktionen av koppar, som var hXgre vid lRgre totalhalt (ANOVA, 0,023). DRremot s[gs<br />

ingen skillnad i biolXslig fraktion mellan flygaskor och bottenaskor (ANOVA,<br />

p=0,060). Partikelstorleksfraktionen hade ingen inverkan p[ totalhalten koppar<br />

(ANOVA, p=0,700). Totalhalten var dock hXgre i bottenaskor jRmfXrt med i flygaskor<br />

(ANOVA, p= 0,002).<br />

I lysimeteraskan var den biolXsliga fraktionen av koppar mindre och totalhalten koppar<br />

lRgre p[ 20 cm djup jRmfXrt med den p[ 90 cm djup vid b[da<br />

partikelstorleksfraktionerna (Tabell 6). Den biolXsliga fraktionen fXr lysimeteraska<br />

siktad till c2 mm, var 25% vid 20 cm djup och 47% vid 90 cm djup. Vid<br />

partikelstorleksfraktion c63 dm var motsvarande siffror 64% resp 72% fXr 20 resp 90<br />

cm djup. Totalhalterna koppar i lysimeteraskorna l[g mellan 4800 och 5900 dg/g.<br />

Biolöslig fraktion (%)<br />

100<br />

90<br />

80<br />

70<br />

60<br />

50<br />

40<br />

30<br />

20<br />

10<br />

0<br />


SGHG_ >-'725<br />

VÄRMEFORSK<br />

Den biolXsliga fraktionen av nickel l[g mellan 12 och 52% i de olika<br />

fXrbrRnningsaskorna (Figur 5, Tabell 6). Den biolXsliga fraktionen av nickel i flygaskan<br />

fr[n Vattenfall kunde inte berRknas d[ den biolXsliga halten inte kunde detekteras. Det<br />

fanns ingen skillnad i biolXslig fraktion av nickel som berodde p[<br />

partikelstorleksfraktion (ANOVA, p=0,500), totalhalten av nickel (ANOVA, p=0,110),<br />

eller asktyp (ANOVA, p=0,057). DRremot hade b[de partikelstorleksfraktion och asktyp<br />

en inverkan p[ totalhalten nickel, s[dan att totalhalten var hXgre vid den lRgre<br />

partikelstorleksfraktionen som representerar ofrivilligt intag (ANOVA, p=0,003) och<br />

totalhalten hXgre i bottenaskor jRmfXrt med i flygaskor (ANOVA, pc0,0005).<br />

I lysimeteraskan var den biolXsliga fraktionen av nickel lRgre p[ 20 cm djup jRmfXrt<br />

med p[ 90 cm djup, fXr b[da partikelstorleksfraktionerna (Tabell 6). B[de biolXslig<br />

fraktion och totalhalt av nickel var lRgre vid den stXrre partikelstorleksfraktionen<br />

jRmfXrt med den lRgre (Tabell 6).<br />

Biolöslig fraktion (%)<br />

100<br />

90<br />

80<br />

70<br />

60<br />

50<br />

40<br />

30<br />

20<br />

10<br />

0<br />

i.d.<br />


VÄRMEFORSK<br />

SGHGV 950<br />

Den biolXsliga fraktionen av bly var relativt hXg (aldrig under 10%) och varierade<br />

mellan 14 och 60%. Den biolXsliga fraktionen av bly berodde inte p[<br />

partikelstorleksfraktion (ANOVA, p=0,056) eller asktyp (ANOVA, p=0,210). DRremot<br />

var den biolXsliga fraktionen av bly hXgre vid lRgre totalhalt av bly i askorna (ANOVA,<br />

p=0,021). Varken partikelstorleksfraktion eller asktyp hade n[gon inverkan p[ den<br />

totala halten av bly (ANOVA, p=0,500 respektive p=0,300).<br />

I lysimeteraska fr[n b[da djupen (20 resp 90 cm) var den biolXsliga fraktionen av bly<br />

betydligt hXgre vid partikelstorleksfraktion c63 dm (ofrivilligt intag) jRmfXrt med vid<br />

c2 mm (frivilligt intag, Tabell 6). Totalhalten bly var hXgre i askan fr[n 20 cm djup<br />

(3250 dg/g, c63 dm och 3740 dg/g ,c2 mm) jRmfXrt med den fr[n 90 cm djup (2190<br />

dg/g, c63 dm, 3170 dg/g, c2 mm, Tabell 6).<br />

Biolöslig fraktion (%)<br />

100<br />

90<br />

80<br />

70<br />

60<br />

50<br />

40<br />

30<br />

20<br />

10<br />

0<br />


SGHGX A+$-*Z+<br />

VÄRMEFORSK<br />

Den biolXsliga fraktionen av antimon var c30% i samtliga askor dRr denna kunde<br />

bestRmmas. I tre fall var totalhalten antimon under detektionsgrRnsen och den biolXsliga<br />

fraktionen kunde inte berRknas. Det fanns ingen skillnad i biolXslig fraktion av antimon<br />

mellan de b[da partikelstorleksfraktionerna (ANOVA, p=0,400). <strong>In</strong>te heller totalhalten<br />

antimon hade n[gon betydelse fXr den biolXsliga fraktionen av antimon (ANOVA,<br />

p=0,300). DRremot hade asktypen en inverkan p[ den biolXsliga fraktionen, som var<br />

stXrre i flygaska Rn i bottenaska (ANOVA, p=0,002).<br />

Det fanns dock ingen skillnad i totalhalten antimon som berodde p[ skillnader i asktyp<br />

(ANOVA, p=0,076), men den biolXsliga fraktionen av antimon var hXgre vid den<br />

mindre partikelstorleksfraktionen (c63 dm, ofrivilligt intag) jRmfXrt med den stXrre (c2<br />

mm, frivilligt intag, ANOVA, p=0,014).<br />

I lysimeteraskan l[g den biolXsliga fraktionen antimon mellan 13-22% och var stXrre i<br />

partikelstorleksfraktion c63 dm jRmfXrt med c2 mm. Totalhalten antimon l[g mellan<br />

120-231 dg/g och var ocks[ hXgre i den mindre partikelstorleksfraktionen.<br />

Biolöslig fraktion (%)<br />

100<br />

90<br />

80<br />

70<br />

60<br />

50<br />

40<br />

30<br />

20<br />

10<br />

0<br />

i.d. i.d. i.d.<br />


VÄRMEFORSK<br />

SGHGT `-+7<br />

Den biolXsliga fraktionen av zink varierade mellan 0,7 och 63% i de olika askorna. Det<br />

fanns ingen skillnad i biolXslig fraktion av zink som berodde p[ partikelstorleksfraktion<br />

(ANOVA, p=0,053), totalhalt (ANOVA, p=0,071) eller asktyp (ANOVA, p=0,072).<br />

DRremot hade b[de partikelstorleksfraktion (ANOVA, p=0,001) och asktyp (ANOVA,<br />

p=0,013) en inverkan p[ totalhalten zink i fXrbrRnningsaskorna, s[ att totalhalten var<br />

hXgre vid den mindre partikelstorleksfraktionen (c63 dm, ofrivilligt intag) jRmfXrt med<br />

den stXrre (c2 mm, frivilligt intag) och hXgre i flygaskorna jRmfXrt med i bottenaskorna.<br />

I lysimeteraskorna l[g den biolXsliga fraktionen av zink mellan 50-58% och var n[got<br />

hXgre vid 90 cm djup Rn vid 20 cm djup (Tabell 6). Totalhalten zink var betydligt hXgre<br />

i partikelstorleksfraktion c63 dm jRmfXrt med c2 mm i lysimeteraskorna (Tabell 6).<br />

Biolöslig fraktion (%)<br />

100<br />

90<br />

80<br />

70<br />

60<br />

50<br />

40<br />

30<br />

20<br />

10<br />

0<br />


VÄRMEFORSK<br />

I denna studie undersXktes inte i vilken kemisk form de olika metallerna fXrel[g i<br />

askorna, men det Rr troligt att de observerade skillnaderna i biolXslig fraktion mellan de<br />

olika metallerna berodde p[ i vilken kemisk form de var bundna till askan. Studier har<br />

visat att metaller fXrdelar sig heterogent mellan olika fasta faser (oxider, sulfider eller<br />

karbonater) snarare Rn homogent Xver alla partikelslag i askor a14b, och olika metaller<br />

olika heterogent.<br />

SGSG8 A%#2+-7<br />

Den biolXsliga fraktionen av arsenik i askorna var generellt sett mycket hXgre Rn den<br />

biolXsliga fraktionen av Xvriga analyserade element. Arsenik ses ofta ha hXgre<br />

biolXslighet och mobilitet jRmfXrt med andra Rmnen, vilket kan fXrklaras av att arsenik<br />

fXrekommer som oxyanjoner och Rr mobilt Xver ett brett redox-intervall och vid vanligt<br />

fXrekommande pH-vRrden i grundvatten (pH 6,5-8,5). Om man studerar specieringen<br />

av arsenik i Eh-pH diagram a35b kan man utlRsa att arsenik vid pH 6,5 under oxiska<br />

fXrh[llanden (som i in <strong>vitro</strong> testets sista segment) fXreligger som As(V), men att den<br />

troligaste formen av arsenik i en verklig reducerad miljX i tarmen vid pH 6,5 Rr As(III).<br />

Man kan dRrfXr inte utesluta att den biolXsliga fraktionen av arsenik kan bli Rnnu hXgre<br />

in vivo jRmfXrt med vad som bestRmdes i denna studie. Som tidigare p[pekats Rr det<br />

viktigt att kunna p[visa ett linjRrt samband mellan in <strong>vitro</strong> data och in vivo data. FXr<br />

arsenik finns studier gjorda dRr in <strong>vitro</strong> data som genererats med andra in <strong>vitro</strong> metoder<br />

Rn RIVMs, b[de de som endast simulerar matsmRlningsprocessen i magen och de som<br />

ocks[ inkluderar processen i tarmen, funnits korrelera vRl med in vivo biotillgRnglighet<br />

(fXr referenser hRnvisas till a15b). Med RIVMs metod har in <strong>vitro</strong> biolXslighet av t.ex.<br />

kadmium visat p[ god korrelation med in vivo data, medan ingen linjRr korrelation<br />

mellan in <strong>vitro</strong> och in vivo biotillgRnglighet av bly funnits a16b. Det saknas Rnnu studier<br />

av korrelation mellan in <strong>vitro</strong> och in vivo data fXr arsenik med RIVMs metod. Tolkning<br />

av data fr[n RIVMs in <strong>vitro</strong> test av biolXslig fraktion av arsenik i denna studie bXr<br />

dRrfXr gXras med fXrsiktighet tills validering med in vivo studier finns tillgRngliga.<br />

MXjligheten att utfXra RIVMs in <strong>vitro</strong> test med det sista steget under anaeroba<br />

fXrh[llanden XvervRgdes eftersom arsenik Rr mer lXsligt vid anaeroba jRmfXrt med<br />

aeroba fXrh[llanden och att reducerade fXrh[llanden r[der i tarmen. Denna fXrRndring<br />

av metoden fXr att mera likna ett worst-case scenario ans[gs dock ej meningsfull<br />

eftersom den biolXsliga fraktionen av arsenik, speciellt i flygaskorna, redan var vRldigt<br />

hXg.<br />

Det kan finnas olika fXrklaringar till varfXr arsenik var olika biolXsligt i de olika<br />

askorna. En trolig fXrklaring kan vara att arsenik i olika grad var associerad till oxider,<br />

sulfider och karbonater i de olika askorna och dRrmed hade olika benRgenhet att lakas ur<br />

dessa. Arseniks lXslighet i aeroba, pH-neutrala eller svagt sura miljXer verkar till stor<br />

del kontrolleras av sorption till framfXrallt jRrnoxider men Rven aluminium- och<br />

manganoxider. I studier av oang et al. a40ba42b har betydelsen av olika jordparametrar<br />

undersXkts fXr biolXslighet av As(III) och As(V) i 36 olika jordar. Studierna visade med<br />

hjRlp av multivariat regression att de parametrar som kontrollerade biolXsligheten av<br />

As(V) framfXrallt var pH och jRrnoxidinneh[ll. FXr As(III) kunde 80% av variationen i<br />

biolXslig halt fXrklaras med fem olika jordparametrars jRrnoxidhalt, manganoxidhalt,<br />

pH, katjonbyteskapacitet (CEC) och siltinneh[ll.<br />

31


VÄRMEFORSK<br />

I denna studie visades den biolXsliga fraktionen av arsenik minska linjRrt (R 2 =0,71) med<br />

den sammanlagda halten av jRrn-, aluminium- och mangan i askorna (Figur 9), vilka<br />

antas fXreligga som oxider. DRremot fanns ingen linjRr korrelation mellan organisk halt<br />

(R 2 = 0,01), totala metalloxidhalten (R 2 = 0,01) eller totalhalten arsenik (R 2 =0,14) i<br />

askorna med den biolXsliga halten av arsenik.<br />

Biolöslig fraktion As (%)<br />

120,0<br />

100,0<br />

80,0<br />

60,0<br />

40,0<br />

20,0<br />

R 2 = 0,71<br />

0,0<br />

0,0 5,0 10,0 15,0 20,0 25,0 30,0<br />

Sammanlagda mängden järn-, aluminium-<br />

och manganoxid i askan (%)<br />

Figur 9. Den biolösliga fraktionen av arsenik plottad mot den sammanlagda mängden järn,<br />

aluminium och mangan (vilka antogs föreligga som oxider) i de olika<br />

förbränningsaskorna. I diagrammet anges den anpassade linjens R 2 -värde.<br />

Figure 9. The bioaccessible fraction of arsenic plotted against the sum of iron, aluminium and<br />

manganese (presumably present as oxides) in the different ashes. The R 2 -value of the<br />

linearized model is shown in the diagram.<br />

SGSGH K%Z*<br />

Den biolXsliga fraktionen av krom var mycket lRgre Rn den biolXsliga fraktionen av<br />

Xvriga metaller (Tabell 6). Detta har ocks[ visats gRlla i andra studier. BiolXslighet av<br />

krom analyserad med RIVMs in <strong>vitro</strong> metod har i jord fr[n lekplatser i urban miljX<br />

tidigare funnits variera mellan 1,9 och 4,5% beroende p[ partikelstorlek och mRngd jord<br />

som anvRnts i testet a22b. Med andra in <strong>vitro</strong> metoder har biolXslig fraktion av krom i<br />

fXrorenad jord uppmRtts till mellan 5 och 70% beroende p[ kroms oxidationstal och<br />

koncentration a36b.<br />

Under oxiska fXrh[llanden vid pH 6,5 och m[ttliga eller l[ga redox-potentialer<br />

fXreligger krom i trevRrdform och bildar kromhydroxid a12b som har relativt l[g<br />

32


VÄRMEFORSK<br />

lXslighet. Detta skulle eventuellt kunna fXrklara den l[ga biolXsliga fraktionen av krom i<br />

askorna.<br />

I en studie av biolXslighet av Cr(III) och Cr(IV) i jord a37b fann man att koncentrationen<br />

av krom hade marginell betydelse fXr den biolXsliga fraktionen, medan jordar med hXga<br />

halter organiskt kol innehXll lRgre halter biolXsligt krom Rn jordar med l[gt inneh[ll av<br />

kol. Detta har fXrklarats med att organiskt material kan fungera som elektrondonatorer<br />

och reducera Cr(VI) till Cr(III) som har relativt l[g lXslighet a20b. Eftersom den<br />

biolXsliga fraktionen av krom i fXreliggande studie var vRldigt l[g, fanns en misstanke<br />

om att nRrvaron av organiskt kol i fXrbrRnningsaskorna kunde vara orsaken. I denna<br />

studie fanns dock ingen linjRr korrelation mellan biolXslig fraktion av krom och<br />

organisk halt (analyserad med LOI) som kunde fXrklara skillnader mellan biolXslig<br />

fraktion av krom i de undersXkta fXrbrRnningsaskorna. Det fanns heller ingen<br />

korrelation mellan biolXslig fraktion av krom och totalhalten krom i denna studie.<br />

SGSGS 950<br />

Den biolXsliga fraktionen av bly var relativt hXg och varierade mellan 14 och 60% i<br />

denna studie. Tidigare studier har visat att den biolXsliga fraktionen av bly Rr starkt<br />

korrelerad till pH i mag-tarmvRtskan a41ba30b. I denna studie justerades pH infXr varje<br />

nytt lakningssteg, men vid kontroll efter inkuberingarna i de olika lakvRtskorna kunde<br />

ibland ett n[got fXrhXjt pH-vRrde uppvisas eftersom vissa askor var starkt buffrande. De<br />

askor som var sv[rast att buffra i denna studie var Vattenfalls flygaska, Fortums<br />

flygaska och Fortums Ecoaska. Vid analys observerades dock ingen korrelation mellan<br />

pH i tunntarmsvRtskan och biolXslig fraktion i denna studie (R 2 =0,10). Eftersom vi inte<br />

kRnner till specieringen av bly i askorna Rr det oklart hur stor betydelse denna haft fXr<br />

storleken p[ den biolXsliga fraktionen.<br />

SGSGU K&Y*-/*<br />

Den biolXsliga fraktionen av kadmium var relativt hXg i de olika askorna och varierade<br />

mellan 50 och 75%. <strong>In</strong>ga in <strong>vitro</strong> studier har [terfunnits i litteraturen som utrett orsaker<br />

till variation i biolXslighet av kadmium.<br />

SGSGR A+$-*Z+<br />

Eftersom antimon liksom arsenik Rr ett redox-kRnsligt element fXrvRntades det att de<br />

biolXsliga fraktionerna fXr dessa Rmnen skulle vara lika. Till skillnad fr[n arsenik var<br />

dock storleken p[ den biolXsliga fraktionen av antimon relativt l[g c30%. Eftersom vi<br />

inte kRnner till specieringen av antimon och kunskaper om fXrekomstformer och<br />

tillgRnglighet i jord Rr bristfRllig, Rr orsaken till detta inte kRnd.<br />

SGSG_ KZ]]&%<br />

Den biolXsliga fraktionen av koppar var relativt hXg och varierade mellan 20-70% i de<br />

olika askorna och var generellt sett hXgre vid partikelstorleksfraktion c63 dm jRmfXrt<br />

33


VÄRMEFORSK<br />

med partikelstorleksfraktion c2 mm. <strong>In</strong>ga kRnda in <strong>vitro</strong> studier har [terfunnits i<br />

litteraturen som utrett orsaker till variationer i biolXslighet av koppar.<br />

SGSGV 92$0Y25#2 &\ ]&%$-725#$Z%527N $Z$&53&5$ Z'3 &#7$0]<br />

Med undantag av arsenik, krom och koppar hade partikelstorleksfXrdelningen ingen<br />

betydelse fXr storleken p[ den biolXsliga fraktionen i de undersXkta metallerna i denna<br />

studie. Det kan kanske delvis fXrklaras av att ungefRr 1/3 av mRngden aska som var<br />

siktad till c2 mm i flygaskorna utgjordes av partiklar som var c63 dm (Tabell 5). I<br />

fXreliggande studie var den biolXsliga fraktionen av arsenik, krom och koppar n[got<br />

hXgre vid den mindre partikelstorleksfraktionen, som representerar ofrivilligt intag, Rn<br />

vid den stXrre som representerar frivilligt intag. Partikelstorleksfraktionen hade Rven en<br />

inverkan fXr totalhalten av kadmium, nickel, antimon och zink i fXrbrRnningsaskorna<br />

denna studie. FXr dessa element var totalhalten hXgre vid den mindre<br />

partikelstorleksfraktionen. Resultaten indikerar att i de fall oralt ofrivilligt intag av aska<br />

bedXms vara en viktig exponeringsvRg kan precisionen i en riskbedXmning Xkas genom<br />

att sikta askorna till den partikelstorleksfraktion som representerar ofrivilligt intag.<br />

Totalhalten hade endast en inverkan p[ den biolXsliga fraktionen av arsenik, koppar och<br />

bly (Tabell 6). I samtliga dessa fall var den biolXsliga fraktionen hXgre vid lRgre<br />

totalhalt. I andra studier har man sett att lXsligheten av metaller vid l[ga totalhalter<br />

generellt Xkar upp till en viss totalhaltsniv[, dRrefter uppn[s en mRttnad av lXsningen.<br />

Eftersom den biolXsliga fraktionen av ett Rmne Rr kvoten mellan biolXslig halt och<br />

totalhalt skulle hXga totalhalter i kombination av en mRttad vattenfas eventuellt vara en<br />

orsak till denna observation.<br />

Typen av aska hade betydelse fXr den biolXsliga fraktionen av arsenik, kadmium, krom<br />

och antimon. Av dessa element var den biolXsliga fraktionen av kadmium hXgre i<br />

bottenaska jRmfXrt med i flygaska, medan den biolXsliga fraktionen av arsenik, krom<br />

och antimon var hXgre i flygaskorna jRmfXrt med i bottenaskorna. Typen av aska hade<br />

ocks[ en inverkan p[ totalhalten av arsenik, krom, koppar, nickel och zink. Totalhalter<br />

av arsenik, krom och zink var hXgre i flygaskor Rn i bottenaskor, medan totalhalten<br />

koppar och nickel var hXgre i bottenaskorna Rn i flygaskorna.<br />

SGSGX I0#-*2$2%&#7&<br />

FXreliggande studie visade inte p[ n[gon generell trend vad gRller betydelsen av hur<br />

ytligt lysimeteraskan legat fXr storleken p[ den biolXsliga fraktionen av de olika<br />

metallerna. FXr As, Cu, Ni, Pb och Zn var den biolXsliga fraktionen stXrre i<br />

lysimeteraska fr[n 90 cm djup jRmfXrt med p[ 20 cm djup, medan den biolXsliga<br />

fraktionen fXr kadmium var hXgre vid den ytliga niv[n. FXr tv[ av elementen (krom och<br />

antimon) visade askorna olika trender beroende p[ vilken partikelstorleksfraktion som<br />

analyserats. I ett separat projekt vid SGI p[g[r ett arbete om att utreda vilka<br />

mineralfaser som Rr styrande fXr lXsligheten fXr arsenik, antimon och metaller i<br />

lysimeteraskan som provtagits vid olika niv[er.<br />

34


SGU S5/$#&$#2%<br />

VÄRMEFORSK<br />

Den litteraturstudie som utfXrdes inom projektet visade att ytterst lite Rr kRnt om oral<br />

biotillgRnglighet av metaller i fXrbrRnningsaskor. De resultat som genererats i den<br />

experimentella delen av studien f[r dRrfXr anses ha stor betydelse fXr de kunskaper som<br />

idag finns p[ omr[det. Samtidigt bXr p[pekas att studien omfattar ett litet antal askor<br />

och att den in <strong>vitro</strong> metod som anvRnts fXr analys av biolXslighet fXr flera av de<br />

undersXkta metallerna inte Rr validerad med in vivo studier, varfXr tolkning av resultaten<br />

bXr gXras med fXrsiktighet. Den statistiska analysen av inverkan av<br />

partikelstorleksfraktion, totalhalt och asktyp p[ biolXslig fraktion Rr baserad p[ ett litet<br />

statistiskt underlag vilket ocks[ ska beaktas.<br />

Den karakterisering m. a. p. biolXslig fraktion som gjordes av fXrbrRnningsaskorna i<br />

denna studie visade att:<br />

! Den biolXsliga fraktionen av arsenik i flygaskorna (bioaskor) var relativt hXg<br />

(>85%), medan den var n[got lRgre i bottenaskorna fr[n avfallsfXrbrRnning (40-<br />

85%).<br />

! Den biolXsliga fraktionen av bly varierade mellan 14 och 60%.<br />

! Kadmium hade en hXg biolXslig fraktion som varierade mellan 50-75%.<br />

! Den biolXsliga fraktionen av krom var mycket lRgre Rn den biolXsliga fraktionen<br />

av Xvriga analyserade element och l[g med ett par undantag under 12%.<br />

! Den biolXsliga fraktionen av koppar varierade mellan 20-70%.<br />

! PartikelstorleksfXrdelningen hade endast en inverkan p[ den biolXsliga<br />

fraktionen av arsenik, krom och koppar. Den biolXsliga fraktionen var stXrre i<br />

den mindre partikelstorleksfraktionen som representerar ofrivilligt intag. Det<br />

innebRr att i de fall oralt ofrivilligt intag av aska bedXms vara en viktig<br />

exponeringsvRg kan precisionen i en riskbedXmning Xkas genom att sikta<br />

askorna till den partikelstorleksfraktion som representerar ofrivilligt intag innan<br />

analys av biolXslig fraktion gXrs.<br />

! Totalhalten hade en effekt p[ storleken av den biolXsliga fraktionen endast fXr<br />

arsenik, koppar och bly. I dessa fall var den biolXsliga fraktionen hXgre vid lRgre<br />

totalhalt av elementen.<br />

! Typen av aska hade betydelse fXr den biolXsliga fraktionen av arsenik,<br />

kadmium, krom och antimon. Den biolXsliga fraktionen av kadmium var hXgre i<br />

bottenaskorna, medan den biolXsliga fraktionen av arsenik, krom och antimon<br />

var hXgre i flygaskorna.<br />

! <strong>In</strong>gen generell trend kunde ses vad gRller betydelsen av hur ytligt lysimeteraskan<br />

legat fXr storleken p[ den biolXsliga fraktionen av de olika elementen.<br />

! Partikelstorleksfraktionen hade betydelse fXr totalhalten av kadmium, nickel,<br />

antimon och zink med en hXgre halt vid den mindre partikelstorleksfraktionen,<br />

som representerar ofrivilligt intag. Det innebRr att i de fall oralt ofrivilligt intag<br />

av aska bedXms vara en viktig exponeringsvRg kan precisionen i en<br />

riskbedXmning Xkas genom att sikta askorna till den partikelstorleksfraktion som<br />

representerar ofrivilligt intag.<br />

! Typen av aska hade betydelse fXr totalhalten av arsenik, krom, koppar, nickel<br />

och zink. Totalhalten av arsenik, krom och zink var hXgre i flygaskorna, medan<br />

totalhalten koppar och nickel var hXgre i bottenaskorna.<br />

35


VÄRMEFORSK<br />

36


U FZ%$#&$$ FZ=<br />

VÄRMEFORSK<br />

Med undantag av fXreliggande studie finns vid denna tidpunkt inga kRnda vetenskapliga<br />

publikationer om oral biotillgRnglighet av metaller i fXrbrRnningsaskor, varken i<br />

svenska eller internationella tidskrifter. Det [terst[r dRrfXr mycket arbete fXr att skaffa<br />

kunskaper om<br />

! de mekanismer som kontrollerar biolXsligheten i askor<br />

! vilken betydelse specieringen av metaller i fXrbrRnningsaskor har fXr storleken<br />

p[ den biolXsliga fraktionen av olika metaller<br />

! betydelsen av nRrvaro av fXda fXr storleken p[ den biolXsliga fraktionen av<br />

metaller i askor vid anvRndning av RIVMs in <strong>vitro</strong> metod<br />

! huruvida det sista steget i RIVMs in <strong>vitro</strong> metod (tunntarmsdelen) skulle kunna<br />

utfXras vid anaeroba fXrh[llanden fXr att bRttre efterlikna fXrh[llandena i tarmen.<br />

I fXreliggande studie var ju den biolXsliga fraktionen av arsenik redan s[ hXg att<br />

en s[dan modifiering av metoden inte ans[gs nXdvRndig. DRremot hade det varit<br />

intressant att undersXka hur mycket den biolXsliga fraktionen av Xvriga metaller<br />

p[verkats av ett sista anaerobt steg.<br />

! hur stor betydelse det sista steget (tarmdelen) i RIVMs in <strong>vitro</strong> metod har fXr<br />

storleken p[ den biolXsliga fraktionen. Hade det rRckt att mRta halten utlakad<br />

metall i magsaften fXr att spara kostnader med det sista steget?<br />

! hur vRl korrelerad in <strong>vitro</strong> testet i denna studie Rr med andra tillgRnglighetstest<br />

37


VÄRMEFORSK<br />

R I-$$2%&$/%%2,2%2+#2%<br />

a1b Adriano, D., Trace Elements in Terrestial Environments, 2 uppl. Springer, 2001.<br />

a2b Ainsworth C.C., Pilon J.L., Gassman P.L., Van Der Sluys W.G. (1994). Cobalt,<br />

cadmium, and lead sorption to hydrous iron oxide: residence time effect, Soil Sci.<br />

Soc. Am. J., 58, 1615-1623.<br />

a3b Bendz D., Ttchsen P.L., Christensen T.H., The Dissolution Kinetics of Major<br />

Elements in Municipal Solid Waste <strong>In</strong>cineration Bottom Ash Particles, Journal of<br />

Contaminant Hydrology, 94, 178-194, 2007.<br />

a4b Bendz D., Wik, O., Elert, M., H[kansson, K. Miljöriktlinjer för askanvändning i<br />

anläggningsbyggande, VRrmeforsk Q4-238. 2006.<br />

a5b Berner, R.A. Kinetics of weathering and diagenesis, <strong>In</strong>: Kinetics of geochemical<br />

processes (Ed: A.C. Lasaga and R.J. Kirkpatrick), Mineralogical Society of<br />

America, Washington DC, 1981.<br />

a6b Brener, W., Hendrix, T.R., McHugh, P.R. Regulation of the gastric emptying of<br />

glucose. Gastroenterology. 85:76-82. 1983.<br />

a7b Davis, A., Ruby, M.J. and Bergstrom, P.D. 1992. Bioavailability of arsenic and<br />

lead in soils from the Butte, Montana, mining district. Environmental Science and<br />

Technology 26:461-468. 1992.<br />

a8b Dijkstra, J.J., van der Sloot, H.A., Comans, R.N.J. The leaching of major and<br />

trace elements from MSWI bottom ash as a function of pH and time. Applied<br />

Geochemistry 21:335-351. 2006.<br />

a9b DIN, Deutsches <strong>In</strong>stitut fur Normung. Soil Quality- Absorption availability of<br />

organic and inorganic pollutants from contaminated soil material. DIN E 19738.<br />

2000.<br />

a10b Ellickson, K.M., Meeker, R.J., Gallo, M.A., Buckley, B.T. and Lioy, P.J., Oral<br />

bioavailability of lead and arsenic from a NIST standard reference soil material.<br />

Environmental Contamination and Toxicology 40:128-135. 2001.<br />

a11b Fendorf, S. La Force, M.J., Li, G. Temporal Changes in Soil Partitioning and<br />

Bioaccessibility of Arsenic, Chromium, and Lead. J. Environ. Qual. 33:2049-<br />

2055. 2004.<br />

a12b Fendorf, S. Surface reactions of Chromium in Soils and Waters. Geoderma.<br />

67:55-71.1995.<br />

a13b FRllman, A-M., Characterisation of residues- Release of contaminants from slags<br />

and ashes, Doktorsavhandling No 486, LinkXpings Universitet, ISBN 91-7871-<br />

940-2. 1997.<br />

a14b Giere, R., Carleton, L.E., Lumpkin, G.R. Micro- and nanochemistry of fly ash<br />

from a coal-fired power plant. American Mineralogist 88:1853-1865. 2003.<br />

a15b Grrn, C., Andersen, L. Human Bioaccessibility of Heavy Metals and PAH from<br />

Soil. Danish Environmental Protection Agency. Project no 840. 2003.<br />

a16b Grrn, C, L. Laktester för riskbedömning av förorenade områden,<br />

underlagsrapport 2b. Naturv[rdsverket rapport 5557. 2006.<br />

38


VÄRMEFORSK<br />

a17b Hamel., S., Ellickson, K.M., Lioy, P.L. The estimation of the bioaccessibility of<br />

heavy metals in soils using artificial biofluids by two novel methods: mass<br />

balance and soil recapture. The science of the Total Environment (243/244):273-<br />

283. 1999.<br />

a18b Hunt, J.N. Some properties of an alimentary osmoreceptor mechanism. Journal of<br />

physiology (London), 132:267-288. 1956.<br />

a19b Kelley, M., Brauning, S., Schoof, R., Ruby, M. Assessing Oral Bioavailability of<br />

Metals in Soil. Batelle Press, Columbus, Ohio. 2002.<br />

a20b Kotas, J. Stasicka, Z. Chromium Occurrence in the Environment and Methods of<br />

its Speciation. Environmental Pollution 107:263-283. 2000.<br />

a21b Ljung, K., Metals in Urban Playground Soils- Distribution and Bioaccessibility.<br />

Doktorsavhandling, SLU, Uppsala, ISBN 91-576-7130-3. 2006.<br />

a22b Ljung, K., Oomen, A., Duits, M., Selinus, O., Berglund, M. Metal Bioaccessibility<br />

of Urban Playground Soil. Journal of Environmental Science and Health, Part A.<br />

Accepted. 2006.<br />

a23b Mattigod, S.V., Dhanpat, R., Eary, L.E., Ainsworth, C.C. Geochemical Factors<br />

Controlling the Mobilization of <strong>In</strong>organic Constituents from Fossil Fuel<br />

Combustion Residues:II. Review of the Major Elements. J. Environ. Qual.,<br />

19:188-201. 1990.<br />

a24b Meyer, J.H., MacGregor, M.B., Gueller, R., Martin, P., Cavalieri, R. 99mTctagged<br />

chicken liver as a marker of solid food in the human stomach. American<br />

Journal of Digestive Diseases. 21:296-304. 1976.<br />

a25b Moore, J.G., Christian, P.E., Brown, J.A., Brophy, C. Datz, F., Taylor, A.<br />

Alazraki, N. <strong>In</strong>fluence of meal weight and caloric content on gastric emptying of<br />

metals in man. Digestive Diseases and Sciencecs. 29:513-519.1984.<br />

a26b National Research Council. Bioavailability of Contaminants in Soils and<br />

Sediments. National Academy of Sciences, Washington DC. 2003.<br />

a27b NEPI. National Environmental Policy <strong>In</strong>stitute. Assessing the bioavailability of<br />

metals in soil for use in human health risk assessment. 2000. National<br />

Environmental Policy <strong>In</strong>stitute.<br />

a28b Oomen, A.G., Hack, A., Minekus, M, Zeijdner, E., Cornelis, C, Schoeters, G.,<br />

Verstraete, W., Van der Wiele, T., Wragg, J., Rompelberg, C.J.M., Sips,<br />

A.J.A.M.,van Wijnen, J.H. Comparison of Five <strong>In</strong> Vitro Digestion Models To<br />

Study the Bioaccessibility of Soil Contaminants. Environmental Science and<br />

Technology, 36:3326-3334. 2002.<br />

a29b Oomen, A.G., Rompelberg, C.J.M., Bruil, M.A., Dobbe, C.J.G., Pereboom,<br />

D.P.K.H., Sips, A.J.A.M. Development of an <strong>In</strong> Vitro Digestion Model for<br />

Estimating the Bioaccessibility of Soil Contaminants. Archives of Environmental<br />

Contamination and Toxicology, 44:281-287. 2003.<br />

a30b Ruby , M.V., Davis, A., Schoof, R., Eberel, S., Sellstone, C.M. Estimation of<br />

Lead and Arsenic Bioavailability using a Physiologically Based ExtractionTtest.<br />

Environmental Science and Technology 30:422-430. 1996.<br />

a31b Ruby, M.V., Schoof, R., Brattin, W., Goldade, M., Post, G., Harnois, M., Mosby,<br />

D.E., Casteel, S.W., Berti, W., Carpenter, M., Edwards, D., Cragin, D., Chapell,<br />

W. Advances in Evaluating the Oral Bioavailability of <strong>In</strong>organic in Soil for Use<br />

39


VÄRMEFORSK<br />

in Human Health Risk Assessment. Environmental Science and Technology,<br />

21:3697-3705. 1999.<br />

a32b Rodriguez, R.R., Basta, N.T. An <strong>In</strong> Vitro Gastrointestinal Method to Estimate<br />

Bioavailable Arsenic in Contaminated Soils and Solid Media. Environmental<br />

Science and Technology 33: 642-649. 1999.<br />

a33b Schroder, J.L., Basta, N.T., Si, J., Casteel, S.W., Evans, T., Payton, M. <strong>In</strong> Vitro<br />

Gastrointestinal Method To Estimate Relative Bioavailable Cadmium in<br />

Contaminated Soil. Environmental Science and Technology, 37:1365-1370. 2003.<br />

a34b Sheppard, S.C., Evenden, W.G. Contaminants Enrichment and Properties of Soil<br />

Adhereing to Skin. J. Environ. Qual. 23:604-613. 1994.<br />

a35b Smedley, P.L., Kinniburgh, D.G, A Review of the Source, Behaviour and<br />

Distribution of Arsenic in Natural Waters. Applied Geochemistry 17:517-568.<br />

2002.<br />

a36b Stewart, M.A., Jardine, P.M., Brandt, C.C., Barnett, M.O., Fendorf, S.E., McKay,<br />

L.D., Mehlhorn, T.L., Paul, K. Effects of Contaminant Concentration, Aging, and<br />

Soil Properties on the Bioaccessibility of Cr(III) and Cr(IV) in Soil. Soil and<br />

Sediment Contaminantion 12(1):1-21. 2003a.<br />

a37b Stewart, M.A., Jardine, P.M., Barnett, M.O., Melhorn, T.L., Hyder, L.K., McKay,<br />

L.D. <strong>In</strong>fluence of Soil Geochemical and Physical Properties on the Sorption and<br />

Bioaccessibility of Chromium(III). J. Environ. Qual 32:129-137. 2003b.<br />

a38b Van der Sloot, H.A., Comans, R.N.J., Hjelmar, O. Similarities in the leaching<br />

behaviour of trace contaminants from waste, stabilised waste, construction<br />

materials and soils. Sci. Total Environ. 178:111-126. 1996.<br />

a39b Wragg, J., Cave M.R. <strong>In</strong> <strong>vitro</strong> Methods for the Measurement of the Oral<br />

Bioaccessibility of Selected Metals and Metalloids in soil: A Critical Review. RD<br />

Technical Report P5-062/TR/01. Nottingham, Brittish Geological Survey. 2003.<br />

a40b oang, J-K., Barnett, M.O., Zhuang, J, Fendorf, S.E., Jardine, P. Adsorption,<br />

oxidation, and bioaccessibility of As(III) in soils. Environmental Science and<br />

Technology. 39:7102-7110. 2005.<br />

a41b oang, J-K., Barnett, M.O., Jardine, P.M., Brooks, S.C. Factors Controlling the<br />

Bioaccessibility of Arsenic(V) and Lead(II) in Soil. Soil and Sediment<br />

Contaminantion. 12(2):165-179. 2003.<br />

a42b oang,J-K., Barnett, M.O., Jardine, P., Baste, N., Casteel, S.W. Adsorption,<br />

sequestration, and bioaccessibility of As(V) in soils. Environmental Science and<br />

Technology 36:4562-4569. 2002.<br />

a43b Zagury, G.J., Samson, R., Desch{nes, L., Occurrence of metals in soil and<br />

groundwater near chromated copper arsenate-treated utility poles. J. Environ.<br />

Qual. 32(2):507-514. 2003.<br />

a44b Zhang, M.K., He, Z.L., Calvert, D.V., Stofella, P.J., oang, |.E., Li, o.C.<br />

Phosphorous and Heavy Metal Attachment and Release in Sandy Soil Aggregate<br />

Fractions. Soil. Sci. Soc. Am. J. 67:1158-1167. 2003.<br />

40

Hooray! Your file is uploaded and ready to be published.

Saved successfully!

Ooh no, something went wrong!