DEEL 2: IMMOBIELE ORGANISCHE MICROVERONTREINIGINGEN

M IN IMALE BODEMKWALITEIT: EEN GEBRUIKSGERICH TE BEN ADERIN G VAN UIT DE ECOLOGIE

D EEL 2: IMMO BIELE O RGAN ISCH E MICRO VERO N TREIN IGIN GEN

M.A. van d e Leem ku le S. van H esteren M.A. Pru iksm a

M IN IMALE BODEMKWALITEIT: EEN GEBRUIKSGERICH TE BEN ADERIN G VAN UIT DE ECOLOGIE

D EEL 2: IMMOBIELE ORGAN ISCH E MICROVERON TREIN IGIN GEN

M.A. van d e Leem ku le S. van H esteren M.A. Pru iksm a WEB NATUURONTWIKKELING Donker Cu rtiu sstraat 7-400A 1051 JL Amsterd am

TCB R09(1998)

D EN H AAG ju li 1998 Technische commissie bod embescherming, Postbus 30947, 2500 GX Den H aag telefoon 070 3393034; fax 070 3391342

IN H OUD

1. I N LEIDIN G

1

1.1. Algem een kad er 1.2. Doelstelling en ond erzoeksvragen 1.3. Afbakening aand achtsstoffen en ond erzoeksm ethod e 1.4. Ecologische rand voorw aard en van bod em gebru ikscategorieën 1.5. Opbouw rapport 2. N AAR EEN MIN IMALE BODEMKWALITEIT VOOR IMMOBIELE

11

ORGAN ISCH E STOFFEN

2.1. Im m obiele organische stoffen in d e bod em : inactivering, om zetting en verd w ijning 2.2. Ecologische rand voorw aard en van bod em gebru ikscategorieën in relatie tot im m obiele organische verontreiniging 3. N IET - GECH LOREERDE AROMATISCH E VERBIN DIN GEN EN MIN ERALE OLIE

23

3.1. Polynu cleaire arom atische verbind ingen 3.2. Styreen 3.3. Min erale olie 4. GECH LOREERDE AROMATISCH E VERBIN DIN GEN

47

4.1. Polychloord ibenzod ioxines en p olychloord ibenzofu ranen 4.2. Polych loorbifen ylen 5. B ESTRIJDIN GSMIDDELEN

63

5.1. Pentachloofenol 5.2. DDT en m etabolieten 5.3. Cyclod iënen: ald rin en d iëld rin 5.4. Carbam aten: carbofu ran en carbaryl 6. S AMEN VATTIN G EN CON CLUSIES

87

R EFEREN TIES

93

In leid in g

1 INLEIDING 1.1 A LGEMEEN KADER Reed s enige tijd is een p roces van beleid svernieu w ing in d e bod em sanering gaand e, ond er d e naam BEVER (TCB, 1997). Bij d e m inister van VROM en d e Tw eed e Kam er bestond d e w ens d e in 1995 in w erking getred en saneringsregeling van d e Wet bod em bescherm ing snel te evalu eren. H et form ele saneringsd oel u it d eze saneringsregeling is d at een geval van bod emverontreiniging m u ltifu nctioneel gesaneerd d ient te w ord en , ten zij er ‘locatiesp ecifieke om stan d igh ed en ’ zijn om h iervan af te w ijken (Ou boter & Koop er, 1997). Recentelijk is geconclu d eerd d at bod em sanering te d u u r is en d e bod em saneringsop eratie onvold oend e rend em ent heeft, om d at p er tijd seenheid te w ein ig gevallen w ord en aan gep akt. Boven d ien leid t d e om van g van d e bod em veron trein igin gsp roblem atiek in relatie tot d e voor d e aan p ak d aarvan besch ikbare m id d elen ertoe, d at stagn atie op treed t in ru im telijke en economische processen (VROM, 1997). De geconstateerd e knelp u nten hebben geresu lteerd in een koersw ijziging van een m u ltifu nctionele naar een m eer functionele benadering van bod em sanering, w aarbij d e bod em in eerste instantie geschikt gem aakt w ord t voor het beoogd e gebru ik. H erstel v an d e m u ltifu n ction aliteit is ech ter n iet u itgesloten , als d at op grond van rend em entsoverw egin gen d oelm atig is. Waar bod emverontreiniging tot d u sverre vooral 'p robleem sign aleren d ' w erd ben ad erd , p reten d eert fu n ctiegerich te san erin g een op lossin g te zijn (TCB, 1997). De fu n ction ele ben ad erin g geld t ech ter slechts voor gevallen van bod em verontreiniging d ie d ateren van vòòr 1987 (VROM, 1997). Bij n ieu w e gevallen d ient d e verontreiniging terstond volled ig te worden verw ijd erd . In d e fu n ction ele ben ad erin g staat d e vraag cen traal w elke gebru iksfu n cties van d e bodem onder w elke om stand ighed en nog gerealiseerd kunnen worden. H et g a a t d erh alve om d e m in im u m bod em kw aliteitseisen , ten ein d e h et gew en ste gebru ik te ku nnen realiseren (ontw erp eisen). De TCB heeft aangegeven d at het p ersp ectief van bod em beoord eling d aarm ee verand ert. Er m oet m eer ged acht w ord en vanu it gebru ikseisen en het ontw erpen van verantw oord en d u u rzaam bod em gebru ik, d an alleen aan het verm ijd en of accep teren van toxicologische risico’s (TCB, 1997). Bij het beoord elen van d e gesch ikth eid van d e bodem sch iet een strikt hu m aantoxicologische benad ering tekort. De op basis van hu m ane blootstellingsrisico’s geform u leerd e fu n ctiegerich te stofcriteria van d e VN G (Moet, 1995) on d erstrep en d it. Met betrekkin g tot bep aald e m etalen zijn onder and ere voor d e gebruiksvorm ‘recreatie en

1

In leid in g

groenvoorziening’ getalsw aard en aangegeven, w aarbij p lantengroei vrijw el volled ig is u itgesloten (Van H esteren et al., 1998). De TCB (1993) w aarschu w d e reed s in een vroeg stad iu m voor bep erkingen van d iffer en tiatie van bod em kw aliteitseisen op grond van hu m ane blootstellingsrou tes. Volgens d e TCB (1997) is het w enselijk reed s in een vroeg stad iu m relevante ecologische rand voorw aard en te betrekken bij d e gebru iksgerichte bod embeoord eling, om d at an d ers d e aan d ach t voor an d ere asp ecten van bod em kw aliteit d an d e blootstelling van d e m ens aan contam inanten d reigt te verd w ijnen. De hu id ige op zet van ecotoxicologische risicobeoord eling is echter niet in staat bod em s geschikt te verklaren voor sp ecifieke gebru iksvorm en (ibid .). Ecologisch ond erzoeks- en ad viesbu reau WEB NATUURONTWIKKELING h eeft in op d rach t van d e TCB recen telijk een in ven tarisatie-on d erzoek u itgevoerd n aar d e ecologisch e eisen van versch illen d e typ en b od em geb ru ik ten aanzien van d e bod em kw aliteit (Van H esteren et al., 1998). Doel van h et on d erzoek betrof h et u itw erken van een ged achtenlijn ten behoeve van het incorp oreren van ecologische inform atie in d e fu n ction ele ben ad erin g van bod em san erin g. H et on d erzoek h eeft u itein d elijk geresu lteerd in een gebru ikssp ecifieke u itw erking van k w a lit a t iev e ecologische rand voorw aard en voor d e m inim ale bod em kw aliteit, toegesp itst op m etaalveron treiniging. Voor d rie bod emgebruikscategorieën in h et sted elijk gebied , te w eten tuinen & volkstuinen, openbaar groen & recreatie en bermen & reststrok en , is geïnventariseerd w elke organism en norm aal gesproken m oeten kunnen voorkom en en w elke ecologische bod em fu ncties m inim aal zijn voor een onbelem m erd gebru ik (zie v er d er § 1.4.). H oew el h et a fleid en v a n g eta lsw a a r d en geen sp ecifiek d oel van ond erzoek w as, bleek het m ogelijk via d eze ged achtenlijn te kom en tot ord egroottein d icaties voor d e m in im ale b od em k w aliteit (m axim ale geh alten van m etalen in d e bod em ). 1.2 D OELSTELLIN G EN ON DERZOEKSVRAGEN De resu ltaten van het bovengenoem d e ond erzoek betreffend e m etalen, leid d e bij d e TCB tot d e vraag in hoeverre een d ergelijke ged achtenlijn ook voor im m obiele organ isch e verbin d in gen te volgen is. H et on d erh avige on d erzoek beh an d elt d eze vraag en kan d erhalve gezien w ord en als vervolgond erzoek. Organische verbind ingen verschillen van m etalen qu a ged rag in d e bod em (and ers d an voor m etalen geld t bijvoorbeeld d at organ isch e stoffen w el afbreekbaar zijn ) en qu a toxisch e w erkin g. Ook d e in teractie m et p lan ten is p rin cip ieel versch illen d . Boven d ien is ecotoxicologisch onderzoek aan organische m icroverontreinigingen veel sch aarser d an aan

2

In leid in g

m etalen . De biobesch ikbaarh eid van organ isch e stoffen kan sterk veran d eren in d e tijd , als gevolg van in activerin g, om zettin g of verd w ijn in g. Voor veron trein igin gen d ie d ateren van voor 1987 h eeft d it u iteraard con sequ en ties. Bij bod em beoord elin g d ien t h ier d erh alve reken in g m ee te w ord en geh ou d en . De in d it on d erzoek beh an d eld e vragen zijn h ierop afgestem d . Doel van h et vervolgond erzoek is voor een aan tal organ isch e stoffen en stofgroep en te in ven tariseren in h oeverre h et m ogelijk en w en selijk is eco(toxico)logisch e in form atie te gebruiken bij h et op stellen van gebru ikssp ecifieke m inim ale bod em kw aliteitseisen (ecologische ontw erp eisen voor verschillend e bod em gebru iksfu ncties). In h et on d erzoek staat een viertal vragen cen traal, d ie n au w m et elkaar sam en h an gen: (1)

Zijn d e voor m etaalveron trein igin g on d ersch eid en geb ru ik ssp ecifiek e k w alitatieve ecologisch e ran d -voorw aard en b ru ik b aar om te k om en tot m in im ale b od em k w aliteitseisen b ij im m ob iele organ isch e verb in d in gen , of zijn aan vu llingen en/of aanpassingen nodig?

(2)

Is h et voor 'ou d e' organ isch e b od em veron trein igin g n od ig rek en in g te h ou d en m et d e relatie tu ssen m ob iliteit en gron d geb ru ik en h et veran d eren d ged rag van een verb in d in g in d e tijd ? In h oeverre en op w elk e m an ier k an d it w ord en meegenomen bij het opstellen van minimale bodemkwaliteitseisen?

(3)

Zijn er van u it h et p ersp ectief van d e geselecteerd e ecologisch e ran d voorwaarden mogelijkheden tot versoepeling van saneringsnormen bij 'verouderde' organische bodemverontreiniging?

(4)

Is een d ifferen tiatie van m in im ale ecologisch e b od em k w aliteitseisen n aar bodemgebruikscategorieën te maken voor immobiele organische verbindingen?

In d it vervolgond erzoek w ord t u itgegaan van d ezelfd e sted elijke bod em gebru ikscategorieën als in h et eerste d eel betreffen d e m etalen (Van H esteren et al., 1998). De v erkregen in form atie h eeft ech ter w el d egelijk relevan tie als sp in-off naar h e t lan d elijk gebied . 1.3 A FBAKEN IN G AAN DACH TSSTOFFEN EN ON DERZOEKSMETH ODE Uiteraard is het scala aan organische verbind ingen te groot om in zijn geheel m ee te nem en in het ond erzoek. Een selectie van aand achtsstoffen is d erhalve onontkoom -

3

In leid in g

baar. Voor het ond erzoek is ond er m eer van belang d at een verbind ing in het sted elijk gebied relatief frequ ent als verontreiniging in d e bod em voorkom t, alsm ed e d at d eze r ela tief im m obiel en p ersistent is. H et onderzoek kiest een p ragm atisch e d efin itie van im m ob iliteit: voor con tam in an ten d ie reed s van af 1987 in d e bod em aan w ezig zijn en n iet zijn u itgesp oeld naar h et grond w ater geld t d at eventu ele gerin ge m obiliteit (bijv oorbeeld in tra-aggregate d iffu sie) als n iet relev an t w ord t beschou w d . In overleg m et d e TCB en op basis van het criteriu m inform atiebeschikbaarheid is u iteind elijk gekom en tot d e volgend e selectie van stoffen en stofgroep en: -

p olyn u cleaire arom atisch e verb in d in gen (m et n am e PAK)

-

styreen

-

m in erale olie

-

p olych loorb ifen ylen (PCB)

-

p olych loord ib en zod ioxin es (PCD D )

-

p olych loord ib en zofu ran en (PCD F)

-

p en tach loorfen ol (PCP)

-

DDT en metabolieten

-

cyclod iën en (ald rin en d iëld rin )

-

carb am aten (carb aryl en carb ofu ran )

Om te kom en tot beantw oord ing van d e in § 1.2. gesteld e vragen is literatu u rond erzoek verrich t. Met behu lp van versch illen d e geau tom atiseerd e zoeksystem en is gezoch t n aar recente in form atie (m et nam e artikelen , m aar ook hand boeken en basisrap p orten) m et betrekking tot d e ond erscheid en aand achtsstoffen. Met nam e d e relatie tot m icrobiële activiteit (toxiciteit, biod egrad atie en -rem ed iatie), asp ecten van verou d erin g (sorp tie, d issip atie, biobesch ikbaarh eid , ecotoxicologisch e im p licaties), op n am e d oor p lan ten , fytorem ed iatie en fytotoxiciteit, bioaccu m u latie en toxiciteit bij bod em fau na en asp ecten van d oorvergiftiging stond en hierbij centraal. Voor en kele aan d ach tsstoffen is, bij een sch aarste aan recen te in form atie, tev en s gew erkt m et en kele ou d ere artikelen . Dit geld t bijvoorbeeld voor een stof als DDT, w aaraan recentelijk niet of nau w elijks nog ond erzoek is verricht, gezien het feit d at het gebru ik van DDT reed s lange tijd in veel land en is verbod en. 1.4 ECOLOGISCH E RAN DVOORWAARDEN VAN BODEMGEBRUIKSCATEGORIEËN In het eerste d eel van het ond erzoek (Van H esteren et al., 1998), is een aan tal ecologisch e ran d voorw aard en of kw alitatieve bod em kw aliteitseisen geform u leerd voor

4

In leid in g

d e ond erscheid en bod em gebru ikscategorieën. Enerzijd s vanu it het su bsysteem flora, and erzijd s vanu it d e bod em ecologie (bod em fau na, m icroflora en m icrobiële p rocessen). Aan d ach tssoorten en ran d voorw aard en van u it d e p lan ten groei In d e gebru iksgerichte bod em beoord eling heeft d e p lantengroei een centrale p laats. Van u it h et su bsysteem flora zijn sp ecifieke aan d ach tssoorten en ecologisch e ran d voorw aard en ond erscheid en, w elke een d irecte p raktische invu lling van d e bod em gebru ikscategorie betekenen (zie tabel 1.1.). Ind ien het su becosysteem flora m ind er gevoelig is voor organische bod em verontreiniging d an bod em fau na, m icroflora of m icrobiële p rocessen, ontbreekt d e nood zaak aan d ach t te bested en aan bovenstaand e ecologische rand voorw aard en vanu it d e p lan ten gr oei. Als d e r elatiev e gev oeligh eid v an h oger e p lan ten voor organische contam inanten ten op zichte van d e and ere su bsystem en (bod em fau na en m icroflora) w el relevan t blijkt, is d e vraag w elke in form atie besch ikbaar is en in h oeverre d eze kan w ord en toegep ast bij gebru iksgerich te bod em beoord elin g. Paragraaf 2.2. gaat hier op in. Tab el 1.1. Kw a lit a t iev e ecologische rand voorw aard en en aand achtssoorten p er bod em gebru ikscategorie vanu it h et subsysteem flora (n aar Van H esteren et a l . , 1998). bod em gebru ikscategorie ecologische rand voorw aard en tu inen & volkstu inen - siergew assen; - p rod u ctiegew assen; - grassoorten; - in h eem se flora; - sym biotisch e in teracties (m ycorrhiza en Rhizobiu m). berm en & reststroken - grazige vegetaties; - hou tachtige d w ergstru iken; - bomen; - sym biotisch e in teracties (m ycorrhiza en Rhizobiu m).

op enbaar groen & recreatie

- algem een toegep aste groenbeplantingssoorten; - grassoorten.

5

aand achtssoorten (- Legu m inosae)

(- Tr ifoliu m r epen s) - Fest u ca rubra; - Fest u ca ovin a; - Agr ost is capillar is; - Er ica t et r alix; - Callu n a vu lgar is; - enkele boomsoorten. - Lolium perenne; - P oa pr at en sis; - Festuca rubra; - 10 boom- en 5 stru ikvorm ers.

In leid in g

Sleutelsoorten en -processen ten aanzien van life support functies N a a st genoemde aand achtssoorten en ecologische rand voorw aard en zijn in h e t eerste d eel van h et onderzoek (Van H esteren et a l . , 1998) sleu telsoorten en p rocessen geselecteerd vanu it het oogp u nt van d e life su p p ort fu ncties, d oor m id d el v an h et m aken v an een fu nctionele doorsnede van bodemecosystemen. In zich t in relaties tu ssen sp ecifieke life su p p ort fu ncties, d eelp rocessen en d e d aarbij betrokken soortengroep en (bod em fau na en m icroflora) is d aarbij nood zakelijk. Ten behoeve van gebru iksgerichte beoord eling van bod em kw aliteit is een d oor Schou ten et al. (1997) op gesteld schem a van h et in d icatorsysteem voor life su p p ort fu n cties gem od ificeerd , w aarbij en erzijd s selectieve keu zen zijn gem aakt voor w at betreft d eelp rocessen en soortengroepen, and erzijd s aanp assingen en toevoegingen zijn d oorgevoerd , a ls gevolg van recente w etenschap p elijke inzichten en op basis van het criteriu m bru ikbaarh eid en d iversiteit van blootstellin gsrou tes (Van H esteren et al., 1998). Tabel 1.2. toon t h iervan h et resu ltaat. Regenwormen als sleutelgroep Als sleu telgroep binnen d e bod em fau na is gekozen voor regenwormen. H et b lijk t d a t verschillend e ecologische categorieën (ep igeics, end ogeics en anecics) regenw orm en bij veel d eelp rocessen van life su p p ort fu ncties betrokken zijn (Van H esteren et al., 1998). Regenw orm en reageren snel op m ilieu verstoringen en er bestaat bovend ien veel ecotoxicologisch e in form atie over h u n relatie m et bod em veron trein igin g. De geselecteerd e sleu telgroep bied t teven s m ogelijkh ed en voor d ifferen tiatie van d e bod em gebru ikscategorieën, om d at bep aald e gebru iksvorm en (b erm en & reststrok en ; openbaar groen & recreatie) een lagere a ct iv it eit van regenwormen vergen d an an d ere (tuinen & volkstuinen). Met n am e effecten van bod em veron trein igin g op d e rep rod u ctie zijn relevan t, om d at een verm in d erd e rep rod u ctie d e h erstelcap aciteit van een p op u latie sterk m in im aliseert, w at m ogelijk kan leid en tot extin ctie (Marinissen, 1995). N itrificatie en sym b iotisch e stik stoffixatie als sleu telp rocessen In het kad er van d it ond erzoek zijn m et nam e m icrobiële processen en -soortengroepen d ie zijn gerelateerd aan d e life support fu ncties zoals aangegeven in tabel 1.2. relevan t. Dit zijn n aast d e m ycorrh iza-fu n gi, vooral d e versch illen d e m icrobiologische omzettingen binnen d e stikstofcyclu s. Over h et algem een is er binnen d e m icroflora een grote m ate van fu nctionele red u nd antie. Bodemprocessen worden gem eten als som p aram eters, w aard oor n iet beken d is w elke soorten w el en w elke geen effect ond ervind en (Tenner et a l . , 1997). Dit nad eel neem t af n aarm ate er

6

In leid in g

m ind er fu nctionele red u nd antie bestaat, er zijn im m ers m ind er soorten ond erd eel van d e som p aram eter. Bovend ien zijn p rocessen, w aarvoor w einig fu nctionele red u nd antie bestaat kw etsbaard er voor soortsversch u ivin gen . Om gesch ikte sleutelprocessen te id en tificeren is een bru ikbare in v alsh oek h et in v en tariseren v oor w elke sp ecifieke d eelp rocessen binnen d e stikstofcyclu s w einig fu nctionele red u nd antie bestaat. Dit geld t m et nam e voor d e sym b iotisch e stik stoffixatie en voor n itrificatie (Va n H esteren et al., 1998). Tab el 1.2. Fu nctionele doorsnede van h et bodemecosysteem ten behoeve van gebru iksgerichte bod em beoord eling (gem od ificeerd naar Schou ten et al., 1997). life su p p ort fu ncties afbraak van organ isch m a t er ia a l recycling van nu triënten

d eelp rocessen - fragm en tatie - organische su bstraatom zetting - m icrobiële activiteit - begrazing m icroflora n u triën ten besch ikbaarh eid - nu triënten- en w aterop nam e voor p lanten - sym biotisch e stikstoffixatie - n itr ifica tie bodemstructuurvorming - biotu rbatie/ aggregaatvorm ing

sleutelsoorten en -groepen - regenwormen - m icroflora - m icroflora - regenwormen - m ycorrhiza-fu ngi - Rhizobiu m - nitrificerend e m icroflora - regenwormen

Sym biotisch e stikstoffixatie is onder m eer bekend bij bacteriële associaties (Rhizobiu m, Br adyr hizobiu m) m et Legu m inosae en symbiosen van actinom yceten (Fr an kia) m et niet-vlind erbloem ige angiosp erm ae (bijvoorbeeld Alnus). Va n u it h et oogp u nt van d e gebru iksgerichte bod em beoord eling is d e Rhizobium /Legu m in osae associatie h et m eest p raktisch en in d icatief te gebru iken als sleu telp roces (ibid .). Sym biotisch e stikstoffixatie m et Rhizobiu m is m et nam e van belang voor d e bod em gebru ikscategorie tuinen & volkstuinen en in m ind ere m ate voor b erm en & reststroken. H et p roces van n itrificatie in d e bod em heeft een aanzienlijk p raktisch belang. Veel stu d ie is v errich t n aar ecologisch e relev an tie v an d e v ersch illen d e stap p en in d e stikstofcyclu s, m et n am e in relatie tot bod em vru ch tbaarh eid (Roth er et a l . , 1982). Am m on ificatie en n itrificatie blijken van u it een d ergelijk oogp u n t zeer essen tieel. De fu n ction ele red u n d an tie ten aan zien van am m on ificatie is ech ter aan zien lijk, terw ijl slech ts een gerin g aan tal soorten betrokken is bij d e n itrificatie (m on d . m ed . Doelm an, 1997; Van Beelen & Doelm an, 1997; Gezond heid sraad , 1991; Rother et al., 1982). N aast en kele bacteriegeslach ten betrokken bij d e ch em oau totrofe n itrificatie, zoals N it r osomon as, Nitrococcus en N it r obact er ,

betreft d it enkele bacteriën

(Ar t hr obact er ) en actin om yceten d ie een rol sp elen in h eterotrofe n itrificatie (Beare et al., 1995). De geringe red u nd antie m aakt het p roces zeer gevoelig voor verstorin-

7

In leid in g

gen van m ilieu con d ities. Een verstorin g in h et even w ich t van d e tw ee fasen bin n en h et n itrificatiep roces (om zettin g van am m on iu m in n itriet en om zettin g van n itriet in n itraat) kan on d er m eer leid en tot een accu m u latie van h et toxisch e in term ed iair n itr iet in d e bod em (Du sek, 1995). N itr ificatie is geselecteer d als een bru ikbaar sleu telp roces in d e gebru iksgerichte bod em beoord eling (Van H esteren et a l . , 1998). H et p roces is zeer geschikt voor p rognostische of d iagnostische testen van d e bod em kw aliteit (Doelm an & Von k, 1994; Gezon d h eid sraad , 1991) en bied t aan kn op in gspunten voor d iffer en tiatie v ia bodemgebruikseisen (bod em vru ch tbaarh eid ). H et belang van n itrificatie voor bermen & reststroken w ord t h ierbij relatief klein geach t ten op zich te van d e beid e an d ere bod em gebru ikscategorieën (Van H esteren et a l . , 1998). M eth aan oxid atie De op nam e van m ethaan d oor d e bod em kan eveneens w ord en op gevat als belangrijk p roces m et betrekkin g tot h et life su p p ort system (m on d . m ed . Verstraete, 1998). Algem een beken d is d e r ol d ie atm osfer isch m eth aan sp eelt ten aan zien v an h et ad d ition eel broeikaseffect. De bijd rage van m eth aan aan d it effect w ord t gesch at op 15% (Ojim a et al., 1993). Recen telijk is h et belan g van bacteriële m eth aan oxid atie in aërobe bodems voor h et m od iale atm osferische m ethaanbu d get d u id elijk geworden (Dörr et al., 1993). Bod em s 'consu m eren' op m ond iale schaal circa 30-60 Tg m eth a a n p er ja a r (Kin g & Sch n ell, 1994; O jim a et a l . , 1993). De grootte van d e con su m p tie is d aarm ee vergelijkbaar m et d e totale jaarlijkse toen am e van m eth aan in d e atm osfeer. H oew el het fu nctioneren van d e bod em als 'sink' voor m ethaan een w ijd versp reid fenom een is (Ojim a et al., 1993), bestaat er nog w einig w etenschap p elijk in zich t betr effen d e d e kin etiek v an d it p r oces (Ben d er & Conrad , 1993). Bij m eth aan oxid atie zijn m eth ylotrofe bacteriën betrokken (Str iegl, 1993), d ie zeer gevoelig zijn voor verand eringen van m ilieu cond ities (bijvoorbeeld land gebru ik, bod em vocht en stikstofbu d get) (Ojim a et a l . , 1993; Ya v it t et a l . , 1993; King & Sch n ell, 1994). H et lijkt evid ent d at bod emverontreinigend e stoffen d irect (in h ibitie van m eth aan oxid atie) of in d irect (via h u n effect op stikstofom zettin gen in d e bod em ) invloed ku nnen u itoefenen op d e consu m p tie van m ethaan in d e bod em en d aarm ee op h et broeikaseffect. H oew el h et belan g v an m eth aan oxid atie in d e bod em d u id elijk is en er een d irect verband bestaat m et bodemgebruik, v a lt d it p roces om p ragm atische red enen bu iten d e scop e van d it ond erzoek. Dit is ons inziens te rechtvaard igen vanu it d e geringe schaalgrootte van d e sted elijke bod em gebru ikscategorieën en d e bep erkte beteken is voor h et m on d iale broeikasp robleem . Uiteraard is d it aan vech tbaar.

8

In leid in g

1.5 O PBOUW RAPPORT H oofd stu k 2 gaat in op enkele asp ecten betreffend e h et ged rag van im m obiele organische stoffen in d e bod em en d e consequ enties d aarvan voor bod em beoord eling. In d it hoofd stu k w ord t voorts gekeken naar d e bru ikbaarh eid van d e in §1.4. beschreven aand achtssoorten, ecologische rand voorw aard en en sleu telsoorten en p rocessen voor organ isch e m icroveron trein igin gen . Op basis h iervan w ord en in d e h oofd stu kken 3 tot en m et 5, voor resp ectievelijk niet-gechloreerd e arom atisch e verbind ingen, gechloreerd e arom atische verbind ingen en bestrijd ingsm id d elen, d e m ogelijkhed en geëvalu eerd om vanu it een ecologische in valsh oek te komen tot versoep eld e saneringsnorm en en/ of gebru ikssp ecifieke m inim ale bod em kw aliteitseisen. Tot slot vat hoofd stu k 6 d e conclu sies van het inventarisatieond erzoek sam en, w aarbij teven s asp ecten van h et eerd ere onderzoek betreffend e m etalen worden betrokken.

9

N aar een m inim ale bod em kw aliteit voor im m obiele organische stoffen

2 N AAR EEN MIN IMALE BODEMKWALITEIT VOOR IMMOBIELE ORGAN ISCH E STOFFEN

Dit h oofd stu k gaat in op h et fu nctiegericht omgaan m et im m obiele, p ersistente organische bod em verontreiniging. Paragraaf 2.1. beh an d elt enkele relevan te algem ene asp ecten betreffend e d e bind ing, biobesch ikbaarh eid en biod egrad atie van organ isch e stoffen in d e bod em . Paragraaf 2.2. evalu eert d e bru ikbaarh eid van d e in § 1.4. beschreven aand achtssoorten, ecologische rand voorw aard en, sleu telsoorten en -p rocessen van u it h et oogp u n t van organ isch e m icroveron trein igin g. H ierbij w ord en asp ecten van biobeschikbaarheid en 'verou d ering' van bod em verontreiniging betrokken, alsm ed e enkele aanvu llingen en w ijzigingen aangegeven en beargu m enteerd . Op basis hiervan w ord en in d e volgend e hoofd stu kken stofsp ecifieke gegevens geëv alu eer d in h et lich t v an d e br u ikbaar h eid v oor en d e m ogelijkh eid tot h e t op stellen van (versoep eld e) gebru iksgerichte m inim ale bod em kw aliteitseisen in h et sted elijk gebied . 2.1 I MMOBIELE ORGAN ISCH E STOFFEN IN DE BODEM : IN ACTIVERIN G , OMZETTIN G EN VERDWIJN IN G

H et op ju iste w ijze afleid en v an m in im ale bod em kw aliteitseisen h an gt voor een groot d eel af van d e besch ikbare ken n is en in zich ten over h et ged rag van stoffen in d e bodem. Gesim p lificeerd gesteld bestaat een bodem u it vier fasen, v a st (bod em d eeltjes), vloeibaar (w ater), gas (bod em atm osfeer) en tenslotte biota (Bru sseau , 1997). Wanneer d e bod em verontreinigd raakt m et een organische verbind in g, beteken t d at d at d e contam inant geassocieerd w ord t m et één of m eer van bovengenoem d e fasen. De p a r t i t i e v an d e v er bin d in g over d e v er sch illen d e fasen hangt ond er m eer sam en m et sp ecifieke stofeigenschap p en en fase-overgangsp rocessen. De m eest relevante fase-overgangsp rocessen betreffen (1) het in op lossing gaan (overgan g van p u re con tam in an t n aar d e w aterfase), (2) vervlu ch tigin g (overgan g van d e w ater- n aar d e gasfase) en (3) sorp tie (bin d in g aan d e vaste fase) (ibid .). H et ged rag van organische m icroverontreinigingen in d e bod em w ord t voor het belangrijkste d eel bep aald d oor d e verd elin g tu ssen d e w ateren vaste fase (Beck et a l . , 1993). De m eeste im m obiele organische contam inanten hebben een hydrofoob (la g e w aterop losbaarh eid ) en lip ofiel kar akter . Dergelijke verbind ingen zijn m eestal sterk gebond en aan organ isch m ateriaal en bod em d eeltjes (Tenner et al., 1997). Dit

11


verlaagt d e biobesch ikbaarh eid en toxiciteit voor p lan ten (op n am e d oor p lan ten w ortels, tran slocatie en accu m u latie in d e p lan t; Sh im p et al., 1993; Breu n is, 1998), bod em fau na (bijvoorbeeld op nam e en accu m u latie bij regenw orm en; Belfroid et a l . , 1995), op d e bod em levend e fau na (v ia d oorvergiftiging) en microorganismen en heeft d aarm ee eveneens invloed op d e biod egrad atie. Versch illen d e stu d ies d u id en op een sterke tem p orele afn am e van d e b iob esch ik b aarh eid van organische contam inanten (verouderingseffect of 'agin g'). Daarom stelt Alexand er (1995) d at kortd u rend e laboratoriu m exp erim enten ku nnen leid en tot oversch attin g van d e ecotoxicologisch e risico's van 'verou d erd e' veron trein igin gsgevallen. H et verou d eringsp roces is m eestal het resu ltaat van ad sorp tie van organ isch e con tam in an ten in m icro- of n an op oriën en /of in d e b od em m atrix (Ver str a ete & Devliegh er, 1996). Dit beteken t d at geru im e tijd n a d e veron trein igin g sterk gebon d en resid u en van organ isch e verbin d in gen in d e bod em aan w ezig zijn , d ie n iet of n au w elijks extrah eerbaar zijn . Voor sp ecifieke stoffen kan d it gaan om w el 100 tot zelfs 1000 m g gebond en contam inant p er kg organisch bod em m ateriaal (Khan, 1982; geciteerd in Verstraete & De Vliegh er, 1996). Ook De Jon ge (1996) w ijst op h et feit d at aan organ isch bod em m ateriaal gead sorbeerd e resid u en zeer p ersisten t zijn en lan gzaam besch ikbaar kom en over een p eriod e van (tien tallen ) jaren . H et verban d tu ssen totaalgeh alten in d e bod em en h et ecologisch fu n ction eren van d e bod em is volgens hem d aarom m oeilijk te leggen (ibid .). Chemische binding Er zijn tw ee algem en e m ech an ism en w aarm ee organ isch e veron trein igen d e stoffen aan d e bodem worden gebonden: ch em isch e binding en fysisch e sorp tie. Terw ijl fysisch e sorp tie een algem een versch ijn sel is bij organ isch e con tam in an ten , bep erkt ch em isch e bin d in g zich tot bep aald e m olecu len . Ch em isch e bin d in g is h et resu ltaat van een chem isch stabiele, covalente bind ing. Deze w ord t gevorm d tu ssen d e betreffend e contam inant en d e hu m u sd eeltjes van d e bodem. De hierd oor gevormde com p lexen zijn zeer bestand tegen zow el fysisch-chem ische p rocessen in d e bod em als m icr obiële afbr aak (Ver str aete & Dev liegh er , 1996). Uit v er sch illen d e stu d ies is gebleken d at d e chem isch gebond en resid u en (hu m u s-p olym ere com p lexen) toxicologisch in actief zijn en d at geen toxisch e rem obilisatie p laatsv in d t. Verstraete & Devliegh er (ibid .) w ijzen ech ter op h et feit d at bep aald e gevorm d e in term ed iaire producten van h u m ificatie w el u iterst toxisch kunnen zijn. H et is evid ent d a t w anneer d ergelijke resid u en loskom en van d e m inerale bod em d eeltjes w el m ineralisatie op treed t. Deze vin d t ech ter p laats m et een lage sn elh eid , vergelijkbaar m et d e m ineralisatie van norm ale hu m u s (ibid .).

12


Fysisch e sorp tie De extr ah eer baar h eid van recent aan d e bodem toegevoegd e contam inanten is m eestal hoog. N aarm ate een verbind ing langer in d e bod em p ersisteert, w ord t d eze steed s resistenter ten aanzien van extractie door versch illen d e op losm id d elen (Alexan d er, 1995) en d egrad atie (Bru sseau , 1997). Dit h an gt in belangrijke m ate samen m et sorp tie/ d esorp tie-p rocessen. Sorp tie h eeft betrekking op m olecu len, w elke zijn gead sorbeerd aan of in d e bod em m atrix zond er d e vorm ing van covalente bin d in gen (Verstraete & Devliegh er, 1996). Er is m om enteel nog w einig w etensch ap p elijke overeenstemming betreffend e h et p recieze sorp tieged rag van nonionische verbind ingen in d e bod em (Beck et al., 1993; Bru sseau , 1997). Wel d u id elijk is d at d e octan ol/w aterp artitiecoëfficien t en w aterop losb aarh eid v an een v erbin d ing d aarbij een belangrijke rol sp elen (Beck et al., 1993). De Jonge (1996) stelt d at bij risicobeoord eling van bod emverontreinigend e koolw aterstoffen, rekening m oet w ord en geh ou d en m et d e kin etisch e asp ecten van sorp tie in relatie tot biobesch ikb a a r h eid . Zow el sorp tie als d esorp tie zijn bifasisch e p rocessen (Alexan d er, 1995). Dit h an gt sam en m et h et feit d at sorp tie zich op tw ee m an ieren m an ifesteert: (1) een relatief sn elle, op p ervlakkige en reversibele sorp tie aan d e bodem en (2) een r ela t ief lan gzam e, sterke en vrijw el irreversibele d iffu se sorp tie in m icro- of nanoporiën en / of in d e bod em m atrix (Verstraete & Devliegh er, 1996). N aarm ate een veron treiniging 'verou d ert' betekent d it niet alleen d at een groter d eel van d e verontreiniging m oeilijker d esorbeert en biobeschikbaar w ord t voor bijvoorbeeld p lanten en bod em fau n a (en d u s m in d er toxisch ), m aar teven s d at er een grotere fractie in d e bod em ach terblijft, als gevolg van slech te biod egrad eerbaarh eid en een afn em en d belan g van v er tica a l transp ort en vervlu chtiging (Alexan d er, 1995). Recente in zich ten d u id en zelfs op een trifasisch sorp tie/ d esorp tie-ged rag, m et een relatief sn elle, een trage en een zeer trage fase (m ond . m ed . Govers, 1998). D issip atie H et is belan grijk on d ersch eid te m aken tu ssen verou d erin g van veron trein igin g als gevolg van sorp tie aan d e bod em (en/ of chem isch gebond en resid u en) en zelfreiniging/ verd w ijning van gecontamineerd e bod emcompartimenten in d e tijd (d issip atie), h oew el d e relatie tu ssen beid e evid en t is. D issip atie b etr eft een a fn a m e v a n h et t o t a a l g e h a l t e van organische stoffen in d e bod em , veroudering een afn am e van h et b iob esch ik b aar geh alte. Er zijn verschillend e d issip atiep rocessen te ond erscheid en,

13


te w eten : verticaal tran sp ort (d oor 'leach in g' of d oor fau n a), vervlu ch tigin g, biod egr ad atie en ch em isch e afbr aak (Beck et a l . , 1993). De d issip atie v an or gan isch e con tam in an ten u it d e bod em is on d er m eer afh an kelijk van d e fysisch -ch em isch e eigen sch ap p en van d e bod em en d e betreffend e stof. Deze is over h et algem een bifasisch (ook voor w at betreft ind ivid u ele d issip atiep rocessen), m et een eerste fase w aarbij verlies m et een r ela tief hoge sn elh eid op treed t gevolgd door een v eel lan gzam ere tw eed e fase. Deze laatste fase w ord t ook w el d e resid u e fase genoem d (Beck et a l . , 1995). Een verklarin g voor genoemde kin etiek d ient gezocht in d e relatie tot sorp tieen d esorp tiep rocessen . De d issip atiesn elh eid w ord t n am elijk kin etisch bep erkt d oor fu n d am en tele m ech an ism en van sorp tie en d esorp tie, zoals sterke hyd rofobe in teracties m et organisch m a ter ia a l en verp akking in p oriën (Command eur, 1994; Beck et al., 1995). Deze bep alen d e p artitie van d e con tam in an t over d e verschillend e bod em fasen en d aarm ee d e beschikbaarheid voor d e verschillend e d issip atiep rocessen (Beck et al., 1995). In trap articu laire, d iffu se sorp tie van d e contam inant kan er bijvoorbeeld voor zorgen d at d irect contact tussen h e t su bstraat (con tam in an t) en m icro-organ ism en n iet m eer m ogelijk is (Commandeur, 1994). De snelheid w aarm ee een stof d oor d e bod em m atrix d iffu nd eert naar een voor m icro-organ ism en bereikbare p laats is d an bep alen d voor d e m icrobiële afbraaksn elh eid (ibid .). Voor bep aald e con tam in an ten (n iet-vlu ch tige, h yd rofobe en recalcitran te verbind ingen als hoog-m olecu laire PAK, PCDD, PCDF, DDT en d rins) geld t, d at een groot p ercen tage van h et in itiële geh alte n a zeer lan ge tijd n og in d e bod em p ersisteert (Beck et a l . , 1995). De kin etisch e bep erking van d issip atie h eeft niet slech ts betekenis voor p rocessen van zelfreiniging in d e tijd en d e relevantie van het gebru ik van h alfw aard etijd en in risicobeoord elin g (een DT50 zegt in h et gev al v an bi- of trifasisch e d issip atie w ein ig over d e u itein d elijke p ersisten tie), m aar teven s voor d e rem ed iatie-m ogelijk h ed en van organische bod em verontreiniging, m et nam e ou d e, sterk gebond en resid u en. Vanu it een gebru iksgerichte benad ering van bod em kw aliteit is d e vraag gerech tvaard igd , of en in h oeverre im m obiele resid u en gesan eerd moeten w ord en. H ierop w ord t ond er meer in hoofd stuk 6 ingegaan. O p n am e en tran slocatie d oor p lan ten Ook d e opname door p lanten kan als d issip atiep roces worden beschouwd. Ten aan zien van organ isch e bod em veron trein igen d e stoffen zijn vier b lootstellin gs- of opnameroutes van planten te ond erscheid en (Wild et al., 1992): (1)

p assieve w ortelop nam e (m et d e transp iratiestroom ) vanu it d e bod em op lossing;

(2)

blad op nam e van vervlu chtigd e stoffen u it het bod em op p ervlak;

14


(3)

d irect contact van w ortels en/ of blad eren m et gecontam ineerd e bod em d eeltjes;

(4)

actieve opname door m id d el van zogenaam d e oliekan aalsystem en in d e w ortel.

De eerste tw ee rou tes zijn vrij algem een , d e laatste zijn slech ts relevan t voor zeer sp ecifieke om stand ighed en en/ of p lantensoorten (Ryan et al., 1988; Breu n is, 1998). Voor d e m eeste stu d ies geld t, d at h et relatiev e belan g v an d e eerste ten op zich te van d e tw eed e rou te n iet te ach terh alen valt (Ryan et al., 1988), h oew el d u id elijk m ag zijn d at voor w einig-vlu chtige verbind ingen d e significantie van rou te 2 bep erkt zal zijn . H et in tern e geh alte in d e p lan t is h et gevolg van gen oem d e op n am em ogelijkh ed en alsm ed e d e d irecte op n am e u it d e atm osferische contam inanten, minus m etabolisch e v er liezen in d e p lan t (ibid .). Ver sch illen d e factor en , w aar on d er d e op nam erou te, sp ecifieke stofeigenschap p en en stofconcentratie, alsm ed e d e translocatie v an d e v er bin d in g in d e p lan t zelf, bep alen u itein d elijk d e verd eling over ond eren bovengrond se plantend elen. Passieve w ortelop nam e u it d e bod em op lossing is vergelijkbaar m et d e verd eling van een verbin d in g tu ssen d e w ateren vaste fase (ibid .). Daarom w ord t d e w ortelop n am e n ogal een s gerelateerd aan d e m eest gan gbare m aat voor d e lip ofiliteit, d e octan ol/ w ater-p artitiecoëfficien t (log Kow ) van een verbind ing; d e translocatie van w ortel naar sp ru it w ord t in het algem een aan zow el d e log Kow als d e tr an sp ir atiesn elh eid v a n d e p la n t g er ela teer d (ibid .). Ben a d r u k t d ien t d a t d e tota le w or telop n am e afh an kelijk is van d e gem id d eld e con cen tratie van een stof ged u ren d e d e geh ele (voorafgaan d e) groeip eriod e van een p lan t. Dit ben ad ru kt h et belan g van d issip atie in d e tijd , zoals bijv oorbeeld m icrobiële afbraak, v oor d e u itein d elijke bioconcentratie van organische verbind ingen in p lanten. Bij v erbin d in gen m et een relatief lage log K ow (< 4,5) is tr a n sloca tie v a n w or tel naar sp ru it w aarschijnlijk (Ryan et al., 1988). Voor contam inanten m et een log Kow groter of gelijk aan 4 geld t d at zij goed gead sorbeerd w ord en aan bod em d eeltjes, organische stof en p lantenw ortels, m aar slecht getransp orteerd w ord en in d e bod em op lossin g of d e p lan t (Br eu n is, 1998). Ter illu str atie is in tabel 2.1. een ov er zich t gegeven van d e log K ow van enkele bij d it onderzoek betrokken stoffen. In h e t bod em ecosysteem is sp rake van com p etitie tu ssen het w ortelsysteem van d e p lant en d e organ isch e fractie van d e bod em voor w at betreft h et on ttrekken van organ isch e verbind ingen aan d e bodemoplossing. Sorp tieverschijnselen (en h et organisch stofg eh a lte) bep a len d er h a lv e m ed e h et voor p lanten opneembare ged eelte van contam inanten. Op basis van d e log Kow kom en Ryan et al. (1988) tot d e con clu sie d at PAK, PCB, DDT, DDE en TCDD zich w el sterk aan (d e bu itenkant van )

15


p lantenw ortels ku nnen bind en, m aar d at translocatie naar bovengrond se p lantend elen w aarsch ijn lijk n iet relevan t is. Voor m eer stofsp ecifieke in form atie over p lan top nam e en lip ofiliteit w ord t verw ezen naar d e volgend e hoofd stu kken. Tab el 2.1. De log K ow van enkele aand achtsstoffen. (*) gecorrigeerd voor d issociatie van hyd roxylgroep en bij p H =6 (gebaseerd op Moet, 1995; Floh r, 1982; Sim s & Overcash, 1983; Ferro et al., 1994). Verbind ing d iëld rin carbofu ran DDT TCDD styreen aroclor 1254 benzo(a)p yreen PCP

log K ow 5,0 2,1 6,2 6,1 3,1 6,0 6,4 3,3*/ 5,2

Biod egrad atie Micro-organism en zijn van groot belang voor d e bod em vru chtbaarheid , ond er m eer v ia d e a fb r a a k v a n d ood or g a n isch m a ter ia a l (z ie § 1.4.), m aar tevens voor d e b iod egrad atie van organische verontreinigingen (Van Beelen & Doelm an, 1997). Sp ecifieke organische contam inanten kunnen, a fh a n k elijk van d e aard van h e t m icro-organism e, het m ilieu (bijvoorbeeld bod em typ e) en d e m olecu u lstru ctu u r, als p rim aire

of

secu nd aire

bron

van

koolstof

voor

micro-organismen

d ienen

(Com m and eu r, 1994). De m eeste (antrop ogene) organische verbind ingen ku nnen d an ook d oor d e in het m ilieu aanw ezige m icro-organism en w ord en gem ineraliseerd . De afbraakrou tes verlop en in p rincip e analoog aan d ie van natu u rlijke organische verbind ingen. Onder id eale om stand ighed en worden koolw aterstoffen volled ig gem ineraliseerd (om gezet in biom assa en m ineralen). N iet-geh alogen eerd e k oolw aterstoffen zijn relatief gered u ceerd e stoffen, vooral naarm ate ze m eer verzad igd zijn. Zij worden d aarom goed afgebroken in een aëroob m ilieu . Polygeh alogen eerd e k oolw aterstoffen zijn d aarentegen r ela tief geoxid eerd e verbind ingen, vooral n aarm ate h et m olecu u l m eer ch loorsu bstitu en ten bevat, en w ord en in th eorie goed afgebroken onder gereduceerde anaërobe om stand ighed en (Commandeur, 1994; Miller & H erm an , 1997). Een belan grijke voorw aard e voor m icrobiële m in eralisatie in d e bod em is d at geen and ere reacties eerd er en/ of sneller op tred en, d ie d e verbind ing aan d e feitelijke afbraak onttrekken. Sterke bind ing aan organische bod em fracties kan er v oor zorgen d at biod egrad atie n iet of n au w elijks p laatsv in d t. O ok d e toxiciteit van bep aald e con tam in an ten (en afbraakp rod u cten ) voor m icro-organ ism en leid t in veel gevallen tot vertraging of inhibitie van d e biod egrad atie.

16


De m icrobiële afbreekbaarh eid (h et tegengesteld e van p ersisten tie) van één en d ezelfd e v er bin d in g kan al m et al v ar iër en v an n au w elijks tot zeer afbreekbaar (Com m an d eu r, 1994). Deze is n am elijk geen op zich zelf staan d e eigen sch ap , m aar een resu ltante van d e interactie van d e stof m et d e aanw ezige m icro-organism en (d e intrinsieke afbraakm ogelijkhed en van organism en - d e aanw ezigheid van geschikte en zym en - ku n n en veran d eren in relatie tot tijd of m ilieu ) en karakteristieken van m icro- en m acrom ilieu . Een aansp rekend voorbeeld is en h an ced rh izosp h ere b iod egrad ation , h et versch ijn sel d at p lan ten groei, via beïn vloed in g van d e rh izosfeer, d e m icrobiële afbraak van bep aald e organische verbind ingen kan stim u leren (Ap rill & Sim s, 1990; Reilley et al., 1996; Breu nis, 1998). De volgend e hoofd stu kken gaan m eer stofsp ecifiek in op asp ecten van biod egrad atie. 2.2 E COLOGISCH E RAN DVOORWAARDEN VAN BODEMGEBRUIKSCATEGORIEËN IN RELATIE TOT IMMOBIELE ORGAN ISCH E BODEMVERON TREIN IGIN G

In d e v orige p aragraaf is in gegaan op asp ecten v an in activerin g, verd w ijning en om zettin g van organ isch e bod em veron trein igin g in relatie tot d e biobesch ikbaarh eid . H et is ech ter m oeilijk d er gelijke in v alsh oeken kw an titatief-m eth od isch te vertalen naar ecotoxicologische risico's van verontreinigingssitu aties van voor 1987. H et is d u id elijk d at (m et nam e lange-term ijn) veld stu d ies rep resentatiever zijn voor 'verou d erd e' organische bod emverontreiniging d an laboratoriu m toetsen, w aarbij verontreinigend e stoffen aan een ku nstm atig su bstraat zijn toegevoegd . H oew el d it v eelal su bstr aat m et een r elatief gr ote bin d in gscap aciteit betreft, kan d e biobesch ikbaarh eid voor bep aald e stoffen versch illen van d e veld situ atie (ou d e veron treiniging). Voor d e ene organische verbind ing zal d it een grotere rol sp elen d an voor d e and ere. H et on tw ikkelen van algem en e con cep ten betreffen d e biobesch ikbaarh eid en h e t u itvoeren van toetsen op zo veel en zo versch illen d m ogelijke bodems, kan m eer in zich t versch affen in d e extrap oleerbaarh eid van toxiciteitsgegevens tussen bod em s (Van Gestel, 1997). Van Gestel & Ma (geciteerd in Van Gestel, 1997) toond en aan d at d e acu te toxiciteit van PCP voor regenw orm en voornam elijk w ord t bep aald d oor d e con cen tratie in h et bod em p oriew ater. H u n on d erzoek beteken d e d e eerste valid atie van d e 'p oriew ater-h yp oth ese' (of h et even w ich tsp artitie-con cep t) voor ter r estr isch e bod em s (ibid .). Algem en e geld igh eid v an d eze h yp oth ese h eeft als belan grijke con sequ en tie d at in zich t in sorp tieged rag van stoffen d irecte aanknopingspunten voor extr ap olatie van toxiciteitsd ata tussen bodems op levert. De d efin itie van biobesch ikbaarh eid van organische verbind ingen ligt ech ter v eel com p lexer. De w ijze en m ate van blootstelling v ersch ilt tussen d e subsystemen

17


(p lanten, bod em fau na en micro-organismen) en kan ook binnen d eze subsystemen variëren . Boven d ien is d e chem ische sam enstelling van d e bodemoplossing geen constante in ru im te en tijd . Tenslotte ku nnen m eerd ere blootstellingsrou tes relevant zijn voor één soort. Voor regenw orm en betreft d it - naast p assieve absorp tie van d e verbin d in g van u it h et in terstitiële w ater d oor d e lich aam sw an d van regenw orm en (Van Gestel, 1997) - op nam e van d e verbind ing tijd ens transp ort van (geconsu m eerd e) gecontam ineerd e bod em d eeltjes d oor het d arm k an aal (Belfroid et a l . , 1994). De sp ecifieke verbind ing en d e p a r titie van d ie verbind ing over d e versch illen d e bod em fasen bep aalt h et relatieve belan g van d irecte con su m p tie van gecontam ineerde bodemdeeltjes voor regenwormen. Met betrekking tot d e in terven tiew aard en u it d e Leid raad bod em bescherm ing w ord t voor organische verontreinigingen u itslu itend rekening gehou d en m et het organisch stofgeh alte in d e bod em . H oew el d eze p aram eter v an belan g is v oor d e sorp tiekarakteristieken van stoffen, is h et d iscu tabel slech ts te corrigeren naar één p aram eter in een com p lex n etw erk van bod em ch em isch e in teracties (Faber, 1997). Daarnaast kan verand erd land gebru ik (grond bew erking, toep assing van organische m est, en zovoort) van in vloed zijn op d e biobesch ikbaarh eid (zie ook d e stofsp ecifieke in form atie in d e volgen d e h oofd stu kken ). Tot slot is biobesch ikbaarh eid sterk organ ism e-afh an kelijk. Zoals in d e vorige p aragraaf w erd gesteld , zijn verband en tu ssen totaalgehalten van organische verbind ingen in d e bod em en het ecologisch fu nctioneren van het bod em ecosysteem m oeilijk te leggen. Er is in d e p raktijk echter behoefte aan sim p ele getallenlijstjes van gebru ikssp ecifieke w aard en, w aarond er h et 'v eilig ' is om een bep aald e fu nctie te realiseren en w aarboven d at niet m eer m ogelijk is (ib id .). Doelstellin g van h et ond erhavige onderzoek is d aarom - ind ien m ogelijk ord egrootte-in d icaties voor m axim ale gehalten in d e bod em (m inim ale bod em kw aliteitseisen ) voor enkele aan d ach tsstoffen op te stellen . Dit zal niet voor a lle stoffen h a a lb a a r blijken. Een m ogelijk a lter n a tief is een ran ge aan te geven, w aartu ssen locatiesp ecifiek ond erzoek m oet u itm aken of bod em sanering nood zakelijk is. Vanu it d e ecologie ku nnen b ioassays w aard evolle locatiesp ecifieke in form atie op leveren m et betrekkin g tot ecotoxicologisch e effecten van im m obiele bod em verontreiniging (Ma et al., 1997) en d e saneringsu rgentie van verontreinigd e bod em s (Aqu aSense, 1997). H et is echter belangrijk te beseffen d at bioassays ook slechts een tijd elijk beeld kunnen op leveren van risico's en d at h et niet goed m ogelijk is bioassay-ond erzoek te vertalen naar (op lossingsgerichte) ontw erp eisen.

18


Teneind e te komen tot m inim ale bod em kw aliteitseisen zijn in h et on d erh avige ond erzoek stofsp ecifieke ecotoxiciteitsgegevens geëvalu eerd , w aarbij gekeken w ord t w elke d ata h et m eest relevan t zijn in r ela tie tot im m obiele verontreiniging. Vanw ege d e hoge lip ofiliteit van d e m eeste organische verbind ingen, w ord en hierbij ook asp ecten van d oorvergiftigin g betrokken . Gezien d e bep erkte sch a a l van d e m eeste sted elijk bod em gebru ikscategorieën (bijvoorbeeld een tu in ), is d e aan d ach t voor d oorvergiftiging slech ts secu nd air. Alvorens te komen tot stofsp ecifieke ev alu aties, w ord t in d eze p aragraaf besproken in hoeverre d e ecologische rand voorw aard en u it § 1.4. geschikt zijn voor organische bod em verontreiniging. 2.2.1 Su b systeem flora: aan d ach tssoorten en ecologisch e ran d voorw aard en H et belang van fytotoxiciteitsgegevens voor d e beoord eling van risico's van bod em veron trein igin g is evid en t (Ben en ati, 1990), m aar d e rol d ie h ogere p lan ten in h et bod em saneringsbeleid sp elen is vooralsnog te gering (Van H esteren et al., 1998). In § 1.4. is een aantal gebru ikssp ecifieke aand achtssoorten en rand voorw aard en vanu it d e p lantengroei aangegeven. Voor m etalen zijn d eze zeer relevan t gebleken ten beh oeve van h et op stellen van m in im ale bod em kw aliteitseisen , m ed e d oor h et feit d at d e gevoeligh eid van h et su bsysteem flora bij d eze stoffen in d e m eeste gevallen groter is d an d ie van d e bod em fau na of m icrobiële p rocessen (ibid .). Gezien d e in efficiën te op n am e van lip ofiele organ isch e verb in d in gen u it d e bod em d oor p lan ten , is d it voor som m ige bij h et on d erh avige on d erzoek betrokken stoffen m in d er voor d e h an d liggen d . Bovend ien is nau w elijks in form atie besch ikbaar over versch il in gevoeligheid tu ssen p lantensoorten voor organische bod em verontreiniging, zoals d at voor m etalen w el h et geval w as. Er bestaat slech ts enige in form atie over d e relatieve gevoeligh eid voor organ isch e verbin d in gen (m et nam e herbicid en) van monocotylen ten op zich te van d icotylen; d it is ech ter geen eend u id ige trend (Fletch er, 1990; H u n d & Trau n sp u rger, 1994). Gorsu ch et a l . (1990) vergeleken d e relatieve gevoeligh eid van Lolium perenne (een aan d ach tssoort u it § 1.4.), rad ijs en sla (N OECs) voor 26 com m erciële organ isch e ch em icaliën (on d er an d ere PCP). Sla w as over h et algem een d e m eest gevoelige p lan ten soort. Deze soort w ord t d an ook voor veel fytotoxiciteitsstu d ies m et organische verbind ingen gebru ikt (ond er and ere H u lzebos et al., 1993). Daarn aast staat h aver (Aven a sat iva) a ls r ela tief g ev oelig e testsoort te boek (Mitchell et al., 1988). Door d e afw ezigh eid van sp ecifiek e in form atie over d e relatie van on d ersch eid en aand achtssoorten m et organische bod em verontreiniging is het niet m ogelijk binnen h et asp ect p lan ten groei te d ifferen tiëren naar bod em gebruikscategorieën. Gezien h et feit d at p lan ten groei als algem en e ecologisch e ran d voorw aard e geld t v oor alle

19


bod em gebru ikscategorieën, d ient b egin n en d e fytotoxiciteit zo veel m ogelijk voorkom en te w ord en , ten ein d e gebru iksbep erkin gen van d e bod em te m in im aliseren . De EC50 of FT50 (een verm ind ering van d e groei m et 50% bij jonge p lanten) van gevoelige p lan ten soorten geld t als on gew en st, om d at boven d eze w aard en aan zien lijke op brengstred u cties m et betrekking tot volw assen gew assen ku nnen w ord en verw acht (Chang et al., 1992; zie ook Van H esteren et al., 1998). 2.2.2 Subsysteem bodemfauna: regenwormen als sleutelgroep De bod em fau na beïnvloed t p rocessen in bod em ecosystem en d oor interactie m et d e m icrobiële levensgem eenschap , alsm ed e d oor verand ering van fysisch -ch em isch e eigen sch ap p en van d e bod em (Forbes & Ku re, 1997). Met n am e d e talrijke biogeoch em isch e en ecologisch e effecten van regen w orm en zijn van em in en t belang. D it geld t tevens voor verplaatsing van bod em verontreinigend e stoffen d oor regenw orm en (m on d . m ed . Verstraete, 1998). De relatie tu ssen bod em kw aliteit en regen w orm en w ord t d an ook veelvu ld ig benad ru kt (Van H esteren et al., 1998; Dou be & Sch m id t, 1997). H et rap p ort 'Aan bevelin gen voor d e in tegratie van biotisch e p aram eters in h et RIVM-bod em kw aliteitsm eetn et' (Tolsm a et al., 1991) geeft aan d at regen w orm en een gesch ikte groep organ ism en is voor d e evalu atie van bod em con tam in atie, n iet alleen v oor w at betr eft zw ar e m etalen , m aar ook v oor PAK, PCB en bestr ijd ingsm id d elen. Ook ons inziens vorm en regenw orm en voor organische m icroverontreinigingen in d e bod em een bru ikbare sleu telgroep . Beh a lv e hun ecologische en fu n ction ele relevan tie zoals aan gegeven in § 1.4., accumuleren regenwormen v eel hyd rofobe organische m icroverontreinigingen vanu it hu n bod em m ilieu (Belfroid et a l . , 1994) en blijken zij relatief gevoelig voor verschillend e organische verbind ingen. Boven d ien is - ten op zich te van an d ere groep en bod em evertebraten - red elijk w at ond erzoek verricht naar d e relatie tu ssen regenw orm en en organische bod em verontreiniging. In § 1.4. is aangegeven d at rep rod u ctie van regenw orm en als m eest geschikte effectp aram eter geld t. H ela a s hebben d e m eeste toxiciteitsd ata betrekking op acu te sterfte bij Eisen ia fet ida in ku n stgron d , van w ege h et feit d at d it een in tern ation ale stan d aard test betreft. Meer su bletaal onderzoek aan (ecologisch relevan tere soorten) regenw orm en lijkt w enselijk en is reed s in ontw ikkeling (Dou be & Schm id t, 1997; Bow m er et al., 1993; Van Gestel et al., 1997). H et is evid en t d at w an n eer geen effecten op d e rep rod u ctie van regenw orm en bekend zijn, and ere chronische p aram eters (bijvoorbeeld groei en overleving) d e voorkeu r genieten boven acu te toxiciteitsd ata. On d an ks d at is h et betrekken van d ergelijke d ata (LC 50 ) in d e ev alu atie v an

20


bod em kw aliteisen in d e m eeste gevallen beter d an con clu sies te trekken u it één of enkele gegevens. 2.2.3 Su b systeem m icroflora: n itrificatie en sym b iotisch e stik stoffixatie als sleu telprocessen In p a r a g r a a f 1.4. z ijn n itr ifica tie en sy m biotisch e stik stoffixa tie m et Rhizobiu m aangem erkt als sleu telp rocessen ten aanzien van h et life support system in d e bod em . Voor m etalen bleek n itrificatie bru ikbaar ten aan zien van h et bep alen van gebru ikssp ecifieke bod em kw aliteiteisen , m aar sym biotische stikstoffixatie n iet. Dit als h et gevolg van d e gerin ge in form atiebesch ikbaarh eid m et betrekkin g tot d e gevoeligh eid van laatstgen oem d p roces voor m etaalgecon tam in eerd e bod em s (Van H esteren et al., 1998). De ecologische relevantie van d e nitrificatie voor beoord eling van organ isch e bod em veron trein igin g is evid en t, gezien d e relatieve gevoeligh eid voor een bred e range verbind ingen (Rop er & Op hel-Keller, 1997; Malkom es, 1997) en d e geringe fu nctionele red u nd antie (Van H esteren et al., 1998). Voor versch illen d e organ isch e stoffen zijn effecten ten aan zien van n itrificatie aangetoond (H u nd & Traunspurger, 1994; Hockenbury et a l . , 1977). De relevan tie van sym b iotisch e stik stoffixatie in ecologische bodembeoordeling is niet slech ts gelegen in d e r ela tiev e gevoeligh eid en geringe fu nctionele red u nd antie voor d it p roces. De Rhizobiu m-Legu m in osae-sym biose bied t - n aast flora, bod em fau n a en m icroflora een ad d ition eel trofisch n iveau ten behoeve van bodembeoordeling, nam elijk d e sym biotische in teractie tussen p lan t en bacteriën in d e rh izosfeer (Wetzel & Wern er, 1995). Effecten van versch illen d e organ isch e verbin d in gen (on d er and ere carbaryl, carbofu ran , DDT en PAK) op versch illen d e p aram eters zijn aan getoon d , zoals d e viabiliteit van Rhizobiu m, d e op brengst van d e fytobiont, nod u latie-su cces (form atie van w ortelkn olletjes) en stikstoffixatie (Garten , 1990; Wetzel & Wern er, 1995). N od u latie-su cces lijkt d e m eest geschikte p aram eter voor bioassays en bioind icatie van bod em verontreiniging (Garten, 1990; Wetzel & Werner, 1995). Op grond van d e ecologische en fu nctionele relevantie is er gezien het bovenstaand e geen red en alternatieve sleu telp rocessen te selecteren voor organische stoffen. In het geval van organ isch e m icroveron trein igin g is ech ter voor bep aald e aan d ach tsstoffen gebrek aan getalsm atige in form atie m et betrekkin g tot effecten voor d e on d ersch eid en sleu telp rocessen te verw ach ten . Ten n er et a l . (1997) stellen bijvoorbeeld d at voor PCB en PAK niet of nau w elijks toxiciteitsd ata voorhand en zijn ten aanzien van m icrobiële bodemprocessen. Der h alv e is gekozen voor b od em resp iratie, bij voork eu r m et su b straattoevoegin g (bijvoorbeeld d e m in eralisatie van

14

C-a cet a a t )

toe te v oegen als sleu telp roces. Resp iratie is een m aat v oor d e aërobe m icrobiële

21


activiteit van een bod em en heeft relevantie vanu it het oogp u nt van koolstofom zettingen, w aarond er biod egrad atie. H et proces kent ech ter een grote fu nctionele red u nd antie en is slech ts m atig gevoelig voor contam inanten (Rop er & O p h elKeller, 1997; Malkom es, 1997; Beelen & Doelm an , 1997; Gezon d h eid sraad , 1991). Ond er stand aard toetsom stand ighed en zu llen d e organism en betrokken bij d it p roces zich bin n en 30 d agen ku n n en h erstellen , on d er m eer van w ege h et feit d at een d eel van d e m icroflora niet blootgesteld w ord t aan d e stof vanw ege d e heterogeniteit van d e bod em (Dru kker & Van Straalen , 1993). Door m id d el van toevoegin g van (lage concentraties) voed ingssu bstraat n aast organische contam inanten in kortd u rend e exp erim enten, w ord t d e gevoeligheid van het p roces verhoogd (Beelen & Doelm an, 1997; Gezon d h eid sraad , 1991). Gezien d e sam enhang van bod em ad em haling m et d ecom p ositie van organisch m ateriaal (en d aarm ee d e bod em vru chtbaarheid ) is d it p roces het m eest relevant voor d e bod em gebru ikscategorie tuinen & volkstuinen. Ten beh oeve van h et bestu d eren van d e effecten van lan gd u rige veron trein igin g van d e bod em , gebru ikten Rem d e & Hund (1994) een com binatie van d e a ct iv it eit van au totrofe n itrificeren d e bacteriën (als een in d icatie voor d e p oten tiële toxiciteit voor m icro-organ ism en ) en m icrobiële resp iratie (als een in d icatie van d e biobesch ikbaarh eid en biod egrad eerbaarh eid van d e verbin d in gen ). Zij steld en d at d eze com binatie een goed e beoord eling van d e invloed van (organische) contam inanten op m icr oflor a m ogelijk m aakt (ibid .). De v er w ach tin g is ech ter d at v oor d e m eeste aand achtsstoffen in het ond erhavige ond erzoek niet over beid e p aram eters inform atie besch ikbaar is.

22

N iet-gechloreerd e arom atische verbind ingen en m inerale olie

3 N IET-GECH LOREERDE AROMATISCH E VERBIN DIN GEN EN MIN ERALE OLIE

Dit h oofd stu k besp reekt versch illen d e asp ecten van n iet-gech loreerd e verbin d in gen , m et als d oel aan te gev en h oe fu n ctiegerich t kan worden omgegaan m et d e im m obiele, p ersistente fractie van 'verou d erd e'

verontreiniging

m et en kele

aan d ach tsstoffen . Dit betreffen p olycyclisch e en h eterocyclisch e arom atisch e verbind ingen, styreen en m inerale olie. Per stof(-groep ) w ord t telkens eerst ingegaan op h et ged rag in d e bod em . H iern a volgt een evalu atie van m ogelijkh ed en om te kom en tot (gebru ikssp ecifieke) m inim ale bod em kw aliteitseisen. 3.1 P OLYN UCLEAIRE AROMATISCH E VERBIN DIN GEN De term p olycyclisch e arom atisch e k oolw aterstoffen (PA K) h eeft betrekking op verbind ingen, w elke bestaan u it tw ee of m eer gecond enseerd e arom atische ringen en d ie u itslu itend koolstof en w aterstof bevatten (H ensbergen & Van Gestel, 1995; Kalf et a l . , 1995). Su bstitu tie van koolstof in d e arom atisch e ring door bijvoorbeeld stikstof, zu u rstof of zw avel leid t tot h eterocyclisch e arom atisch e verb in d in gen (ook w el gesu bstitu eerd e PAK genoem d ). Gezam enlijk vormen d eze gesu bstitu eerd e en ongesu bstitu eerd e verbind ingen d e p olynu cleaire arom atische verbind ingen (Sim s & Overcash, 1983). In d eze p aragraaf w ord t slechts zijd elings op gesu bstitu eerd e PAK ingegaan. In het algem een geld t, d at d e antrop ogene em issie van PAK in het m ilieu het gevolg is van het gebru ik van PAK-hou d end e grond stoffen of p rod u cten, d an w el te w ijten is aan d e vorming van PAK bij verbrand ingsprocessen. Dit la a tste gebeurt d oor p yrolyse (th erm isch e d ecom p ositie) van organisch m a ter ia a l. De ond erlinge verh ou d in g van in d ivid u ele PAK h an gt af van d e sp ecifieke verbran d in gstem p eratu u r (Slooff et al., 1989). De versp reid ing van PAK in het m ilieu is zow el het gevolg van natu u rlijke (ond er and ere vu lkanism e en bosbrand en) als antrop ogene verbrand ingsp rocessen (Sim s & Overcash, 1983). PAK kom en in grote hoeveelhed en voor in ind u striële producten u it d e p etrochem ische ind u strie, d e cokesfabrieken en d e koolteerverw erking. And ere voorbeeld en van antrop ogene bronnen van PAK betreffen het w egen lu chtverkeer, creosoteerbed rijven (hou tverd u u rzam ing) en d e alu m iniumind ustrie (p rod u ctie van voorgebakken koolstofanod en). Ook d e langd u rige

23


toevoeging van zu iveringsslib aan agrarische grond en, verhoogt over het algem een d e PAK-gehalten in d e bod em sterk (Wild et al., 1990). In d e m eeste gevallen bereiken PAK d e bod em ind irect via d e atm osfeer (Slooff et al., 1989): d e vlu ch tige PAK in d am p vorm en m et n eerslag (n atte d ep ositie), d e w ein ig vlu ch tige gead sorbeerd aan stof, roet en vliegasstof (d roge d ep ositie). 3.1.1 Gedrag in de bodem: inactivering, omzetting en verdwijning Aspect en va n sorpt ie en dissipa t ie Vanw ege hu n sterk ap olaire karakter ku nnen algem ene theorieën over hyd rofobiciteit en sorp tie gebru ikt w ord en voor het beschrijven van het m ilieu chem isch ged rag van PAK in d e bod em (H en sbergen & Van Gestel, 1995). De n on -ion isch e stru ctu u r van PAK resu lteert in p artitieged rag van d e p olaire w aterfase n aar d e h yd rofobe op p er v lakten in d e bod em m atr ix (Ap r ill & Sim s, 1990). H et lip ofiele organisch bod em m ateriaal fu ngeert als ad sorbent en im m obiliseert d e hyd rofobe PAK (Sim s & Overcash , 1983). Aan van kelijk verloop t h et sorp tiep roces zeer snel, w aarbij een belangrijk d eel van d e totale h oev eelh eid bind t. H iern a verloop t h et p roces langzam er, w aarbij d e m oeizam er beschikbare bind ingsp laatsen bereikt worden (H ensbergen & Van Gestel, 1995). Tab el 3.1. Fysisch -ch em isch e eigen sch ap p en van en kele PAK (gebaseerd op Moet, 1995; Floh r, 1982). PAK verbind ing

aantal ringen

m ol. gew icht

n aftaleen antraceen fenantreen flu oreen flu orantheen chryseen p yreen benzo(a)p yreen

2 3 3 3 4 4 4 5

128 178 178 166 202 228 202 252

op losbaarh eid in w ater (μg/ l) 31960 75 1002 1685 206 1,8 135 0,172

log K ow

3,4 4,5 4,5 4,2 5,3 5,6 5,3 6,4

H et ged rag van in d ivid u ele PAK in d e bod em is in d e eerste p laats afh an kelijk van d e sp ecifieke fysisch -ch em isch e eigen sch ap p en , zoals d e molecuulgrootte, w elke d irect sam enhangt m et het aantal arom atische ringen in d e verbind ing. Tenner et al. (1997) verd elen PAK in tw ee groep en: (1) laagm olecu laire PAK m et 2 (bijvoorbeeld naftaleen) of 3 arom atische ringen (bijvoorbeeld antraceen) en (2) h oog-m olecu laire PAK m et m eer d an d rie arom atische ringen (bijvoorbeeld benzo(a)p yreen). Slooff et a l . (1989) leggen h et on d ersch eid tussen la a g - en hoog-m olecu laire PAK bij een m olecu u lgew ich t van 228. Dat beteken t d at zij d e m eeste PAK m et 4 arom atisch e

24


rin gen , zoals flu oran th een , n og tot d e laag-m olecu laire PAK reken en (zie ook tabel 3.1.). De lan ge-term ijn p ersisten tie van PAK in bod em s is p ositief gerelateerd aan h et aan tal arom atisch e rin gen in h et m olecu u l (Wild et al., 1992). Voorts h an gt d e p ersistentie van d e verschillend e PAK sam en m et d e ran gsch ik k in g van d e arom atische ringen (lin eair, an gu lair of geclu sterd ), w aarbij d e lin eaire PAK h et m in st en angu laire PAK het m eest stabiel zijn (Wilson & Jones, 1993). Wan n eer een bod em veron treigin gd is geraakt m et PAK treed t d issip atie op v ia vervlu chtiging, 'leach in g' (u itsp oeling), accu m u latie door p lanten, ch em isch e afbraak en biod egrad atie. N aast u itsp oelin g en vervlu ch tigin g, zijn b iotu rb atie en grondbewerking belangrijke factoren voor transp ort van PAK d oor het bod em p rofiel (Slooff et al., 1989). Uit een stu d ie van Jon es et a l . (1989) n aar d e lange-term ijn verand eringen in d e v erd elin g v an PAK in h et p rofiel v an agrarisch e bod em s, blijkt d at m igratie v an PAK p laatsvin d t van d e boven ste laag (d ie frequ en t om gep loegd w ord t) n aar d e d aarond er gelegen, onbew erkte laag. H oew el in d e betreffend e bod em s d e m igratiesnelheid over het algem een w el enigszins afneem t m et toenem end m olecu u lgew icht, zijn d e relatief geringe verschillen tu ssen d e ind ivid u ele PAK-verbind ingen op m erkelijk in h et lich t van h u n grote versch illen qu a fysisch -ch em isch e eigen sch ap p en . Jones et al. (1989) verm oed en d at translocatie van PAK in d e bod em via d e vaste fase (gebon d en aan klei en organ isch e stof) een grote rol sp eelt in d eze m igratie. Zij stellen d at h et relatief sn elle transport van gebonden contaminanten d oor m acrop oriën in bod em d eeltjes of d oor com p lexvorm ing m et op losbare organische stof, in d e m eeste m od elm atige stu d ies over h et h oofd is gezien (ibid .). Wilcke et a l . (1996) w ijzen op het ecologische belang van het bestu d eren van d e sp ecifieke d istribu tie en het typ e bind ing van PAK over het heterogene bod em p rofiel, bijvoorbeeld bod em aggregaten, d e bod em op p ervlakte en bod em d eeltjes van verschillend e grootte. Reilley et a l . (1996) n oem en ten slotte h et op tred en van irreversib ele sorp tie a ls d issip atier ou te. Dit kom t n iet ov er een m et h et in d e v or ige p ar agr aaf gem aakte ond erscheid tussen sorp tie en d issip atie. H et is ech ter d u id elijk d at langzam e (vrijw el irreversibele) d iffu se sorp tie bij PAK grote beteken is h eeft voor tran sp ort, biobesch ikbaarh eid , biod egrad atie, lan ge-term ijn p ersisten tie en d e r em ed iatiem ogelijkhed en van PAK-gecontam ineerd e bodems. Volgens Park et a l . (1990) is in form atie ov er d e sn elh eid v an afzon d erlijke d issip atierou tes van groot belang voor saneringsvraagstu kken, bijvoorbeeld na hoeveel tijd biorem ed iatie leid t tot d e gewenste b od em k w aliteitseisen ond er sp ecifieke m ilieu om stand ighed en.

25


Sim s & Overcash (1983) concluderen d at vervlu chtiging van PAK een r ela t ief on belan grijke factor is in terrestrisch e system en , zeker in vergelijkin g m et ad sorp tiem ech an ism en . Dit geld t ech ter n iet voor n aftaleen en gesu bstitu eerd e n aftaleen (Wilson & Jon es, 1993) en in m in d ere m ate voor PAK m et d rie arom atisch e rin gen . H et u itein d elijke lot van PAK in d e bod em w ord t d an ook in belan grijke m ate d oor ad sorp tie aan d e bod em bep aald . Ad sorp tie aan organ isch e stof h eeft bij PAK sterk d e voorkeu r boven m in erale d eeltjes (Floh r, 1982). De com binatie van d e sterke bin d in g aan d e bod em (r elatief h oge lip ofiliteit) en d e lage w ater op losbaar h eid h ebben volgen s Reilley et al. (1996) tot gevolg d at u itsp oelin g bij PAK m et d rie of m eer arom atisch e rin gen een on belan grijke d issip atierou te is. In p rin cip e w ord t d it bevestigd door d e ind eling van ch em icaliën in m obiliteitsklassen door Briggs (geciteerd in Floh r, 1982), w aarbij alle PAK als immobiel in d e bod em zijn geklasseerd , m et u itzond ering van n aftaleen . Solu bilisatie, d at w il zeggen een verh ogin g van d e op losbaarheid als gevolg van m icelvorm ing in op losm id d elen, kan echter d e m obiliteit van PAK bevord eren . Dit kan bijvoorbeeld beteken en d at PAK in een m engsel m et solu biliserend e stoffen (bijvoorbeeld d etergentia of bep aald e aard oliep rod u cten) w el getransp orteerd w ord t naar d iep ere bod em lagen en/ of het grond w ater. In een artikel van Wild et al. (1990) w ord t h et verloop van h et PAK-geh alte over een p eriod e v an en kele tien tallen jaren besch rev en . Dit h eeft betrekking op een lan gd u rig agrarisch exp erim en t, w aar tu ssen 1942 tot 1961 een groot a a n ta l (25) keren PAK-gecontam ineerd e zu iveringsslib aan d e bod em w erd toegevoegd . In 1942 bevatte d e bod em een ∑PAK-gehalte van ± 200 μg/ kg. In 1960 w as d it gehalte gestegen tot 5500 μg/ kg. H et stop zetten van d e ad d ities in 1961 resu lteerd e in een geleid elijke afn am e v an h et ∑PAK-geh alte. In 1984, 23 jaar n a d e laatste slibtoevoegin g, bev atte d e locatie n og steed s 3 m aal zoveel PAK als d e con trolelocatie. In h e t exp erim ent bleek benzo(a)p yreen d e m eest p ersistente ind ivid u ele PAK. Tu ssen 1967 en 1984 w as nau w elijks een afnam e van het benzo(a)p yreen gehalte w aar te nem en: d e resid u e fractie in d e bod em bed roeg resp ectievelijk 39% en 36% ten op zichte van d e totale in p u t. Daaren tegen w aren flu oreen en fen an treen in 1984 volled ig u it d e bod em verd w enen (ibid .). Deze bevind ingen kom en overeen m et het algem ene beeld van m olecu u lstru ctu u r-gerelateerd e p ersisten tie van PAK in d e bod em . Met betrekkin g tot asp ecten van sorp tie en d issip atie gaan Wild et al. (ib id .) er v a n u it d a t v erticale m igratie, p lantop nam e, abiotisch e afbr aak een te verw aarlozen rol hebben gesp eeld bij d e tem p orele afnam e van het ∑PAK-geh alte. Voor laag-m olecu laire PAK lijken vervlu ch tigin g en biod egrad atie als belan grijkste d issip atierou tes,

26


voor h oog-m olecu laire PAK stellen Wild et a l . (ib id .) d a t h u n r eca lcitr a n tie ten aan zien van biod egrad atie d e belan grijkste bep alen d e factor is m et betrekkin g tot p ersisten tie. Op d ergelijke asp ecten van biod egrad atie w ord t verd erop in d eze p aragraaf n ad er in gegaan . H et verm oed en van Wild et al. (1990) w as d at n a elke toevoeging van zu iveringsslib een sterke toenam e van d e biod egrad atie p laatsvond , als gevolg van d e verhoogd e biobesch ikbaarh eid / op losbaarh eid van bep aald e PAK d oor d e ad d itie v an n u triën ten en organ isch m ateriaal. Elke slibtoev oegin g leid d e zod oend e tot een initieel snel verlies van m et nam e laag-m olecu laire PAK en een niet-afgebroken recalcitran te resid u e fractie. D it p a t r o o n h er h a a ld e z ich t o t 1961, zod at u iteind elijk een recalcitrante fractie van m eer d an 5500 μg

PAK p er k g

bodem w as on tstaan , gedomineerd door hoog-m olecu laire, lip ofiele en dus sterk gebond en verbind ingen (ibid .). Dit voorbeeld geeft aan d at d e verontreinigingsgeschied enis een relevante factor is voor w at betreft biobeschikbaarheid en im m obiliteit van PAK in d e bod em . Beck et a l . (1995) d efin iëren d e con cen tratie van een bep aald e verbind ing in d e bod em aan het begin van d e resid u e fase als d e KCSQL (k in etically con strain ed soil q u ality lim it). De KCSQ L is geen v aste w aard e, m aar h an gt af v an d e sp ecifieke veron trein igin gsken m erken en d e locatie. N aar aan leid in g van d e d ata van h e t hierboven genoem d e ond erzoek van Wild et al. (1990) n aar d e afn am e van ∑PAK in d e bod em , stellen Beck et a l . (1995) d a t tien jaar na d e la a tste toevoeging van veron trein igd zu iverin gsslib d e resid u e fase van d issip atie w erd bereikt. Zij sch atten d e KCSQL hier op 2231 μg PAK per kg bodem (ibid .). Ond erzoek van Lew is (geciteerd in Beck et al., 1995) toont aan, d at d oor biorem ed iatie een aan zien lijke red u ctie van h et PAK-geh alte in d e bod em kan w ord en bereikt. Ged u rend e een biorem ed iatiep eriod e van 12 w eken vond een afnam e p laats van 90% van d e ∑PAK-con cen tratie en een afn am e van 97% van d e PAK m et 2 en 3 arom atisch e rin gen (ibid .). Op h et eerste gezich t lijkt d it een goed resu ltaat. Ech ter, reed s na 3 w eken nam d e red u ctiesnelheid van d e ∑PAK-con cen tratie sterk af, u itein d elijk leid end tot een langzaam afbreekbare fractie van ongeveer 1000 mg/ kg en een geschatte KCSQL van 283 mg PAK per kg bodem (ibid .). On d erzoek n aar d e ecotoxicologisch e risico's van biorem ed iatie van PAK-gecon tam in eerd e locaties d oor H u n d & Trau n sp u rger (1994) laten een zelfd e beeld zien . De initiële (totaal) PAK-concentratie in d it ond erzoek bed roeg circa 4500 m g/ kg bod em . Tijd en s h et biorem ed iatiep roces n am d e PAK-con cen tratie sterk af. N a 13 m aan d en w erd een red u ctie van 65% w aargen om en , m aar d eze red u ctie w as al bijn a n a d e

27


eerste 7 m aand en bereikt. De genoem d e afnam e betrof hoofd zakelijk d e red u ctie van PAK m et 2, 3 en 4 arom atische ringen, terw ijl geen significante afbraak van PAK m et 5 en 6 ringen p laatsvond . De resid u e fractie (circa 1300 m g/k g) bevatte vrijw el geen PAK m et 2 of 3 ringen (ibid .). In tegenstelling tot Beck et al. (1995) betrekken H u nd & Trau nsp u rger (1994) w el d e ecotoxicologisch e im p licaties v a n d er g elijk e k in etische beperkingen van d issip atie. Uit hun onderzoek blijkt d at na 7 m aand en, w an n eer vrijw el alle gem akkelijk afbreekbare PAK (2 en 3 arom atisch e rin gen ) u it d e bod em zijn verd w enen en d e biod egrad atie van PAK bijna stilvalt, reed s een zeer sterke red u ctie van d e ecotoxiciteit valt w aar te nem en. H u nd & Trau nsp u rger (ibid .) keken ond er m eer naar toxicologische effecten bij regenwormen (overlevin g; Eisen ia fet i d a ), p lan ten (groei; Aven a sat iva en Br assica r apa) en n itrificatie (p oten tiële am m on iu m - en n itriet-oxid atieactiv iteit). Deze p aram eters zijn red elijk ov ereen kom stig m et in p aragrafen 1.4. en 2.2. verm eld e ecologische rand voorw aard en voor h et afleid en van d e m in im ale bod em kw aliteit (zie ook § 3.1.2.). Biodegra da t ie en mobilit eit in de rhizosfeer Biod egrad atie is h et belan grijkste d issip atiep roces van PAK in d e bod em (Slooff et a l . , 1989). On d an ks d e stabiliteit van arom atisch e rin gen zijn m icro-organ ism en in staat PAK in d e bod em af te breken. De afbraakp rod u cten van PAK in d e bod em zijn p olaire verbin d in gen d ie beter op losbaar zijn in w ater en m in d er lip ofiel. H ierd oor sp oelen zij gem akkelijker u it. Een bred e groep m icro-organ ism en is in staat PAK te m etaboliseren , m et een sn elh eid d ie over h et algem een p rop ortion eel is m et h e t aan tal ar om atisch e r in gen (Cer n iglia, 1992). In d e m icrobiële d egrad atie sp elen bacter iën v eelal een v eel belangrijkere rol d an fungi en actinom yceten (Sim s & Overcash, 1983). N et als voor and ere organische verbind ingen hangt d e snelheid en m ate v an d egr ad atie af v an v er sch illen d e m ilieu factor en (d e afbr aak van PAK w ord t bijvoorbeeld com p etitief gehind erd d oor d e afbreekbare organische fractie in d e bod em ), d e verontreinigingsgeschied enis (ou d erd om , initiële stofconcentratie en eerd ere veron trein igin g m et vergelijkbare con tam in an ten ), d e m icrobiële p op u latie (sam en stellin g, ad ap tatie en acclim atisatie), d e fysisch -ch em isch e eigen sch ap p en van d e sp ecifieke PAK (Kästn er et al., 1998; Com m and eu r, 1994; Sim s & Overcash, 1983; Gu erin & Boyd , 1992; Ghiorse et al., 1995; Wilson & Jones, 1993) en tenslotte d e p lantengroei (Ap rill & Sim s, 1990; Gü nther et al., 1996; Breu nis, 1998). Versch illen d e stu d ies h ebben u itgew ezen d at eerd ere veron trein igin gsgevallen en acclim atisatie aan PAK en/ of and ere koolw aterstoffen d oor m icro-organism en in d e bovenste bodemlagen kunnen leid en tot een versneld e biod egrad atie van PAK (Wilson & Jon es, 1993). H erbes & Sch w a ll (geciteerd in Wilson & Jones, 1993)

28


vond en bijvoorbeeld d at d e absolu te afbraaksnelhed en van PAK in PAK-gecontam in eerd e bod em s 3.000 to 725.000 keer zo h oog w aren als in n iet-geacclim atiseerd e bod em s. H oew el d e sp ecifieke factoren betrokken bij d e a cclim a tisa tie nog n iet geh eel in zich telijk zijn gem aakt, is h et d u id elijk d at er een kr itisch e w aar d e v an PAK en / of een kritisch e con tam in atietijd d ien t te w ord en oversch red en (Wilson & Jon es, 1993). In d iverse gevallen is ook sp rake van ech te a d a p t a t i e van m icroorgan ism en aan locatiesp ecifieke om stan d igh ed en . Dat is d e red en d at ten beh oeve van biorem ed iatiep rojecten vaak gew erkt w ord t m et m icro-organ ism en d ie van d e locatie zelf afkom stig zijn . Dit leid t tot een verkortin g van d e tijd ben od igd voor acclim atisatie en verh oogt d e absolu te afbraaksn elh eid (ibid .). In gered u ceerd e en d roge bod em s zijn PAK zeer stabiel. In anoxische (zu u rstofloze) bodems m et een overm aat aan n itraat in h et gron d w ater w ord en laag-m olecu laire PAK red elijk sn el om gezet (d en itr ificatie). De m icr obiële afbr aak van PAK neem t snel af m et d e d iep te on d er h et m aaiv eld . Vissch er s & Ver sch u er en (geciteer d in Slooff et a l . , 1989) schatten d e afbraak op één m eter d iep te ongeveer d u izend m aal zo traag als in d e top laag. Bij veron trein igd e bod em s en in p ercolatiew ater onder stortp laatsen vin d t biod egrad atie p laats op grotere d iep ten (Slooff et al., 1989). Ad ap tatie v an m icroorgan ism en sp eelt h ierbij een rol. Voorw aard e is d at vold oend e zuurstof of n itr aat (ev en tu eel su lfaat) aan w ezig is en d at d e stofcon cen tr aties (dus ook van and ere verbind ingen) geen toxicologisch e in h ib itie van d e microbiële afb raak tew eegbrengen (ibid .). Biod egrad atie van PAK vin d t p laats volgen s één van tw ee m an ieren : als p rim aire bron van koolstof en energie of door com etabolism e (of coöxid atie als oxid atie p laatsvin d t). In h et laatste geval w ord t een en zym gep rod u ceerd voor d e m in eralisatie van een groeistim u leren d e verbin d in g, d at eveneens in sta a t is PAK af te breken , m aar n iet of n au w elijks te ben u tten (Wilson & Jon es, 1993). Deze rou te is vooral voor h oog-m olecu laire PAK (m et m eer d an vier arom atisch e ringen) een belan grijke afbraakrou te. Sim s et a l . (geciteerd in Wilson & Jones, 1993) lieten bijvoorbeeld zien d at h oog-m olecu laire PAK resisten ter zijn ten aan zien van biod egrad atie w an n eer zij in d ivid u eel in d e bod em voorkom en . Dezelfd e verbind ingen w ord en als on d erd eel van com p lexe m en gsels in d e bodem veel beter afgebroken (ibid .). Vanu it h et oogpunt van biorem ed iatie is com p lete m in eralisatie tot koolstofd ioxid e en w ater u iteraard h et m eest w enselijk. H ierbij w ord t PAK a ls en ige bron van koolstof en en ergie gebru ikt ten beh oeve van m icrobiële groei. Een d ergelijke afbraakrou te is m et n am e van toep assing voor laag-m olecu laire PAK (m et 2 of 3 arom atisch e ringen). Versch illen d e groepen micro-organismen zijn

29


h iertoe in staat, w aaron d er veel bacteriegeslach ten . Voorbeeld en zijn Flavobact erium, N ocar dia en Pseudomonas (ibid .). Lan d farm in g is een rem ed iatiem eth od e, w aarbij verontreinigd e bodems vrij van p lantengroei w ord en gehou d en, frequ ent w ord en bem est (N ,P) en bew erkt (Reilley et a l . , 1996). Een d ergelijke strategie w erd voorh een toegep ast in olieveron trein igd e bod em s om atm osferisch e verliezen van vlu ch tige verbin d in gen te bevord eren (d it w ord t m om en teel n iet m eer accep tabel geach t), alsm ed e d e m icrobiële afbraak te verhogen (ibid .). Zoals verm eld is d issip atie een bifasisch p roces, w aarbij een recalcitran te resid u e fractie overblijft. Bij lan d farm in g is d at on d er m eer n iet-vlu ch tige PAK. Alternatieve m ethod en w ord en gezocht om d e resid u e fractie verd er te red u ceren. Aanknopingspunten

h iertoe

bied t

de

vierled ige

in teractie

contam i-

nant/ bod em/ micro-organisme/ plant, ook w el fytorem ed iatie buiten d e p lan t genoem d (Breu nis, 1998). De op nam e van PAK d oor p lanten u it d e bod em m ag d an in v eel gev allen v erw aarloosbaar zijn (zie v erd erop ), d e in v loed v an p lan ten op d e rh izosfeer (d e zon e w aarin d e w ortel in con tact staat m et d e bod em ) is d at zeker n iet. De m icr obiële activ iteit in d e r h izosfeer is ov er h et algem een h oger d an in bod em s zond er w ortels (Gü nther et a l . , 1996). H et id ee bestaat d aarom d at d e w ortelzone een systeem is m et een p otentieel snellere biod egrad atie van organische con tam in an ten . Dit kan h et gevolg zijn van (1) d irecte beïn vloed in g van d e fysisch chem ische eigenschap p en van d e bod em , (2) toenam e van d e om vang en d iversiteit van d e totale m icrobiële p op u latie, (3) excretie van organ isch e w ortelexu d aten en organisch strooisel leid end tot versneld e com etabolische transform aties, (4) excretie van enzym en, (5) stim u lering van d e hu m ificatie en (6) sorp tie, op nam e en translocatie in d e p lan t (Breu n is, 1998; Gü n th er et a l . , 1996). Gezien h et feit d at som m ige PAK reed s in lage geh alten on aan vaard bare risico's tew eeg ku n n en brengen, kan zelfs een gerin ge toen am e van d e biod egrad eerbaarh eid ecologisch relevan t zijn (Reilley et al., 1996). Ap rill & Sim s (1990) evalu eerd en d e bru ikbaarh eid van versch illen d e p rairiegrassoorten voor h et stim u leren van biod egrad atie en d etoxificatie van recalcitran te PAK (in r ela tief lage concentraties). De d issip atie van PAK-verbind ingen w as significant hoger in d e m et p lanten begroeid e p lots, d an in d e onbegroeid e p lots en d e r ela tiev e d issip atiesn elh eid w as gerelateerd aan d e w aterop losbaarh eid van in d ivid u ele PAK (ibid .). Als m ogelijke m ech an ism en voor d e in vloed van p lan ten g r oei op d issip a tie v a n PA K n oem en A p r ill & Sim s (ibid .): (1) toenam e van d e m icrobiële in teractie m et PAK als gevolg van effecten in d e rh izosfeer, (2) toen am e v an d e abiotisch e in corp oratie v an biologische gegenereerd e interm ed iairen van

30


PAK (hu m ificatie) en (3) d irecte incorp oratie van PAK-verbind ingen in hu m u s. Een on d erzoek van Reilley et al. (1996) n a a r d issip a tie v a n a n tr a ceen en p y r een la a t n iet slech ts zien d at p lan ten groei een verh oogd e afbraak van PAK kan beteken en , m aar ook d at er versch illen zijn tussen p lantensoorten (bijvoorbeeld a lfa lfa ten op zich te van Festuca sp. en and ere grassen) en h et ontw ikkelingsstad iu m van p lan ten . Dit h an gt w aarsch ijn lijk sam en m et versch illen in d e omvang van h e t w ortelstelsel. Good in & Webber (1995) vond en in het geheel geen effect van d e groei van een d rietal p lantensoorten (sojaboon, kool en Loliu m mu lt iflor u m) op d e p ersistentie van benzo(a)p yreen en antraceen in d e bod em . Er bestaan sterke aan w ijzin gen d at d e gem eten in tern e geh alten van PAK in blad eren van terrestrisch e p lan ten h oofd zakelijk h et gevolg zijn van op n am e van atm osferische PAK (Verkleij, 1994). Exp erim enteel ond erzoek naar d e op nam e van organisch e bod em veron trein igen d e stoffen d oor p lan ten is in h et verled en in belan grijke m ate bep erkt gebleven tot herbicid en en p esticid en (Shim p et al., 1993). Recen telijk is d e op nam e van PAK d oor p lanten bij een groot aantal p lantensoorten ond erzocht (Sch w ab et al., 1998). Daad w erkelijke op nam e van PAK u it d e bod em via d e w ortels is d oor verschillend e ond erzoekers aangetoond (Paterson et al., 1990; Floh r , 1982), zow el bij w ild e als gecu ltiveerd e p lanten (Sh im p et a l . , 1993). Versch illen d e beïnvloed ingsfactoren zijn relevant voor d eze op nam e, te w eten: -

p lantensoort;

-

typ e PAK en m engsel/ ind ivid u ele verbind ing;

-

concentratie in het su bstraat;

-

toed ieningsw ijze van PAK (op losm id d el/ organische m est, frequ entie);

-

con tacttijd ;

-

bod em su bstraat;

-

stad iu m in d e levenscyclu s van d e p lant.

Een algem en e ged ach te is d at sorp tie van PAK aan h et w ortelsysteem w elisw aar een belangrijke factor is (m et nam e voor laag-m olecu laire PAK), m aar d a t d aad w erkelijke w ortelop nam e en tran slocatie naar bovengrondse p lantend elen veelal verw aarloosbaar is (Govers & Jonkers, 1998; Verkleij, 1994; Wild et al., 1992; Ed w ard s, 1983). Uit veld exp erim en ten van Born eff et al. (geciteerd in Floh r, 1982) blijkt bijvoorbeeld geen d irecte relatie gevon d en tu ssen geh alten in d e bodem en op nam e d oor aard ap p el, haver en tarw e. Er is echter w el invloed op d e concentratie in d e sch il van d e w ortel aan getoon d (ibid .). Sch w ab et al. (1998) vond bij Fest u ca ar u n din acea en M edicago s a t i v a aan zien lijke ad sorp tie van n aftaleen aan h e t w ortelstelsel. In een stu d ie van Wild & Jones (1989) bleek d at d e resid u e fracties van

31


PAK n a lan gd u rige toed ien in g van zu iverin gsslib aan d e bod em , ku n n en leid en tot accu m u latie van laag-m olecu laire PAK in d e bu itenste lagen van d e w ortel. Van w ege d e relatief m atige lip ofiliteit van d eze verbin d in gen is verp laatsin g n aar d e w ortelkern n iet u it te slu iten (Sch w ab et al., 1998), m aar voor h oog-m olecu laire PAK is d it veel m in d er w aarsch ijn lijk. Een m oeilijkheid bij het ond erzoek naar d e w ortelop nam e betreft d e toed iening van PAK aan d e bodem, m et nam e vanw ege d e geringe w aterop losbaarh eid (Floh r , 1982). H et gebru ik van oplosmiddelen kan leid en tot nad elige effecten op d e p lanten, bijvoorbeeld een verstoring van het norm ale op nam ep atroon (Slooff et al., 1989). Verrew eg d e m eeste exp erim enten zijn u itgevoerd m et benzo(a)p yreen (BaP). De resu ltaten zijn ech ter n iet con sisten t. Mü ller (1976) von d een vrijw el p rop ortionele toenam e van d e interne gehalten in w ortel en blad van p een (Daucus carota) m et het gehalte in een bod em / com p ost-m engsel. BaP toegevoegd aan een su bstraat van kw artszan d leid d e tot een n og sterkere op n am e in p een (ibid .). Siegfried & Mü ller (1976) von d en ech ter geen verban d tu ssen h et BaP-geh alte in d e bod em en in p een . Dörr (1970) vond geen op nam e van verschillend e granen u it d e bod em , w anneer d eze in n iet-op geloste vorm w erd toegevoegd . Op gelost in een klein e h oeveelh eid olie leid d e w el tot p lan top n am e van BaP en tran slocatie n aar boven gron d se p lan ten d elen , overigen s zon d er p ositieve of n egatieve effecten (ibid .). Uit onderzoek van M ü ller (g eciteer d in Floh r , 1982) is g eblek en d a t Ba P h et best besch ikbaar voor p lanten is als het via benzeen aan d e bod em op lossing w ord t toegevoegd en m ind er goed via olie. De fytotoxisch e im p licaties van d it versch il zijn ech ter om gekeerd : toed ien in g via ben zeen leid d e tot een verh oogd e gewasopbrengst (62%) bij p een, terw ijl toed ien in g via olie ju ist leid d e tot een m et 38% verlaagd e op bren gst (ibid .). Dit k a n u iter a a r d ook h et gevolg zijn van d e and ere bestand d elen in olie (z ie § 3.3.1.). 3.1.2 G eb ru ik ssp ecifiek e m in im ale b od em k w aliteitseisen : een evalu atie Deze p aragraaf evalu eert d e m ogelijkh eid te komen tot gebru ikssp ecifieke m inim ale bod em kw aliteitseisen voor PAK, rekening houdend m et h et h iervoor beschreven ged rag in d e bod em. Zoals reed s aan gegeven kom en PAK in d e bod em vaak in com bin atie m et an d ere PAK-verbind ingen voor. De interventiew aard e van PAK betreft d an ook een som p aram eter van 10 verbind ingen en bed raagt 40 m g/ kg tot 120 m g/ kg, afhankelijk van h et organ isch stofgeh alte in d e bod em (VROM, 1995; Lokh orst, 1997). De recalcitrantie van resid u e fracties van PAK in d e bod em , w elke een om vang van m eer d an

32


1000 mg ∑PAK p er kg bod em ku n n en h ebben en in veel gevallen lastig zijn aan te p akken m et biorem ed iatietech n ieken , leid t tot d e vraag of versoep eling van

33


Tab el 3.2. Fytotoxiciteitsgegevens van PAK. effectp aram eter

PAK

antraceen id em

g eh a lt e aard van h et bodem ond erzoek (mg/ kg ) 525 lab, O.M. 2%, p H 5,5 30 id em

Aven a sat iva id em

LC50 ('emergence') EC50 (groei zaailing)

M itch ell et a l . , 1988

Cucumiss ati. id em


antraceen id em

> 1000 720

lab, O.M. 2%, p H 5,5 id em


Glycin e max id em


antraceen id em

> 1000 > 1000



antraceen id em

> 1000 > 1000



Casu ar in adist . LC50 ('emergence') id em EC50 (groei zaailing)

antraceen id em

> 1000 > 1000



Eucalyptus exi LC50 ('emergence') id em EC50 (groei zaailing) Lact u ca sat iva EC50 (groei na 7 d .) id em EC50 (groei na 14 d .) Br assica r apa Aven a sat iva EC36 (groei na 14 d .) EC7 (groei na 14 d .)

antraceen id em

> 1000 > 1000



n aftaleen id em

± 100 > 100

lab, O.M. 1,6%, p H 7,5 id em

H u lzebos et a l . , 1993

Br assica r apa Aven a sat iva

∑PAK id em

1300 id em

bodem gecontamineerd H u nd & m et 16 PAK-soorten; na Traunspurger, 11 m nd . rem ed iatie: 2-, 1994 3- en 4-rings PAK zijn sterk afgenom en

∑PAK id em

4100 id em

bodem gecontamineerd H u nd & m et 16 PK-soorten; na 4 Traunspurger, m nd n.rem ed iatie: 1994 2- en 3- rings PAK zijn licht afgenom en

∑PAK id em

4600 id em

bod em reed s lange tijd H u nd & PAK-gecontam ineerd ; Traunspurger, 16 PAK-verbind ingen: 1994 3-, 4- en 5-ring PAK zijn d om inant

S UBSYSTEEM FLO RA

(soort)

Ban ksia er ic. id em




EC37 (groei na 14 d .) EC12 (groei na 14 d .)



∑PAK id em

2000 idem

bodem gecontamineerd H u nd & m et 16 PAK-soorten; na Traunspurger, 7 m nd . rem ed iatie: 2-, 1994 3- en 4-rings PAK zijn sterk afgenom en

saneringsnorm en in het geval van PAK-verontreiniging van voor 1987 m ogelijk is. Op basis van vold oend e toxiciteitsgegevens van één recalcitran te PAK-verbind ing

34

bron


(bijvoorbeeld BaP), TEF-w aard en (toxische equ ivalentie factoren) en een gem id d eld p rofiel voor ou d e PAK-verontreiniging zou m en eventu eel fu nctiegerichte saneringsnorm en ku nnen vaststellen (analoog naar H ensbergen & Van Gestel, 1995). De inform atiebesch ikbaarh eid geld t h iervoor ech ter als bep erken d e factor. Om te kom en tot m in im u m bod em kw aliteitseisen is relevan t of d e resid u e fracties m ogelijk leid en tot belem m eringen ten aanzien van d e ond erscheid en bod em gebru ikscategorieën. H iertoe zijn bru ikbare ecotoxicologische gegevens beschikbaar voor alle subsystemen (flora, bodemfauna en m icroflora/ m icrobiële processen). Voor h e t su b systeem flora zijn in d e eerste p la a ts d ata betreffend e d e fytotoxiciteit van n aftaleen voorh an d en (zie tabel 3.2.). Deze verbin d in g is ech ter, gezien d e relatief h oge d issip atiesn elh eid (vlu ch tigh eid en afbreekbaarh eid ), m in d er relevan t voor 'ou d e' verontreiniging. Voorts is d oor Mitchell et al. (1988) laboratoriu m ond erzoek m et antraceen u itgevoerd m et zow el landbouwgewassen als w ild e p lanten. Een geh alte van 720 m g an traceen p er kg bod em leid t slech ts bij h aver (Aven a sat iva) tot sign ifican te effecten . Ech ter, in een on d erzoek n aar d e ecotoxiciteit van resid u e PAK (ged u rend e rem ed iatie van reed s lange tijd verontreinigd e bod em ), w as zelfs bij een gehalte van 1300 m g ∑PAK p er kg bod em geen relevan t effect bij h aver w aar te nem en (H u nd & Trau nsp u rger, 1994). H ierbij d ient aangem erkt d at d it vooral hoogm olecu laire PAK (4-, 5- en 6-rin gs PAK) betrof, w elke een sterk sorp tieverm ogen h ebben en d aard oor een lage fytobesch ikbaarh eid . Een d om in an te aan w ezigh eid van 3-rin gs PAK (overigen s bij een ∑PAK van m eer d an 4000 mg/ kg) leid d e in hetzelfd e ond erzoek w el tot sterke groeirem m ing bij zow el koolraap (Br assica r apa) als h av er (ibid .). In d ien een 'ou d e' veron trein igin g voorn am elijk bestaat u it h oog-m olecu laire PAK, stelt h et subsysteem flora r ela tief lage bod em kw aliteitseisen (hoge m axim ale w aard en m ogelijk), gezien d e lage fytobesch ikbaarh eid en geringe opname van d ergelijke verbind ingen d oor p lanten. Echter, 'ou d e' PAK-verontreinigingen hebben bij v eel la g er e g eh a lten w el in v loed op h et functioneren van p lanten binnen d e fam ilie Legu m in osae, via d e sym b iotisch e stik stoffixatie m et Rhizobiu m. Bij een ∑PAK-geh alte van 70 m g/ kg vin d t een rem m in g van d e n od u latie p laats m et 25% (Wetzel & Wer n er , 1995; zie tabel 3.3.). Een d er gelijk effect is v oor d e bod em gebru ikscategorie tuinen & volkstuinen, w aarin versch illen d e Leguminosae een belan grijke rol sp elen , n og m aar n et te tolereren . Voor d e bod em gebru ikscategorie bermen & reststrok en betekent h et niet goed functioneren van d e sym biotische stikstoffixatie (m et als fytobiont Tr ifoliu m r epen s), d at startbem esting op een and ere w ijze m oet gebeu ren, teneind e toch snel een erosiebestend ige zod e te ku nnen

35


realiseren (Van H esteren et al., 1998). Eventu eel kan d it als accep tabele gebru iksbelem m ering w ord en gezien. Voor op en b aar groen & recreatie is h et fu n ction eren van de symbiose met Rhizobiu m geen ecologische rand voorw aard e (zie § 1.4.). Tab el 3.3. Ecotoxiciteitsgegevens van PAK m et betrekking tot d e geselecteerd e m icrobiële sleu telp rocessen. S UBSYSTEEM MICROFLORA

effectp aram eter

(p roces) sym biotische EC25 (nod u latie bij stik stoffixa tie Rhizobium meliloti X

PAK gehalte bod em (mg/ kg) ∑PAK 70

aard van het ond erzoek bron

∑PAK 70

W etz el & extrah eerbare PAK Werner, aan schone bodem (O.M. 1,7%) toegevoegd 1995

Medicago sativa)

EC90 (nod u latie sym biotische stik stoffixa tie bijRhizobium meliloti XMedicago sativa)

'ou d e' bod em verontreiniging, ged omineerd d oor 4-rings PAK

W etz el & Werner, 1995

n it r ifica t ie

N OEC (29 d .)

∑PAK 20

oliem engsel, voor het grootste d eel antraceen en fenantreen

Rem d e & Hund, 1994

n it r ifica t ie

N OEC (actuele ammo-

∑PAK 100



nium oxid atie na 29 d .)

n it r ifica t ie

EC93 (potentiële ammonium oxid atie na 29 d .)

∑PAK 500



n it r ifica t ie

EC52 (potentiële ammonium oxidatie na 1 d.)

∑PAK 100



n it r ifica t ie

EC100 (p otentiële

∑PAK 4100

bodem gecontamineerd m et 16 PAK-soorten; na 4 m aand en rem ed iatie: d e 2- en 3-rings PAK zijn licht afgenom en

H u nd & Traunspurger , 1994

∑PAK 2000

bodem gecontamineerd m et 16 PAK-soorten; na 7 m aand en rem ed iatie: d e 2-, 3- en 4-rings PAK zijn sterk afgenomen


∑PAK 4100

bodem gecontamineerd m et 16 PAK-soorten; na 4 m aand en rem ed iatie: d e 2- en 3-rings PAK zijn licht afgenom en


ammoniumoxidatie)

n it r ifica t ie

LOEC (potentiële ammonium-oxidatie)

n it r ifica t ie

EC100 (p otentiële nitriet-oxid atie)

36


Uit ond erzoek betreffend e n itrificatie in d e bod em blijkt d at r esid u e fr acties m et h oog-m olecu laire PAK bij een ∑PAK-geh alte v an 2000 mg/ kg slech ts een gering effect tew eegbrengen (H u nd & Trau nspu rger, 1994). Echter, een m engsel voornam elijk bestaand u it 3-rings PAK d at recentelijk aan d e bod em is toegevoegd , heeft reed s bij een ∑PAK-geh alte tu ssen 100 en 500 m g/ kg een sign ifican t effect (zie tabel 3.3.). Deze trend is vergelijkbaar m et d ie bij het su bsysteem flora. Veel bod em fau n asoorten (w aaron d er regen w orm en ) zijn in staat tot m etabolisatie van PAK, w aard oor bioaccu m u latie n au w elijks p laatsvin d t (Ten n er et a l . , 1997). Desond anks ku nnen reële PAK-gehalten in d e bod em leid en tot chronische effecten of sterfte bij regenwormen. Uit d e on d erzoeksgegeven s in tabel 3.4. valt af te leid en d at 3-rin gs PAK (fen an treen en flu oreen ) reed s bij geh alten van ± 200 mg/ kg tot sign ifican te effecten bij versch illen d e regen w orm soorten ku n n en leid en . Uit on d erzoek van Bow m er et al. (1993) bleek d at ch ron isch e toetsen m et h oog-m olecu laire PAK (4-6-rings PAK) p as effecten tew eegbrengen bij concentraties d ie d e 1000 m g/ kg ver te boven gaan . On d erzoek van H u n d & Trau n sp u rger (1994) aan 'ou d e' resid u e fracties m et vooral h oog-m olecu laire PAK bev estigt d it (er treed t geen sterfte bij Eisen ia fet ida op bij een ∑PAK-gehalte van 2000 m g/ kg). Voor d e bod em gebru ikscategorieën op enbaar groen & recreatie en berm en & reststroken lijkt een versoep elin g van d e san erin gsn orm en voor PAK-verontreiniging van voor 1987 zeker goed m ogelijk. De m inim ale ecologische bod em kw aliteitseisen h an gen ech ter af v an h et sp ecifieke p r ofiel v an d e PAK-v er on tr ein igin g. Van u it p lan ten groei, n itrificatie en regen w orm en geld t als algem een beeld d at r ela t ief h oge geh alten aan h oog-m olecu laire PAK in d e bod em (4-6 rin gs PAK), m et n am e resid u e 'verou d erd e' fracties, n iet leid en tot relevan te belem m erin gen van boven genoem d e gebru ikscategorieën. De ecotoxicologische im p licaties van d e d oor Beck et a l . (1995) gesch atte KCSQ L v an 283 m g ∑PAK p er kg bodem zijn w aarsch ijn lijk m in im aal (zie ook § 3.1.1.) en ook bij geh alten d ie circa 2 m aal zo h oog liggen is d it n og h et geval. Een m in im u m bod em kw aliteit (m axim aal ∑PA K-g eh a lte) v a n 500 m g/k g levert on s in zien s voor op en b aar groen & recreatie vold oend e bescherm ing voor h et ecologisch fu n ction eren van h et bod em systeem . Een d ergelijk geh alte is in h et geval van ern stige veron trein igin g d oor biorem ed iatietech n ieken te realiseren . Eenzelfd e bod em kw aliteit geld t als m inim u m voor bermen & reststroken, ind ien een alternatieve startbem esting w ord t toegep ast. Doorvergiftiging is bij PAK bovend ien geen relevant asp ect (Tenner et al., 1997). H oew el in ou d e verontreinigingssitu aties een d om in an tie van h oog-m olecu laire PAK eerd er regel is d an u itzon d erin g, is een ged egen an alyse van d e locatiesp ecifieke PAK-veron trein igin g (verontreinigingsgeschied enis, -p rofiel, bod em m ilieu en biobeschikbaarheid ) nood zakelijk. Ind ien er

37


sp rake is van een r ela tief hoog geh alte aan laag-m olecu laire PAK lijkt voor op en b aar groen & recreatie een ∑PAK-geh alte v an 100 m g/k g een m axim ale gren s (van u it h et oogp u n t van n itrificatie) en voor berm en & reststroken een geh alte van 200 m g/k g (vanuit het oogpunt van regenw ormen). Tab el 3.4. Ecotoxiciteitsgegevens van PAK m et betrekking tot d e sleu telgroep regenwormen. S UBSYSTEEM BODEMFAUN A

effectp aram eter

PAK

aard van h et g eh a lt e ond erzoek bodem (mg/ kg) 1000 kunstgrond 1000 id em

(soort) Eisen ia fet ida id em

N OEC (groei) N OEC (overleving)

chryseen id em

Eisen ia fet ida id em id em

LOEC (coconp rod .) EC50 (rep rod u ctie) LC50

fenantreen 320 id em 241 id em 1000

Eisen ia fet ida id em id em

LOEC (rep rod u ctie) flu oreen N OEC (groei) id em LC100 id em

Eisen ia fet ida

LC50

Allolobophor a t u ber cu lat a Eudrilus eu gen iae Perionyx excavat u s

bron

Bow m er et al '93 id em

kunstgrond id em id em

Bow m er et al '93 id em id em

750 1000 1500

zand/ org. mest id em id em

N eu hau ser & Callah an , 1990

flu oreen

173

kunstgrond, p H 5,5-6,5

N eu hau ser et a l . 86

LC50

id em

206

id em

id em

LC50

id em

197

id em

id em

LC50

id em

170

id em

id em

Eisen ia fet ida

LC100

∑PAK

4100

bodem gecontamineerd met 16 PAK-soorten; na 4 m nd . rem ed iatie: 2- en 3- ring PA K lich t afgenomen

H u nd & Traunspurger, 1994

Eisen ia fet ida

N OEC (overleving)

∑PAK

2000

bodem gecontamineerd met 16 PAK-soorten; na 7 m nd . rem ed iatie: 2-, 3- en 4ring PAK sterk afgenomen

H u nd & Traunspurger, 1994

Voor d e categorie tuinen & volkstuinen lijkt een versoep eling van saneringsnorm en in h et geh eel n iet h aalbaar, om d at bij 'ou d e' veron trein igin gen m et een geh alte vergelijkbaar m et d e interventiew aard e reed s belem m eringen ten aanzien van het bod em -

38


gebru ik ku nnen op tred en (sym biotische stikstoffixatie en eventu eel groeired u ctie van gevoelige gew assen ). Dit bod em gebru ik gaat boven d ien samen m et frequ ente grond bew erking, m ogelijk leid end tot rem obilisatie van contam inanten en verhoging van d e biobesch ikbaarh eid / ecotoxicologisch e relevan tie. 3.2 S TYREEN Styreen is een m onoarom atische verbind ing en w ord t ond er m eer ook fenylethyleen (Alexan d er, 1997), vin ylben zeen , vin ylben zol, styroleen , styrol, eth en ylben zeen of cinnam enol (Gibbs & Mu lligan, 1997) genoem d . Figu u r 3.1. toont d e m olecu laire stru ctu u r van styreen . Terw ijl p u re PAK-verbin d in gen bij kam ertem p eratu u r een v aste vorm hebben, is styreen een kleu rloze vloeistof (ibid .). Styreen is vlu chtig, heeft een m olecu u lgew icht van 104,2 en is m atig op losbaar in w ater (300 m g/ l). Styreen w ord t in grote hoeveelhed en gep rod u ceerd voor d e fabricage van ond er and ere p olystyreen, p lastic en syn th etisch e ru bber (Alexan d er, 1997). Tijd en s d e syn th ese vin d t em issie van styreen d am p p laats. Daarn aast kom t styreen in h et m ilieu terech t via gebru ik en afv al.

HC

CH2

Figuur 3.1. De structuurformule van styreen. 3.2.1. Gedrag in de bodem: inactivering, omzetting en verdwijning Aspect en va n sorpt ie en dissipa t ie O ok in h et gev al v an styr een is sor p tie v an em in en t belang ten aanzien van d e m obiliteit, d e biobesch ikbaarh eid en d e sn elh eid en m ate van biod egrad atie. In d e bod em vin d t n a veron trein igin g in eerste in stan tie een snelle biod egrad atie van styreen p laats. De biod egrad atie d oor aërobe m icro-organ ism en kan leid en tot een sterke afn am e van styreen in d e bod em . Bij relatief lage con cen traties (tot circa 1 m g/ kg) is aangetoond d at d e afbraaksnelheid evenred ig toeneem t m et d e concentratie, bij relatief h oge geh alten (m eer d an 100 m g/ kg) vin d t n iet of n au w elijks biod egrad atie p laats (Alexan d er, 1997). H et blijkt d at niet a lle styreen eenvoudig gem ineraliseerd w ord t (Fu et al., 1994). N a verloop van tijd on tstaat een 'verou d erd e' resid u e fractie van styreen , d ie m in d er toegan kelijk is voor m icrobiële afbraak

39


(ibid .). Dit kan v erklaard w ord en d oor kin etisch e bep erkin gen d ie sam enhangen m et sorp tie en d esorp tie. De in itiële sorp tiesn elh eid van styreen aan vaste d eeltjes in d e bod em is (m et nam e in hu m u srijke bod em s) zeer hoog. H et grootste d eel van het geabsorbeerd e styreen kan ech ter n a relatief korte tijd w eer gedesorbeerd raken (Alexand er, 1997). Een d eel van het styreen blijft sterk aan d e bod em d eeltjes gebond en en blijkt m oeilijk chem isch te extraheren. Ond erzoek van Fu et al. (1994) toond e aan d at gebond en styreen d rie vorm en kent: (1) een eenvou d ig d esorbeerbare fractie, (2) een fractie d ie n iet d esorbeerd , m aar w el extrah eerbaar is en (3) een fractie d ie niet d esorbeerd en nau w elijks te extraheren valt. Bep aald e m icro-organism en benu tten het ged esorbeerd e styreen (d e eerste fractie), and ere m icro-organism en m ineraliseren ju ist (een ged eelte van ) h et styreen d at aan bod em d eeltjes gebonden blijft (Alexan d er, 1997). Biod egrad atie van d e laatstgen oem d e fractie vin d t w aarsch ijn lijk niet of nau w elijks p laats (Fu et al., 1994). Er is geop p erd d at (een d eel van) d eze fractie niet gebond en is d oor fysische sorp tie m aar d oor chemische binding, bijvoorbeeld door p olym erisatie of complexvorming m et humuszuren (Fu et a l . , 1994; Alexand er, 1997). Biodegra da t ie en mobilit eit in de rhizosfeer Styreen verd am p t sn el in op en system en en d aarom n eem t d e in itiële con cen tratie snel af (Gibbs & Mu lligan, 1997). H ierna sp eelt biod egrad atie een belangrijke rol bij d e d issip atie van styreen u it d e bod em . Bep aald e schim m els en bacteriën blijken nog te ku nnen groeien bij zeer hoge styreenconcentraties. Ond er aërobe om stand ighed en zijn 14 bacteriesoorten en tw ee schim m elstam m en geïd entificeerd d ie styreen ku nnen m etaboliseren (ibid .), w aarbij d e verbin d in g als en ige koolstofbron w ord t gebru ikt (Alexand er, 1997). Van bacteriesoorten binnen d e geslachten Pseudomonas, Cor yn ebact er iu m, Ar t hr obact er , Rhodococcus, Bacillu s, Xan t hobact er en N ocar dia is bekend d at zij styreen ku nnen benu tten als bron van energie en koolstof (ibid .). Van an d ere bacteriën is aan getoon d d at zij groeien op afbraakp rod u cten van styreen (ibid .). En kele bacteriesoorten d egrad eren styreen zon d er d at zij h ierd oor d e voor groei ben od igd e en ergie of koolstof verkrijgen , w aaron d er N it r osomon as eu r opaea (ibid .). Versch illen d e volgend e routes van aërobe biod egrad atie en d e h ier bij gevorm d e p rod u cten zijn gekarakteriseerd . Ook anaërobe biod egrad atie van styreen vin d t p laats, m aar h ierover is veel m in d er beken d (Gibbs & Mu lligan , 1997). H et is belangrijk te beseffen d at tijd ens d e m icrobiële afbraak gevorm d e verbind ingen geen ecotoxicologisch e sign ifican tie h oeven te h ebben . Zij kom en n iet p er d efin itie in d e bodem terecht en/ of kunnen net zo snel weer omgezet worden in een andere verbinding (Alexand er, 1997). N aar d e op nam e u it d e bod em d oor p lanten of m ogelijke invloed van p lantengroei op d e biod egrad atie van styreen is geen exp erim enteel ond erzoek verricht. Gezien d e log Kow van 3,1 van styreen is w ortelop nam e en translocatie van

40


naar bovengrond se p lantend elen w aarschijnlijk. H iernaast lijkt blad op nam e van u it d e bodem vervlu ch tigd e styreen een relevan te opnameroute voor terrestrisch e p lan ten . 3.2.2 G eb ru ik ssp ecifiek e m in im ale b od em k w aliteitseisen : een evalu atie Op gron d van d e (bep erkte) ecotoxicologisch e d ata m et betrekkin g tot styreen is versoep eling van saneringsnormen door gebru ikssp ecifieke bod em kw aliteitseisen n iet m ogelijk (zie tabel 3.5.). Er is geen in form atie besch ikbaar m et betrekkin g tot eventu ele effecten van styreen op d e geselecteerd e m icrobiële sleu telp rocessen. Zoals in d e vorige su bp aragraaf is aangegeven vind t bij 100 m g styreen p er kg bod em echter n og n au w elijks biod egrad atie p laats, w aarsch ijn lijk als gevolg van toxicologisch e in h ibitie. Deze w aard e kom t overeen m et d e in terven tiew aard e van styreen u it d e Leid raad bod em bescherm ing (VROM, 1995). De in terven tiew aard e kan - beh alve rem m in g van m icrobiële p rocessen - ook reed s relevan te effecten op regenw ormenpopulaties tew eegbrengen. Alexand er (1997) stellen d at d e LC50 voor Eisen ia fet i d a rond d e 65 mg/ kg ligt. De N OEC (overlevin g) voor d ezelfd e soort ligt boven d e 34 m g/ kg (ibid .). De flora lijkt een m ind er gevoelig su bsysteem voor styreen. Bij een gehalte van m eer d an 320 m g/ kg vond pas een groeiremming bij sla (Lact u ca sat iva) m et 50% p laats (H u lzebos et al., 1993). Tab el 3.5. Soortsp ecifieke ecotoxiciteitsgegevens van styreen m et betrekking tot flora (boven) en regenw ormen (ond er). S UBSYSTEMEN FLORA &

effectp aram eter

BODEMFAUN A

Lact u ca sat iva id em


g eh a lt e bodem (mg/ kg) >320 >320

Eisen ia foet ida

N OEC

>34

id em

LC50

>65

aard van h et ond erzoek lab.exp . m et boom gaard bod em , O.M 1,6%, p H 7,5 id em kunstmatige bod em met zand , klei en veenm os id em

bron

in H ulzebos et a l . (1993) id em in Alexand er (1997) id em

H et lijkt er d u s op d at reed s bij gehalten ond er d e interventiew aard e belem m eringen voor bep aald e gebru iksfu ncties ku nnen op tred en, d oord at d e life su p p ort fu ncties van d e bod em n iet zijn gegaran d eerd . De in terim gebru ikssp ecifieke rem ed iatiecriteria u it Can ad a zijn d an ook v eel lager d an d e N ed er lan d se in ter v en tiew aar d e; v oor w oon- en p arkgebied en bed raagt d eze 5 m g/ kg en voor com m erciële centra en ind u s-

41


triegebied en 50 m g/ kg (Visser, 1993). In Finland geld t 50 m g/ kg bijvoorbeeld al als een verontreinigd e bod em (ibid .). Ons inziens zou een w aard e van 5-65 m g/k g voor d e bod emgebruikscategorie tu in en & volkstuinen reed s aan vu llen d locatiesp ecifiek ecotoxicologisch en bod em ch em isch ond erzoek vereisen. Gezien d e gebru ikssp ecifieke ecologische rand voorw aard en (zie Van H esteren et al., 1998; § 1.4. en 2.2.) kan een range van 35-100 m g/k g aan leid in g zijn voor locatiesp ecifieke risicobeoord eling in op en b aar groen & recreatie en bermen & reststrok en. 3.3 MIN ERALE OLIE Min erale olie is een van d e m eest voorkom en d e veron trein igin gen in h et sted elijk gebied . H et is een verzam elnaam voor com p lexe m engsels van hyd rofobe com p onenten , zoals vertakte en on vertakte, verzad igd e en on verzad igd e alifaten , vlu ch tige m onoarom aten en p olycyclische arom atische koolw aterstoffen (Tenner et a l . , 1997; Geerd ink et al., 1996). De p recieze sam en stellin g h an gt af van h et p rod u ctiep roces en d oeleind en van het m engsel. 3.3.1 Gedrag in de bodem: inactivering, omzetting en verdwijning Aspect en va n sorpt ie en dissipa t ie H et is evid en t d at h et ged rag en p ersisten tie van m in erale olie in d e bod em sam en hangt m et d e sam enstelling van het m engsel, d e concentratie en d e sp ecifieke eigensch ap p en v an h et v eron trein igd e ecosysteem (Atlas, 1981). Relev an te d issip atiep rocessen van d e versch illen d e koolw aterstoffen in olie betreffen u itsp oelin g van w aterop losbare verbin d in gen , evap oratie van vlu ch tige verbin d in gen en biod egrad atie (Yeu ng et al., 1997). H et d issip atiep roces verloop t in een groot aan tal fasen , vanw ege het groot aantal com p onenttyp en in olie (Geerd ink et al., 1996). D e fy sische statu s van d e olieverbind ingen heeft een groot effect op hu n m icrobiële afbreekbaarh eid (Atlas, 1981). In lage con cen traties zijn koolw aterstoffen op losbaar in w ater, m aar voor d e m eeste incid enten van verontreiniging m et m inerale olie geld t d at zij d e w aterop losbaarheid ver te boven gaan (ibid .). Olie kan d u s voor een d eel in d e bod em op lossing voorkom en, m aar bij hoge concentraties vorm en zich olied ru p p els w aard oor h et biobesch ikbare ged eelte veran d ert (De Jon ge, 1996). Over h et algem een zijn slecht in w ater op losbare oliep rod u cten als p etroleu m in geringe m ate beschikbaar voor m icro-organism en en d aarm ee voor biod egrad atie (Tenner et a l . , 1997). Rohns (geciteerd in Geerd ink et al., 1996) verklaart d e m ogelijkh eid van m icro-organ ism en om olie toch relatief efficien t te ben u tten voor groei u it h et feit d at zij em u lgator p rod u ceren u it een d eel van h et su bstraat. H ierd oor w ord t h et su b-

42


straat om gevorm d tot een olie-in -w ater em u lsie, w elke een groter aan h ech tin gsop p ervlak ken t (ibid .). De m ate van versp reid in g van d e veron trein igin g bep aalt v oor een d eel d e besch ikbar e op p er v lakte v an olie voor kolon isatie door m icroorgan ism en d ie in staat zijn koolw aterstoffen af te breken (Atlas, 1981). Ad sorp tie van olie aan bod em d eeltjes verm ind ert d e m ogelijkhed en voor biod egrad atie (Tenner et a l . , 1997), on d er m eer om d at hierd oor d e versp reid ing w ord t bep erkt (Atlas, 1981). H etzelfd e geld t voor ad sorp tie aan p lantend elen (ibid .). Microorganism en betrokken bij d e afbraak van koolw aterstoffen grijp en vooral aan op d e olie-w ater in ter face. Zij bev in d en zich m eestal over d e geh ele bu itenste op p ervlakte van een olied ru p p el, m aar van w ege d e afw ezigh eid van w ater n ooit bin n en een d ru p p el (ibid .). Afbraak van verbin d in gen in vaste vorm is een vrij zeld zaam versch ijn sel (ibid .). Biodegra da t ie en mobilit eit in de rhizosfeer Versch illen d e stu d ies zijn u itgevoerd n aar d e m etabolisch e rou tes betreffen d e d e m icrobiële afbraak van d e in olie aanw ezige verbind ingen (Atlas, 1981). Enerzijd s is in form atie besch ikbaar over biod egrad atie van in d ivid u ele koolw aterstoffen , and erzijd s van verbind ingen als ond erd eel van com p lexe m engsels in olie (ibid .). Op basis h iervan is een algem en e in d ru k te geven betreffen d e d e relatieve p ersisten tie van d e versch illen d e stofgroep en in olie. Verzad igd e n-alkan en w ord en algem een beschou w d als d e best afbreekbare p rod u cten in olie (Geerd ink et a l . , 1996), cycloalkan en , PAK en com p lexe asfaltd eeltjes ju ist als recalcitran te verbin d in gen (ibid .). Voor d e laatstgenoem d e com p onentyp en geld t d at coöxid atie een belangrijke rol sp eelt in d e biod egrad atie. Coöxid atie of com etabolism e is ook één van d e red en en d at p ersistente koolw aterstoffen beter afgebroken w ord en d oor m icro-organism en in m engsels. Aan d e ene kant ku nnen niet of nau w elijks afbreekbare verbind ingen in een m engsel enzym atisch w ord en benad erd d oor een zeer bred e m icrobiële levensgem eensch ap , gesp ecialiseerd in afbraak van koolw aterstoffen en d aard oor toch afgebroken w ord en. Aan d e and ere kant kan sp rake zijn van com binatietoxiciteit voor m icroorganismen, w aard oor d e biod egrad eerbaarh eid van and ere koolw aterstoffen in m egsels ju ist verm ind ert (ibid .). H et vermoeden bestaat d at micro-organismen tijd en s d e biod egrad atie van olie zelf d iverse p ersisten te koolw aterstoffen syn th etiseren , variëren d qu a m olecu u lgew ich t en -stru ctu u r. Deze biosyn th ese van h oogm olecu laire verbin d in gen sp eelt w ellich t een rol in d e form atie van nauwelijks afb reek b are teerresten (ibid .). Ond erzoek naar d e beschikbaarheid van olie voor m icro-organism en is ond er and ere u itgev oer d in h et kad er v an bior em ed iatie. H oew el olie m icr obieel v olled ig kan

43


worden afgebroken tot koolstofd ioxid e en w ater, zijn voor een snelle a fb r a a k op tim ale om stan d igh ed en n od ig d ie in n atu u rlijke situ aties n iet vaak voorkom en (Tenner et al., 1997). Dit betreft ond er m eer vold oend e vocht en een goed e belu chtiging (Yeung et a l . , 1997). Als oliep rod u cten in d e bod em terech tkom en w ord en d e bod em p oriën op gevu ld m et olie, w aard oor h et lu ch tgeh alte en d e vochtoestand sterk afneem t. In land farm ing w ord t op tim alisatie van d ergelijke factoren n agestreefd , leid en d tot betere besch ikbaarh eid voor m icro-organ ism en en sn ellere biod egrad atie van olie (Tenner et al., 1997). Een voorbeeld betreft verh ittin g of een geforceerd e aeratie van d e gecontam ineerd e bod em . N aar het rend em ent van d ergelijke technieken w ord t m om enteel nog ond erzoek verricht (Yeu ng et al., 1997). Ook is gekeken n aar d e in vloed van p lan ten groei op d e biod egrad atie van olie ter aan vu lling op stan d aard land farm ingtechnieken. Gü nther et a l . (1996) vonden een verh oogd e m icrobiële afbraak van alifatisch e koolw aterstoffen in d e rh izosfeer ten op zich te van on begroeid e p lots. Voor d e in olie aan w ezige PAK von d en zij ech ter geen effecten van Lolium perenne op d e biod egrad eerbaarheid (ibid .). De m ogelijkh eid tot afbr aak v an koolw ater stoffen in olie bep erkt zich niet tot en kele geslach ten van m icroflora. Een zeer d iverse groep , w aarond er bacteriën , fu n gi, actin om yceten en algen is h iertoe in staat. Een groot aan tal d aarv an kom t frequ ent voor in bodemecosystemen. Voorbeeld en betreffen d e bacteriegeslach ten P seu domon as, Rhizobiu m en Flavobact er iu m en d e schim m elgeslachten P en icilliu m en Asper gillu s (Atlas, 1981). Er bestaat n og geen w eten sch ap p elijke overeen stem m in g over d e vraag of zu u rstof absolu u t n ood zakelijk is voor d e biod egrad atie van olie in d e bod em . Du id elijk is w el d at an aër obe afbr aak een te v er w aar lozen r ol sp eelt ten aan zien van d e d issip atie van oliecom p on en ten . In zu u rstofloze m ilieu s p ersisteren in olie voorkom end e koolw aterstoffen d an ook ged u rend e zeer lange tijd (ib id .). Uit verschillend e ond erzoeken is gebleken d at d e verbreid ing van m icro-organism en d ie koolw aterstoffen ku nnen benu tten voor groei een w eersp iegeling is van d e blootstellin g aan koolw aterstoffen in h et verled en , m et an d ere w oord en : d e veron trein igingsgeschiedenis. Vlak n a een oliev eron trein igin g n eem t h et aan d eel v an d ergelijke soorten in d e totale m icrobiële leven sgem een sch ap sn el toe. In h et algem een geld t d it relatieve aan d eel als een m aat voor d e blootstellin g en gevoeligh eid van een bod em ecosysteem voor koolw aterstoffen (ibid .). In niet-verontreinigd e system en is d it aan d eel m in d er d an 0,1% v an d e totale m icrobiële lev en sgem een sch ap , op som m ige oliegecontam ineerd e locaties tot 100% (ibid .).

44


Volgens Tenner et a l . (1997) worden oliep rod u cten m akkelijk opgenomen d oor p lan ten . Uitgevoerd on d erzoek n aar d e op n am e van koolw aterstoffen in oliem en gsels door p lanten is ech ter sch aars en leid t niet zonder m eer tot voornoemde ged achte. In op olieverontreinigd e bod em s groeiend e m aïsp lanten bevond en zich in h et g eh eel geen koolw aterstoffen, d ie aan olieop nam e (en tran slocatie) konden worden toegeschreven

(Ch aîn eau et a l . , 1997). Eerd ere exp erim enten lieten

h etzelfd e beeld zien voor zad en van onder m eer erw t (ibid .). H et is volgens Ch aîn eau et al. (ibid .) d e vraag of in veron trein igin gssitu aties w aar n og p lan ten groei m ogelijk is, p lantop nam e van koolw aterstoffen in oliem engsels w el op treed t. 3.3.2 G eb ru ik ssp ecifiek e m in im ale b od em k w aliteitseisen : een evalu atie De toxiciteit v an olie is ster k ger elateer d aan d e sam en stellin g v an h et m en gsel. Om d at geen algem ene sam enstelling kan w ord en ged efinieerd , is het lastig ecotoxicologisch ond erbou w d e grensw aard en vast te stellen (Tenner et al., 1997). De streefen in terven tiew aard en voor m inerale olie u it h et bod em bescherm ingsbeleid (resp ectievelijk 50 en 5000 m g/ kg) hebben betrekking op een som p aram eter: d e som van d e (a l d an niet v er takte) alkan en . H oew el oliem engsels v eela l mono- en p olyarom atisch e verbin d in gen bevatten (zie § 3.1.3.), w ord t om p raktisch e red en en volstaan m et d eze p aram eter (VROM, 1995). De ach terliggen d e ged ach te is d at n og niet vold oend e kennis besch ikbaar is voor verd ere chem ische en toxicologische d ifferen tiatie. Voor h et op stellen van gebru iksgerich te m in im ale bod em kw aliteitseisen (m axim ale geh alten ) voor m in erale olie sp eelt d eze p roblem atiek u iteraard ook een rol. Gu stafson (1998) ben ad ru kt h et belan g van d ifferen tiatie n aar versch illen d e oliefracties. Op basis van een bep alin g van TPH (total p etroleu m h yd rocarbons) is volgens hem geen risicobeoord eling m ogelijk (ibid .). In verschillend e staten van d e Verenigd e Staten w ord t gew erkt m et m axim u m concentraties betreffend e d e fr a cties C 6 -C 10 , C 10 -C 25 en C 25 -C 36 , w aarbij teven s on d ersch eid w ord t gem aakt tu ssen alifaten en arom aten (ibid .). H et belan g van een ged ifferen tieerd e an alyse (fracties) van olieveron trein igin g blijkt ook u it on d erzoek van Sch olten (1998). H ij von d d at d e fractie >C 10 w ein ig bijd raagt aan d e toxiciteit en d at er geen d irecte relatie bestaat tu ssen d e toxiciteit en d e TPH -con cen tratie (ibid .). In h et geval van zw are olieverontreiniging denken Ch aîn eau et a l . (1997) d a t p lanten absorp tie van koolw aterstoffen niet m eer kunnen verhind eren en d a t d aard oor letale in tern e concentraties ontstaan. Lokhorst (1997) geeft fytotoxiciteitsgegeven s voor in d ivid u ele oliebestan d d elen , zoals tolu een . De relevan tie van d ergelijke d ata ach ten w ij ech ter gerin g voor stoffen in com p lexe m en sels. In een stu d ie m et olie m et en zonder arom atisch e verbind ingen in zandgrond, vonden

45


Ch aîn eau et a l . (1997) grote versch illen in fytotoxiciteit (zaad kiem in g) tussen p lan ten soorten (ibid .). De LC 50 -w aard en van een zonnebloem (H elian t hu s an n u u s) bed roegen resp ectievelijk 70.000 m g/ kg (olie m et arom atische koolw aterstoffen) en m eer d an 200.000 m g/ kg (ged earom atiseerd e olie), terw ijl d eze voor d e m eest gevoelige soort, sla (Lact u ca sat iva), m et betrekking tot beid e oliën 3000 m g/ kg bed roegen (ibid .). De fytotoxiciteitsw aard en van gevoelige p lantensoorten (bijvoorbeeld sla en gerst) voor sp ecifieke oliem engsels liggen onder d e in terven tiew aard e van d e Leid raad bod em bescherm ing (VROM, 1995). H ieru it kan w ord en geconclu d eerd d at versoep eling van saneringsnorm en m ogelijk kan leid en tot belem m ering van bod em gebru iksfu ncties en d u s niet zond er m eer m ogelijk is. Echter, verse olie is w aarschijnlijk veel toxisch er voor p lan ten d an ou d e olieveron trein igin g. Verse olie belem m ert teven s d e vestigin g van vegetatie. Beid e asp ecten h an gen w aarsch ijn lijk sam en m et d e om gekeerd even red ige relatie tu ssen h et oliegeh alte en h et w atergeh alte in d e bod em (Watts et al., 1982). Versch illen d e locaties laten zien d at veel p lan ten soorten oud e olieverontreiniging w el kunnen overleven (Tenner et al., 1997). Watts et al. (1982) stellen ech ter d at 'verou d erd e' olieveron trein igin g kan leid en tot een lagere totale

soortsd iversiteit,

een

m ind ere

vestiging

van

eenjarige

kru id en

(p ioniersoorten) en een lagere biom assa van d icotylen. Over d e invloed van olieverontreiniging op bod em p rocessen is niet veel bekend (Van Rijn et al., 1995). In veel gevallen leid t toevoegin g van m in erale olie aan d e bod em in eerste in stan tie tot een v erh ogin g v an d e bod em resp iratie, als gev olg v an een verhoogd aanbod van koolstofbronnen, w at sam enhangt m et d e afbraak van m ind er p ersisten te oliebestan d d elen (Watts et al., 1982). Uit ond erzoek van Scholten (1998) blijkt d at d e toxiciteit van olieveron trein igin g in sed im en t afn eem t in d e tijd en n a 28 w eken reed s sterk is verm ind erd . De effectconcentratie van 'verou d erd e' olieveron trein igin g in sed im en t is een factor 100-1000 h oger d an d ie van 'vers' veron trein igd e sed im en ten (ibid .). De in vloed van oude olieverontreiniging op m icrobiële sleu telp rocessen is naar verw achting gering. Aangenom en w ord t d at m inerale oliën zow el op d e korte als lange term ijn w einig giftig zijn voor regenw orm en (Van Rijn et a l . , 1995) en d at d oorvergiftiging naar vogels en/ of zoogdieren niet relevan t is (Tenner et al., 1997). In het N obis-p roject 'Proefsanering m eetstation N AM Schoonebeek' w ord t m om en teel bioassay-on d erzoek n aar h et effect van m in erale olie op d e groei en coconproductie bij Lumbricus rubellus u itgevoerd (Tu instra, 1998). Gezien het feit d at fu nctiegerichte bod em beoord eling verontreiniging van voor 1987 betreft, lijkt een locatiesp ecifiek e b eoord elin g van m et n am e d e fytotoxicologisch e risico's. Voor sted elijk bod em gebru ik geld t w aarsch ijn lijk d at h et voorkom en van

46


oliestan k strengere ontw erp -eisen betreffend e d e bod em kw aliteit inhou d t, d an w anneer d eze vanu it versp reid ingsrisico's, d e volksgezond heid of ecologie w ord en vastgesteld .

47

Gechloreerd e arom atische verbind ingen

4 GECH LOREERDE AROMATISCH E VERBIN DIN GEN

Dit hoofd stu k besp reekt versch illen d e asp ecten van gechloreerd e arom atisch e verbin d in gen , m et als d oel aan te geven h oe fu n ctiegerich t kan w ord en om gegaan m et d e im m obiele, p ersistente fractie van 'verou d erd e' verontreiniging. De aan d ach tsstoffen (-stofgroep en ) betreffen p olych loorbifen ylen (PCB), p olych loord ibenzod ioxines (PCDD) en p olychloord ibenzofu ranen (PCDF). De la a tste tw ee stofgroep en w ord en gezam en lijk beh an d eld . Eerst w ord t telken s ingegaan op h e t ged rag in d e bod em . H ierna volgt een evalu atie van m ogelijkhed en om te kom en tot (gebru ikssp ecifieke) m in im ale bod em kw aliteitseisen . 4.1 P OLYCH LOORDIBEN ZODIOXIN ES EN POLYCH LOORDIBEN ZOFURAN EN Polychloord ibenzod ioxines (PCDD) en p olychloord ibenzofu ranen (PCDF) zijn tw ee groep en van tricyclisch e, cop lan aire arom atisch e verbind ingen (Jones & Sew ar t, 1997). PCDD hebben tw ee arom atische ringen, d ie zijn verbond en via tw ee zu u rstofatom en ; bij d e PCDF zijn d e tw ee arom atisch e rin gen verbon d en via resp ectievelijk een C-O-C en een C-C bind ing (zie figuur 4.1).

O

O

O

Figuur 4.1 De m olecu laire basisstru ctu ren van PCDD (links) en PCDF (rechts). Er zijn veel versch illen d e PCDD/ F congeneren m ogelijk, w aarbij d e chlorering varieert tu ssen 1 (m on o) en 8 (octa). In totaal gaat h et om 75 PCDD- en 135 PCDFcon gen eren . De verbin d in g 2,3,7,8-TCDD (d ioxin e) is verrew eg h et m eest toxisch . And ere PCDD/ F w ord en m eestal u itged ru kt als TEFs (toxische equ ivalent factoren) ten op zich te v an d ioxin e (ibid .). PCDD en PCDF kom en in h et bodemecosysteem d oord at PCDD/ F zich als verontreiniging in PCB, chloorfenolen of chloorhou d end e bestrijd ingsm id d elen bevind en. Dep ositie van bij verbrand ing van chloorhou d end e

49


m aterialen (bij hoge tem p eratu ren) vrijgekom en PCDD/ F en d oor het op brengen van zu iveringsslib. 4.1.1 Gedrag in de bodem: inactivering, omzetting en verdwijning Aspect en va n sorpt ie en dissipa t ie Wat betreft ged rag in d e bod em vertonen PCDD/ F en PCB veel gelijkenis (zie ook § 4.2.). Ond erzoek heeft vooral p laatsgevond en aan 2,3,7,8-TCDD, w aarvan algem ene karakteristieken zijn afgeleid . PCDD/ F zijn extreem lip ofiel (Jones en Sew ar t, 1997). Ze behoren tot d e m eest lip ofiele chem ische verbind ingen d ie bekend zijn m et een log Kow d ie varieert van 6,80 (2,3,7,8-TCDD) tot 8,20 (OCDD). PCDD/ F ad sorberen sterk aan d e bodem en zijn d an ook im m obiel (H ü lster et a l ., 1994). H et organisch stofgeh alte, d e kation -u itw isselin gscap aciteit, d e vochttoestand , d e verd elin g van bod em d eeltjes van versch illen d e grootte en d e bod em p H zijn van invloed zijn op het sorp tieged rag (Kew et a l ., 1989). Direct n a h et toed ien en aan d e bod em verd w ijn en d e con tam in an ten relatief sn el u it d e bod em , w aarn a een zeer p ersisten te resid u e fractie ach terblijft. H alfw aard etijd en variëren van m in d er d an een jaar tot 10 à 12 jaar v oor 2,3,7,8-TCDD (Jon es en Sew ar t, 1997). Voor sterker gechloreerd e congeneren zoals OCDD zijn d eze w aarschijnlijk nog hoger. Voor PCDD/ F geld t d at u itsp oelin g n aar h et gron d w ater zeer bep erkt is en slech ts p laatsv in d t in aan w ezigh eid van co-contam inanten als olie en op losm id d elen. Fotoch em isch e d ech lorerin g van PCDD/ F is door versch illen d e ond erzoekers w aargen om en , leid en d tot verd w ijn in g m et 25-30% (ibid .). Over h et algem een zal d eze rou te slech ts van beteken is zijn voor d e PCDD/ F aan d e bod em op p ervlakte. Vervlu ch tigin g v an PCDD/ F v in d t v oor al in d e eer ste fase v an d issip atie p laats. Dit g eld t voor tetr a-, p en ta- en h exa-CDD/ F, OCDD/ F zijn niet of nau w elijks vlu ch tig (Jon es & Sew art, 1997). Een en an d er w ord t gesteu n d d oor on d erzoek van Ka p ila et a l . (1989), d ie bij TCDD (4 chlooratom en) a l w einig vervlu ch tigin g kond en meten. Jones en Sew art (1997) suggereren d at fysisch tran sp ort en b iotu rb atie in d e tijd belangrijke d issip atiep rocessen zijn voor PCDD/ F. Een fractie van PCDD/ F bind t zich irreversib el aan d e bod em . Vooral d oor d e lan ge h alfw aard etijd en is d it een relatief belangrijk p roces (ibid .). Figu u r 4.2 toont het ged rag van PCDD/ F in d e bod em in relatie tot d e tijd . De m ate van bind ing aan d e bod em , al of niet reversibel, w ord t groter naarm ate d e tijd d u u rt, d e biobeschikbaarheid en d e d issip atie nem en af. Du id elijk is d e invloed van verou d ering in d it schem a.

50


C/C0 Verlies aan contaminant door een combinatie van vervluchtiging, biodegradatie, fotolyse, enz

Biobeschikbaar

Recalcitrant maar extraheerbaar

Irreversibel gebonden, niet extraheerbaar

Tijd

Figu u r 4.2. H et ged rag van PCDD/ F in d e bod em in relatie tot d e verblijftijd in d e bod em (naar Jones & Sew art, 1997). Biodegra da t ie en mobilit eit in de rhizosfeer W a t b etr eft b iod egrad atie van PCDD/ F gaat m en er m om enteel van u it d at d e afbraak ond er natu u rlijke om stand ighed en extreem traag verloop t. Zow el bacteriën als schim m els zijn bij d eze afbraak betrokken. Overeenkom stig m et PCB zijn enkelvou d ig, d u bbelvou d ig en d rievou d ig gech loreerd e bifen ylen beter afbreekbaar d an vier-, vijf- en zesvou d ig gech loreerd e bifen ylen . N og sterker gech loreerd e verbin d ingen geld en als niet of nau w elijks afbreekbaar (Pal et al., 1980). In een review over d e op n am e van TCDD d oor p lan ten con clu d eerd en Kew et a l . (1989) n og d at er bew ijs is voor bep erkte op n am e d oor een aan tal gew assen , alsook tran slocatie van w ortel n aar boven gron d se p lan ten d elen en tran sp iratie van u it h et blad . McLach lan (1997) stelt ech ter, d at in m id d els is aan getoon d d at w ortelop n am e en tran slocatie van PCDD/ F voor bon en p lan ten en m aïs n iet relevan t is. H etzelfd e geld t voor p een , sla, erw ten , aard ap p elkn ollen en Loliu m mu lt iflor u m (H ü lst er & Marschner, 1993; Mü ller et a l ., 1994; Welsch -Pau sch et a l ., 1995). Een u itzond ering vorm en soorten van d e kom kom m erfam ilie (Cu cu r bit aceae;;zu cchini en pompoen), d ie w el w ortelop n am e en tran slocatie verton en en tot tw ee keer zoveel PCDD/ F bevatten d an and ere soorten fru it en groenten (H ü lster et al., 1994). Waarsch ijn lijk is d it het gevolg van actieve op nam e, w elke sam enhangt m et u itscheid ing van w ortelexu d aten in d e rhizosfeer. W ip f et a l . (geciteerd in Kew et a l ., 1989) even als Cocu cci et a l ., (1979) vonden aan w ijzin gen voor d e bioaccu m u latie van TCDD u it d e bod em in zad en en in fru it. Daarbij w aren geh alten in d e sch il h oger d an in h et vru ch tvlees, m aar lager d an in

51


d e blad eren. In m eer recentelijk ond erzoek vond en Mü ller et a l . (1993) ech ter geen relatie tu ssen d e con cen tratie van PCDD/ F in d e bod em en in fru it. De verh oogd e PCDD/ F-geh alten in fru it sch reven zij toe aan verontreiniging vanu it d e lu ch t. Voorts is er bew ijs voor op n am e van vervlu ch tigd TCD D u it d e bod em in bovengron d se p lan ten d elen (Facch etti et a l ., 1986). Overigens blijkt u it versch illen d e stu d ies (geciteerd in McLachlan, 1997) d at ond er natu u rlijke om stand ighed en alleen d e ond erste centim eters van d e vegetatie aan d eze verontreiniging ku nnen bijd ragen. Verd ere translocatie in d e p lant is onw aarschijnlijk. 4.1.2 G eb ru ik ssp ecifiek e m in im ale b od em k w aliteitseisen : een evalu atie In h et N ed erlan d s bod em besch erm in gsbeleid bestaan vooralsn og geen in terven tiew aard en voor PCDD en PCDF. Zoals in d e vorige su bp aragraaf reed s w erd aangegeven w ord en gehalten aan PCDD/ F veelal u itged ru kt in TEF ten op zichte van 2,3,7,8TCDD (kortw eg TCDD gen oem d ). Er is voor N ed erland een ecotoxicologische Cw aard e voor TCDD voorgesteld van 0,046 m g/ kg (in Sw ed ish Environm ental Protection Agency, 1996). De gebru ikssp ecifieke saneringsnorm en in Canad a voor TCDDequ ivalenten, d ie gebaseerd zijn op hu m ane blootstelling liggen veel lager, te w eten 0,00001 mg/ kg voor d e land bouw en 0,001 mg/ kg voor w oon- en parkgebied en (Visser, 1993). Voor h et geh alte aan TCDD-equ ivalen ten blijken d e bod em kw aliteitseisen van u it d e h u m an e blootstellin g d erh alve stren ger d an ecologisch e eisen . Ook een vergelijking van hu m aantoxicologische m et ecotoxicologische grensw aard en in Zweden la a t d it zien (Sw ed ish Environm ental Protection Agency, 1996). In d e categor ie 'lan d w ith sen sitiv e u se' zijn d e w aard en resp ectievelijk 20 en 25.000 ng/ kg. De kritische blootstellingsrou te voor d e m ens betreft hier d e consu m p tie van gew assen (ibid .). In d e gebru ikscategorie 'land w ith less sensitive u se' (bijvoorbeeld w egberm en ) is d e kritisch e rou te d erm aal con tact m et d e bod em . De ecotoxicologische w aard e is h ier 20 m aal zo hoog als d e hu m aantoxicologische w aard e (resp ectievelijk 50.000 en 2500 ng/ kg) (ibid .). Op basis van hu m ane bod em kw aliteitseisen zijn in Du itsland voor TCDD gebru ikssp ecifieke 'soil screen in g levels' op gesteld . Voor kin d ersp eelp laatsen bed raagt h et m axim ale gehalte in d e bod em 100 ng/ kg, in w oongebied , p arken en recreatiegebied en 1000 ng/ kg en in ind u striële en com m erciële centra 10.000 ng/ kg (CARACAS, 1997). Voorts zijn in Du itslan d - op basis v an Tolerable Daily In take - rich tlijn en op gezet voor het om gaan m et PCDD/ F-contam inatie in d e bod em (zie tabel 4.1.).

52


Tab el 4.1. Richtlijnen voor het om gaan m et PCDD/ F-contam inatie in d e bod em (naar Jones & Sew art, 1997). TEF-range (μg TCDD/ kg DW) < 0,005 0,005 - 0,04

> 0,04

> 0,1

Rich tlijn en geen beperkingen voor bodemgebruik; PCDD/ F d oorgifte d ient te w ord en gem onitord ; voed erp lanten (o.a. aard ap p elen) d ienen te w ord en achtergehou d en of schoongem aakt. Maatregelen d ienen te worden genomen om vervuiling door stof en bodem terug te d ringen. verbou w van fru it, groente en voed erp lanten kan niet p laatsvind en. Alleen p lanten m et lage d oorgifte van PCDD/ F kunnen verbouw d w orden (o.a. granen). Dieren kunnen niet vrij rond lopen. op speelterreinen d ient d e bovenste 10 cm bod em vervangen te w ord en, ofw el gesaneerd . In w oongebied en d ient contact met d e bod em vermed en te w ord en d oor bv. het planten van gazons.

>1

Maatregelen als d e bovenstaand e d ienen in w oongebied en p laats te vin d en .

> 10

Maatregelen als d e bovenstaand e d ienen overal p laats te vind en.

In h et ond erhavige onderzoek is gezocht naar relevan te ecotoxicologische d a t a betreffend e PCDD/ F ten aanzien van d e vastgesteld e gebru ikssp ecifieke rand voorw aard en vanu it flora, bod em fau na en m icrobiële p rocessen. Er blijkt echter nau w elijks inform atie beschikbaar. Ond erzoek aan PCDD/ F concentreert zich rond TCDD, h etgeen logisch is, aan gezien d it verrew eg d e m eest toxisch e verbin d in g is. Zoals eerd er is vastgesteld nem en p lanten niet of nau w elijks TCDD op u it d e bod em . N aar verw achting zijn effecten van bod emverontreiniging m et TCDD voor p lan ten on w aarsch ijn lijk (Verkleij, 1993). Er zijn geen fytotoxicologische gegevens in d e literatu u r besch ikbaar. Ook n aar d e toxiciteit van TCDD voor microbiële processen is geen ond erzoek ged aan. Rein eck e & N a sh (1984) ond erzochten d e toxiciteit van TCDD bij tw ee soorten regenwormen (Lumbricus terrestris en Allolobor a caligin osa). In d e concentratiereeks tussen 0,05 en 5,0 mg/ kg w erd nog geen effect w aargenomen; bij 10 mg/ kg stierven alle ind ivid u en (ibid .). Dergelijke gehalten in d e bod em staan in geen verhou d ing tot d e w aard en , d ie accep tabel w ord en geach t van u it hu m aantoxicologisch p ersp ectief. Voor regenw orm en is consu m p tie van bod em d eeltjes w aarschijnlijk een belangrijkere

53


blootstellingsrou te d an hu id op nam e; p laatsing van regenw orm en op TCDD-verontrein igd filterp ap ier leid d e n iet tot verh oogd e in tern e geh alten (ibid .). Tab el 4.2. Ecotoxiciteitsgegevens van TCDD m et betrekking tot d e sleu telgroep regenwormen. Su bsysteem bod em fau na Allolobophor a caligin osa id em Lumbricus rubellus id em

bodemaard van ond erzoek en blootstellingsd u u r g eh a lt e (mg/ kg) N OEC (85 d .) >5 zand ig leem , O.M. 5,2%, p H 7,6 LC100 (85 d .) 10 id em N OEC >5 id em LC100 10 id em effectp aram eter

bron

Rein ecke & N ash (1984) id em id em id em

Doorvergiftiging in d e voed selketen is voor PCDD/ F een veel besp roken item (ond er an d ere H eid a et al., 1986; McLach lan , 1997; Sch u ler et al., 1997). Dir ecte in gestie van bod em d eeltjes is echter d e m eest w aarschijnlijke blootstellingsrou te voor bovengrond se fau na, zoals grazers en m u izen (You ng et a l . , 1987). Doorv ergiftigin g v ia bijvoorbeeld regenw orm en ligt m ind er voor d e hand , gezien het feit d at d e bioaccu m u latie van TCDD relatief laag is. De interne gehalten in d e regenw orm en vertoond en in d e stu d ie van Reinecke & N ash (1984) slechts bij d e laagste concentraties een relatie m et h et TCDD-geh alte in d e bod em . De veron d erstellin g bestaat d at regen wormen een bep aald excretiem echanism e hebben, w aard oor bioaccu m u latie van TCDD bep erkt blijft (ibid .). H et is ech ter n iet u it te slu iten d at d e bevin d in gen van Reinecke & N ash (ibid .) het gevolg zijn van een te korte d u u r van het exp erim ent of een sn elle, sterke bin d in g aan d e bod em . H et effect van verou d erin g kan bij TCDD n am elijk in relatief korte tijd p laatsvin d en , w aard oor d e biobesch ikbaarh eid sn el afneem t (Alexand er, 1995). H et is on w aarsch ijn lijk d at voor PCDD/ F d e ecologie sch erp ere eisen ten aan zien van d e bod em kw aliteit stelt d an d e volksgezond heid . Ind ien een d ifferentiatie naar bod em gebru ikscategorieën op basis van d e hu m aantoxicologie w ord t gem aakt, zoals in en kele an d ere lan d en h et geval is, levert d it in alle gevallen getalsw aard en op d ie ook vanu it h et oogpunt van d oorvergiftiging als v eilig kunnen worden beschouw d . Voor and ere PCDD/ F d an 2,3,7,8-TCDD kunnen d e m inim ale bod em kw aliteitseisen vanu it d e TEFs w ord en bep aald . 4.2 P OLYCH LOORBIFEN YLEN PCB w ord en d oor d e m ens gep rod u ceerd en kom en niet van natu re voor. Figu u r 4.3 geeft d e m olecu laire basisstru ctu u r van PCB. De h oekp u n ten van d e arom atisch e

54


rin gstru ctu u r, zijn d e p laatsen w aaraan d e ch looratom en geh ech t ku n n en zitten en d aarvan is teven s d e n aam gevin g afgeleid . Dit leid t tot een groep van 209 con gen eren , w aarvan er on geveer 100 in h et m ilieu zijn aan getoon d (Wilke & Bräu tigam , 1992). De tetra-, p enta-, en hexa-isom eren kom en het m eest voor. De fysisch -ch em isch e eigen sch ap p en van d e verschillend e verbind ingen zijn zeer d ivers. Zo loop t het molecuulgewicht van PCB u iteen van 188 voor m onochlorobifenyl tot 494 voor d ecach lorobifen yl (Pal et al., 1980). Ook d e w aterop losbaarh eid versch ilt, m aar is ov er h et algem een laag en n eem t v erd er af bij toen am e v an d e ch lorerin g v an d e fenylringen. De rangschikking van d e chlooratom en is van belang voor d e toxisch e werking. De m eest toxisch e v orm en v an PCB zijn aan d e m eta- en p ara-p osities gesu bstitu eerd m et chlooratom en, zoals bij 3,3’,4,4’-tetrach loorbip h en yl (Van Straalen en Verkleij, 1991). ortho

meta 3

ortho

2

2'

meta 3'

para 4

4' para 5

meta

6

6' ortho

ortho

5' meta

Figuur 4.3. De m olecu laire basisstru ctu u r van PCB. Er bestaat bij PCB een sterke correlatie tu ssen stru ctu u r (d at w il zeggen ortho-, m etaof p arach loor gesu bstitu eerd ten op zich te van d e in terfen yl bind ing) en w erking (Du inker, 1991). De congeneren d ie een v lakke configu ratie kunnen aannemen cop lan aire PCB - d ien en u itslu iten d in d e p ara- en m etap osities gesu bstitu eerd te zijn (cop lan aire PCB) of m axim aal aan één ortho (m ono-ortho-d erivanten van cop lan aire PCB) (ibid .). De bioch em isch e w erkin g en h et toxisch effect van d ergelijke PCB (con gen eren m et geen of een en kele orth o-, tw ee p ara- en tw ee of m eer m eta-ch looratom en ) is vergelijkbaar m et d ie van 2,3,7,8-TCDD (Beu rsken s, 1995), w aarbij d e n on -orth o con gen eren h et m eest toxisch zijn (Du in ker, 1991; Beu rsken s, 1995). De hoge d i-elektrische constante, goed e w arm tegeleid ing en d e grote bestend igheid tegen hoge tem p eratu ren, m aken PCB u iterm ate bru ikbaar voor bijvoorbeeld toep assing in elektrische installaties als transform atoren en cond ensatoren, en in hyd rau lisch e system en . PCB w ord en gefabriceerd d oor ch em isch e in d u strie en geleverd in m engsels ond er verschillend e m erknam en, zoals Aroclor en Clop hen. De aand u id ing Aroclor 1254 slaat bijvoorbeeld op d e bifenylserie (12) m et 54% chloor op gew ichtsbasis. Dit beken d e m en gsel bevat ± 74 PCB-con gen eren , w aarin d e d i-, tri- en tetra-

55


gech loreerd e groep en overh eersen (ibid .). Directe em issie van PCB vind t p la a t s d oor lekkages tijd en s d e p rod u ctie, lekkages u it tran sform atoren en stort van PCBh ou d en d e ap p aratu u r. In d irecte em issie van PCB kan p laatsvind en bij verbran d in g van h u ish ou d elijk afval in vu ilverbran d in gsin stallaties en zogen aam d e allesbran d ers, vooral bij tem p eratu ren bened en 1000 °C. Ook het op brengen van zu iveringsslib op bod em s kan leid en tot verontreiniging m et PCB. 4.2.1 Gedrag in de bodem: inactivering, omzetting en verdwijning Aspect en va n sorpt ie en dissipa t ie In een literatu u rreview naar het ged rag van PCB in d e bod em en in p lanten conclu d eren Strek en Weber (1982) d at u itsp oelin g van PCB u it d e bod em geen belan grijke d issip atierou te is, d oord at PCB red elijk sn el aan bod em d eeltjes worden gead sorbeerd . De extreem hoge lip ofiliteit van PCB resu lteert in een sterk e b in d in gscap aciteit voor de bodem, w aarbij h et totale geh alte aan organ isch m ateriaal belan grijker is d a n h et k leig eh a lte of h et tota le op p er v la k w a a r a a n a a n h ech tin g k a n p la a tsvind en. H et toevoegen van bijvoorbeeld geactiveerd koolstof aan d e bod em versterkt d e im m obilisatie van PCB (Weber & Mrozek, 1979). In organ isch e bod em s h ech ten PCB sterk aan hum uszuren. Bij hoge pH gaan hum uszuren in oplossing en d aarm ee d e gead sorbeerd e PCB (Strek & Weber, 1982). Dit kan leid en tot verhoogd e u itsp oeling van PCB. PCB zijn slech t afbreekbaar. Ch em isch gezien zijn ze veel m in d er reactief d an vele and ere organische verbind ingen in d e bod em . Degrad atie d oor fotod ecom p ositie, h et p artieel d ech lorin eren van geh alogen eerd e verbin d in gen d oor UV-stralin g, sp eelt een geringe rol bij PCB. Biologisch gezien zijn enkelvou d ig, dubbelvoudig en d rievou d ig gechloreerd e bifenylen veel beter afbreekbaar d an vier-, vijf- en zesvou d ig gechloreerd e bifenylen. N og sterker gechloreerd e verbind ingen geld en a ls extreem p ersisten t (Pal et al., 1980). Toch ku nnen PCB op d e lange d u u r u it d e bod em verd w ijnen. Dit blijkt bijvoorbeeld u it een lange term ijn exp erim ent in Zu id En gelan d n aar d e p ersisten tie van PCB in op gebrach t zu iverin gsslib (Alcock et a l ., 1996; Beck et al., 1995). De initiële concentratie van d e som van alle PCB-congeneren (= ∑PCB) bed roeg 298 tot 555 μg/ kg bod em , hetgeen resp ectievelijk 24 en 52 keer zo veel is als d e N ed erlan d se streefw aard en van 20 μ g/ kg bod em . Zesen tw in tig jaar later, in 1992, w as d e con cen tratie ∑PCB bened en genoem d e streefw aard e gekom en. H et grootste d eel van d e verd w ijn in g van PCB in h et gen oem d e exp erim en t w erd toegeschreven aan vervlu ch tigin g . Laatstgenoem d proces w ord t in h et algem een gezien als h et belan grijkste d issip atiep roces van PCB in d e bod em (Pal et a l ., 1987; Alcock et a l ., 1996). Dit kom t vooral d oor d e gerin ge u itsp oelin g en d e h oge p ersis-

56


ten tie van d e stoffen , w an t op zich zelf zijn ze n iet bijzon d er vlu ch tig. De m ate van ch lorerin g bep aalt d e m ate w aarin vervlu ch tigin g p laatsvin d t. H alfw aard etijd en v an PCB in d e liter atu u r v ar iër en v an 6 m aan d en v oor 2-CB tot 6,5-8,5 jaar v oor ∑PCB (Alcock et al., 1996). Gezien h et bifasisch e karakter v an d issip atie, zeggen d eze w aard en w einig over d e u iteind elijke p ersistentie in d e bod em . Biodegra da t ie en mobilit eit in de rhizosfeer Relatief veel on d erzoek is ged aan n aar h et verd w ijn en van PCB u it d e bod em als gevolg van m icrob iële afb raak . De sam en stellin g en activ iteit v an d e m icr obiële p op u laties zijn d e belangrijkste bep alend e factoren voor d e biologische afbraak van PCB, w elke traag verloop t. H oge concentraties PCB in d e bod em (10.000 m g Aroclor 1254/ kg bod em ) blijken d e m icrobiële activiteit en d e resp iratie te on d erd ru kken (Pal et al., 1980; Wilke & Br äu tigam , 1991, 1992). Bij lage con cen tr aties w or d t d e afbraak van PCB m eegenom en in d e algem ene koolstofcyclu s. In d e m eeste gevallen leid t d e d ech lorerin g v an cop lan aire en mono-ortho PCB tot producten d ie geen d ioxin e-ach tige toxiciteit bezitten , m in d er bioaccu m u leren zijn en gem akkelijker te m ineraliseren zijn door aërobe micro-organismen d an d e uitgangsverbind ingen (Beu rsken s, 1995). Bacteriegeslach ten w aarv an beken d is d at ze aan d e a fb r a a k bijd ragen zijn ond er and ere Pseudomonas, Alcaligen es, Acin et obact er en Ar t hr obact er (Boyle et al., 1992). H oe m eer ch looratom en d e bifen ylrin g bevat, h oe trager d e afbraak van d e betreffen d e PCB zal zijn , van w ege d e gebrekkige cap aciteit van d e m eeste organism en in het d ehalogeneren van verbind ingen. Voor Aroclor-m engsels betek en t d a t, d a t er in d e bodem een scheid ing p laatsv in d t, w aarbij d e m ind er gechloreerd e verbind ingen het eerst verd w ijnen en d e sterk gechloreerd e ged u rend e lan gere tijd p ersisteren . Recen telijk veron trein igd e bod em s bezitten m in d er p oten tieel voor d e afbraak van PCB, d an bod em s d ie reed s lange tijd belast zijn m et PCBverontreiniging. Asp ecten van sorp tie ku nnen er echter toe leid en d at d e voor m icroorganism en beschikbare fractie bij ou d ere verontreinigingen laag is, zod at d it p otentieel p as tot zijn recht kom t bij een herhaald e contam inatie. Voor biod egrad atie van PCB is h et n ood zakelijk d at d e stoffen voor m icro-organ ism en besch ikbaar zijn . In veel gevallen is verrew eg h et grootste d eel van d e in d e bodem aanw ezige PCB aan d e bodem gead sorbeerd . Bij biorem ed iatie w ord t getrach t d e PCB w eer in oplossing te brengen. H iertoe w ord t gezocht n aar (biologisch e) emulgerende stoffen, u itgescheid en door sp ecifieke bacteriesoorten (Fiebig et al., 1997). Resu ltaten ton en d at h et toev oegen van (b io)em u lgators d e biod egrad atie bevord ert van PCB d ie m ind er d an 5 chlooratom en bevatten. PCB m et m eer d an 5 chlooratom en zijn ond er aërobe om stand ighed en nau w elijks afbreekbaar

57


(ibid .). On d er an aërob e om stand ighed en w ord en m et nam e d e sterker gechloreerd e verbind ingen afgebroken. Een ond erzoek aan m et Aroclor 1260 verontreinigd riviersed im en t toon d e aan d at - on d er red u ctieve om stan d igh ed en - h exa- en h ep ta-CB voor 90-98% w erd en afgebroken , w aarbij een toen am e van tri- en tetra-CB p laatsvon d (Boyle et al., 1992). Tied je et al. (1993) stellen d at er m ogelijkh ed en zijn voor biod egrad atie van PCB-m engsels d oor een kop p eling van aërobe en anaërobe p rocessen . Daarbij p laatsen zij ech ter w el d e kan tteken in g d at in veel gevallen d e biobeschikbaarheid van d e PCB m oet w ord en vergroot. De

biobesch ikbaarh eid

van

PCB

is

ook

relevan t

voor

p lanten

(fy to-

beschikbaarheid ). De beschikbare inform atie over d e op nam e van PCB d oor p lanten is b ep er k t (P a l et a l., 1980; St r ek & W eb er , 1982; Q u ip in g Ye et a l., 1991). H et betreft in d e m eeste gevallen exp erim en teel on d erzoek over een korte term ijn . Met and ere w oord en, er w erd geen rekening gehoud en m et eventuele veroud eringseffecten van PCB in d e bod em . De resu ltaten tonen aan d at laaggech loreerd e PCB beter w ord en op genom en d an hooggechloreerd e. Analyse van sp ecifieke isom eren in veld gerst (H or deu m vu lgar e) en tom aat (Lycopersicon esculentum) toond e een om gekeerd evenred ige relatie tu ssen het aantal chlooratom en van d e sp ecifieke isom eren en d e PCB-con cen tr atie in h et p lan ten m ater iaal (Q u ip in g Ye et al., 1991). De th eor etisch e m ogelijkh eid d at d e lage interne geh alten van hooggechloreerd e PCB h e t gevolg zijn van snelle afbraak in d e p lant, leid end tot een relatief hogere concentratie laaggech loreerd e con gen eren , is w eerlegd door onderzoek van Wilken et a l. (1995). In celcu ltu ren van een relatief groot aantal p lantensoorten bleken d e laaggechloreerd e congeneren ju ist beter afbreekbaar. Over d e w ijze w aarop PCB in d e p lan t terech t kom en of kan w ord en op gen om en , bestaan tegen strijd ige oord elen , m aar d at er versch illen zijn tu ssen d e p lan ten lijkt aannem elijk. Peen (Daucus carota) is veelvu ld ig on d erzoch t, gezien h et feit d at van d eze soort reed s beken d w as d at zij organ och loor-p esticid en accu m u leerd e (Pal et al., 1980). Peen blijkt in d er d aad PCB op te n em en , m aar in zo geringe m ate d a t n au w elijks van bioaccu m u latie gesp roken kan w ord en . De PCB worden voor 97% teru ggevond en in d e schil van d e w ortel en verd er niet of nau w elijks getransloceerd (ibid .). Webber et al. (1994) on d erzoch ten in 1990 d e op n am e van PCB d oor m aïs (Z ea mays), kool (Br assica oler acea capit at a) en p een (D au cu s car ot a) op bod em s w aarop in 1987 vervu ild slib w as op gebrach t. De gevon d en lage BCFs w ijzen ook h ier op geringe PCB-op nam e door d e versch illen d e gew assen. Resu ltaten van Qu ip ing Ye et al. (1991) tonen aan d at ook tom aat en veld gerst geen opname en tran slocatie van PCB ken n en . De red en d at zij w el PCB in boven gron d se p lan ten d elen

58


Tab el 4.3. Fytotoxiciteitsgegevens van PCB. S UBSYSTEEM FLORA (soort)

effectp aram eter

59

bodemg eh a lt e (mg/ kg)

aard van h et ond erzoek

bron


Glycin e max

N OEC

1

id em id em id em

EC21 (w ateropname)

EC45

Weber & Mrozek, 1979

10 100 1000

p otexp . m et Aroclor 1254, p H 4,7, OM 1%, klei 5%, leem 6% id em id em id em

1 10 100 1000

id em id em id em id em


1 10 100 1000



1000

id em

id em

1000

kunstbodem Aroclor 1254 id em id em id em

Strek et al, 1983 id em id em id em

id em id em

id em id em

id em id em id em id em id em id em

id em id em id em id em id em id em

Aroclor 1254 in zure bodem

in Pal et al., 1980

tri-CB in p otexp . m et p H 6,7, OM 5,2%, zand 67,3%, leem 22,2% en klei 15,3% id em voor tetra-CB id em voor p enta-CB

Fries & Marrow , 1981

id em id em id em

(w ateropname)

id em id em id em id em id em id em id em id em Fest u ca ar u n din acea

EC52 (w ateropname)

N OEC EC9 (planthoogte) EC23 (planthoogte) EC15 (planthoogte) N OEC EC11 (FW sp ru it) EC27 (FW sp ru it) EC22 (FW sp ru it)

Bet a vu lgar is EC16 (FW sp ru it) id em id em id em Glycin e max id em Amar an t hu s r et r oflexu s id em id em id em id em id em Daucus carota

Glycin e max

1000 EC100 (planthoogte) 100 1000 EC100 (FW sp ru it) 100 EC52 (w ateropname) 1000 EC95 (w ateropname) 100 1000 100 EC22 (w ateropname) 1000 100 EC47 (w ateropname) 1000 EC54 (planthoogte) 0,5 EC100 (planthoogte) EC53 (FW sp ru it) 2,08-3,69 EC100 (FW sp ru it) EC52 (w ateropname)

EC96 id em id em

id em id em

(w ateropname)

N OEC

N OEC (groei)

id em id em

60

id em id em


vond en, schreven zij toe aan op nam e van vervlu chtigd PCB (ibid .). Dit in van gen van vlu ch tige con tam in an ten w erd ook voor an d ere p lan ten soorten door onder and ere Fries en Marrow (1981) aangetoond . And ere ond erzoeken w ijzen w el op opname uit d e bodem en tran slocatie van PCB naar bovengrondse p lantend elen, zij h et (zeer) bep erkt (Weber en Mrozek, 1979; Saw hney en H ankin, 1984). 4.2.2 G eb ru ik ssp ecifiek e m in im ale b od em k w aliteitseisen : een evalu atie In het N ed erland se bod em bescherm ingsbeleid geld t een ∑PCB-geh alte van 1 m g p er kg bod em als interventiew aard e (VROM, 1995). De TCB (1993) heeft voor w onen m et siertu in en w onen zond er tu in voorbeeld berekeningen u itgevoerd teneind e ged ifferentieerd e toetsin gsw aard en voor trich loorbifen ylen (tri-CB) en h exach loorbifen ylen (hexa-CB) te verkrijgen. H et resu ltaat betrof voor tri-CB 53 en 88 m g/ kg, voor hexaCB resp ectievelijk 55 en > 10.000 m g/ kg (ibid .). In Du itsland is, ten aanzien van het ∑PCB-geh alte, een gebru ikssp ecifieke d iffer en tiatie van 'soil screening lev els' voorgesteld , w aarbij ond erscheid is gem aakt tu ssen kind ersp eelterreinen (2 m g/ kg), w oongebied en (4 m g/ kg), p arken en recreatieterreinen (10 m g/ kg) en ind u striële en com m erciële centra (200 m g/ kg) (CARACAS, 1997). Beid e d ifferentiaties zijn echter n iet op ecologisch e in form atie gebaseerd . Van u it d e ecologie is h et d e vraag in hoeverre versoep eling van saneringsnorm en en d ifferentiatie van bod em kw aliteitseisen voor bod em gebru ikscategorieën m ogelijk is. Om te kom en tot generieke grensw aard en heeft m en in Zw ed en hu m aantoxicologisch e w aard en m et ecotoxicologisch e w aard en vergeleken (Sw ed ish En viron m en tal Protection Agency, 1996). Voor het ∑PCB-geh alte blijken d e bod em kw aliteitseisen vanu it d e hu m ane blootstelling strenger d an ecologische eisen. In d e categorie 'land w ith sen sitive u se' (bijvoorbeeld een m oestu in ) zijn d e w aard en resp ectievelijk 0,02 en 35 m g/ kg. De kritische blootstellingsrou te voor d e m ens betreft hier d e consu m p tie v an gew assen (ibid .). In d e categor ie 'lan d w ith less sen sitiv e u se' (bijvoorbeeld w egberm en) zijn d e kritische rou tes zow el d erm aal contact m et d e bod em als ingestie van bod em d eeltjes. De ecotoxicologisch e w aard e is h ier 10 m aal zo hoog als d e h u m aan toxicologisch e w aard e (resp ectievelijk 70 en 7 m g/ kg) (ibid .). In h et on d erh avige on d erzoek is gezoch t n aar relevan te ecotoxicologisch e in form atie van PCB m et betrekking tot d e vastgesteld e gebru ikssp ecifieke rand voorw aard en van u it flora, bod em fau n a en m icrobiële p rocessen . Deze in form atie su ggereert in d erd aad d at d e ecologie voor w at betreft PCB n iet al te stren ge eisen aan d e bod em kw aliteit stelt.

61


Zoals in d e vorige su bp aragraaf is ben ad ru kt, verloop t d e op n am e van PCB d oor p lan ten w ein ig efficiën t. Gezien d e gegeven s betreffen d e fytotoxiciteit d ie in tabel 4.3. zijn gep resenteerd is blijkt d at p as bij circa 100 m g Aroclor 1254 p er kg bod em (d it betreft d erh alve 'recen t' veron trein igd su bstraat) on gew en ste fytotoxisch e effecten bij d e gevoeligste p lantensoorten zijn te verw achten. Echter, bij ou d e verontreiniging m et m engsels als Aroclor zijn naar verw achting ju ist d ie PCB w elke nog het best d oor p lanten ku nnen w ord en op genom en aan d issip atiep rocessen ond erhevig gew eest. Een ∑PCB-gehalte van m eer d an 1000 m g/ kg bij verontreinigingssitu aties van voor 1987 h oeft d aarom zelfs n iet n ood zakelijkerw ijs te leid en tot effecten ten aan zien van d e p lantengroei. Tab el 4.4. Ecotoxiciteitsgegevens van PCB m et betrekking tot regenwormen en geselecteerd e m icrobiële sleu telp rocessen. effectp aram eter LC50

aard van het ond erzoek bodemg eh a lt e (mg/ kg) 387 Aroclor 1254

bod em resp iratie (toevoeging glu cose) id em

LOEC

50

LOEC

100

bod em resp iratie (toevoeging glu cose) id em id em

LOEC

1

LOEC N OEC

1 10

bod em resp iratie (zond er su bstraattoevoeging) id em id em id em id em id em

EC20

1

Wilke & Br äu tigam , lab.exp . m et 2,3-d iCB in bruinaard e en pod zolgrond 1992

EC10 EC30 EC15 EC10 LOEC

100 10 1 10 100

id em id em id em id em id em

bod em resp iratie (zond er su bstraattoevoeging)

N OEC

50

lab.exp . m et 3,3',4,4'tetraCB in bru inaard e en podzolgrond

S UBSYSTEM EN BO D EM FAUN A & M ICRO FLO RA regenworm

bron

in Lokhorst, 1997

lab.exp . m et Aroclor 1242 Wilke & Br äu tigam , in bru inaard e,p od zolgrond 1992 id em id em voor Aroclor 1260 lab.exp . m et 2,3-d iCB in bruinaard e en pod zolgrond id em voor 2,4-d iCB id em voor 2,4,5-triCB

voor voor voor voor

2,4'-d iCB 2,4'-d iCD 2,4'-d iCD 2,4,5-triCB

Wilke & Br äu tigam , 1991 id em id em

id em id em id em id em id em Wilke & Br äu tigam , 1991

H oew el effecten van PCB op n itrificatie en sym biotisch e stikstoffixatie m et Rhizobium is aangetoond , zijn hierbij geen effectconcentraties bep aald . In d e literatu u r zijn ech ter w el en kele gegeven s betreffen d e d e effecten van PCB ten aanzien van d e bod em resp iratie (m et en zond er su bstraattoevoeging) beschikbaar. Voor regenw orm en is slechts één LC 50 v oorh an d en . De w aard en in tabel 4.4. su ggereren d at h et behou d van d e life su p p ort fu ncties in d e bod em p as bij een (recente) ∑PCB-veron t-

62


reiniging van m eer d an 100 m g/ kg gevaar lop en. Dit kom t d erhalve overeen m et d e hierboven gesteld e effectgrens voor het su bsysteem flora. Een extra asp ect w aarm ee in het geval van PCB rekening gehou d en d ient te w ord en is h et gevaar van d oorvergiftigin g, gezien d e h oge lip ofiliteit en h et feit d at fau n a ov er h et a lg em een n iet in sta a t is tot m eta b olisa tie van PCB. Dit gevaar is in aqu atisch e voed selketen s veel groter d an in terrestrisch e (Brem le et a l . , 1997), h oew el ook d e risico's voor terrestrisch e top p red atoren en vogels evid ent zijn (Tenner et a l . , 1997; Dav is et a l . , 1981). In m od elm atige calcu laties betreffend e d oorvergiftiging

in

terrestrisch e

system en, sp elen

regenwormen v eela l

een

d ominante rol (ond er and ere Jongbloed et al., 1996), van w ege h et feit d at regen w orm en voor veel boven gron d se fau n a een aan zien lijk d eel van h et d ieet beslaan en in sta a t zijn tot bioaccu m u latie van versch illen d e contam inanten. Consumptie van regenwormen is d aard oor een belangrijke blootstellingsrou te voor zoogdieren en vogels. Uit on d erzoek van Fitzp atrick et a l . (1992) blijkt d at bioaccu m u latie v an PCB bij Eisen ia foet ida en Lumbricus terrestris kan leid en tot h oge in tern e geh alten . Voor versch illen d e PCB-congeneren sch atten Belfroid et a l . (1995) BCFs onder veld om stand ighed en bij regenw orm en op circa 0,3. Wat beteken t h et boven staan d e bij d oorvertalin g n aar m in im ale bod em kw aliteitseisen voor d e bod em gebru ikscategorieën ? In d e eerste p laats is d u id elijk d at voor PCB vanu it ecologisch p ersp ectief een versoep eling van saneringsnormen ten op zich te van d e in terven tiew aard e accep tabel is. Bij geh alten on d er d e 100 m g/ kg zal geen belem m erin g ten aan zien van h et bod em gebru ik op tred en , als gevolg van verstorin g van p lan ten groei of life su p p ort fu n cties. Bij een d ergelijk geh alte kan d oorvergiftigin g n iet w ord en u itgesloten . Ech ter, d e in h et bu iten lan d geh an teerd e gebru ikssp ecifieke w aard en , d ie u itgaan van blootstellin g van d e m en s, zijn veelal strenger d an d eze 100 m g/ kg. Ons inziens bied t een hu m aantoxicologisch goed ond erbou w d e d ifferen tiatie van bod em kw aliteitseisen vold oen d e besch erm in g voor alle ecologische w aard en (dus ook bovengrondse fau na) in tuinen & volkstu inen en op en baar groen & recreatie. In d e categorie berm en & reststroken is d it niet p er d efinitie het geval, gelet op d e 'soil screening level' van 200 m g/ kg voor ind u striële en com m erciële cen tra in Du itslan d (CARACAS, 1997). Wij stellen voor om voor berm en & reststroken een m axim aal ∑PCB-geh alte te kiezen , d at bij voorkeu r vergelijkbaar is m et d ie voor op enbaar groen & recreatie, m aar in ied er geval niet hoger is dan 100 mg/ kg.

63


Voor cop lanaire PCB en m ono-ortho-d erivaten is het m ogelijk m inim u m bod em kw aliteitseisen op te stellen van u it TEFs ten op zich te van 2,3,7,8-TCDD. H et is aan te rad en te kom en tot een totaaleis voor PCDD, PCDF, cop lanaire PCB en m ono-orthod erivaten, in verband m et com binatie-toxiciteit. Tabel 4.5 geeft d e TEF-w aard en ten op zichte van 2,3,7,8-TCDD (TEF=1) voor d e relevante PCB. Tab el 4.5. TEF-w aard en v an relev an te PCB-congeneren ten op zich te van 2,3,7,8TCDD (naar Beu rskens, 1995). PCB-congeneer 77 105 114 118 123 126 156 157 167 169 189

structuur 3,4,3',4' 2,3,4,3',4' 2,3,4,5,4' 2,4,5,3',4' 3,4,5,2',4' 3,4,5,3',4' 2,3,4,5,3',4' 2,3,4,3',4',5' 2,4,5,3',4',5' 3,4,5,3',4',5' 2,3,4,5,3',4',5'

typ e non-ortho m ono-ortho m ono-ortho m ono-ortho m ono-ortho non-ortho m ono-ortho m ono-ortho m ono-ortho non-ortho m ono-ortho

64

TEF 0,01 0,001 0,001 0,001 0,001 0,1 0,001 0,001 0,001 0,05 0,001

Bestrijd ingsm id d elen

5 BESTRIJDINGSMIDDELEN Diverse bestrijd ingsm id d elen zijn p ersistent in d e bod em en ku nnen ruime tijd na toed ien in g n og ecotoxicologisch e effecten en d aarm ee m ogelijke beperkingen voor bep aald e bod em gebru iksfu ncties tew eegbrengen. Dit ond erzoek gaat in op en kele stofgroep en van 'ou d e' p esticid en (aan d ach tsstoffen ), d ie relevan t zijn voor veron treinigingen van voor 1987. Dit betreft enerzijd s h ooggech loreerd e organ isch e gew asbeschermingsmiddelen, te w eten: p entachloorfenol, ∑DDT (DDT en m etabolieten) en enkele cyclodiënen ('d rin s': ald rin en d iëld rin ), an d erzijd s een tw eetal carb am aten , carbaryl en carbofu ran. Per stofgroep w ord t telkens eerst ingegaan op het ged rag in d e bodem. H iern a volgt een ev alu atie van m ogelijkhed en om te komen tot (gebru ikssp ecifieke) m in im ale bod em kw aliteitseisen . 5.1 P EN TACH LOORFEN OL Pen tach loorfen ol (PCP) is een h ooggech loreerd e m on oarom atisch e verbin d in g (zie figu u r 5.1.). Ch loorfen olen staan algem een beken d om h u n giftigh eid voor m icroorgan ism en , w aarbij d e toxiciteit toen eem t m et h et aan tal ch looratom en (Miller & H erm an, 1997). PCP kent een zeer bred e toxische w erking en is d aarom ond er m eer gebru ikt als fu n gicid e, in secticid e, bactericid e, h erbicid e en algicid e (Ferro et a l . , 1994; McAllister et al., 1996). H et gebru ik van PCP voor biocid e-d oeleind en is reed s in d e m eeste land en verboden (McAllister et a l . , 1996). PCP is in N ed erlan d verscheid ene m alen aangew ezen als boosd oener van m assale vissterfte (Van Rijn et a l . , 1995). Een veelvoorkom end e toep assing van PCP is als hou tverd u u rzam ingsm id d el (ter voorkom ing van schim m elaangroei) (Donald son & Miller, 1997). Ind u strieel vervaard igd e PCP bevat circa 85-90% p en tach loorfen ol, alsm ed e verbin d in gen als TCDD, PCDD, OCDD, TCDF, PCDF, OCDF en h exach loorben zeen (McAllister et a l . , 1996). Cl

Cl

Cl

OH

Cl

Cl

Figuur 5.1. De stru ctu u rform u le van p entachloorfenol.

65


5.1.1 Gedrag in de bodem: inactivering, omzetting en verdwijning Aspect en va n sorpt ie en dissipa t ie Gezien h et feit d at PCP toxisch is v oor d e m eeste organ ism en , is in zich t in h e t ged rag van PCP in d e bod em belangrijk voor het inschatten van risico's, bijvoorbeeld d e ecotoxicologisch e effecten van aan d e bod em gebon d en PCP voor d e m icroflora (Scheu nert et a l . , 1995). N a toev oegin g v an PCP aan d e bodem vind t d issip a tie vooral p la a ts door abiotisch e processen zoals vervlu chtiging en fotoch em isch e d ecom p ositie, en biotische p rocessen als m icrobiële afbraak en op nam e d oor p lanten en bod em fau na (Donald son & Miller, 1997; McAllister et al., 1996). Sorp tie heeft een belangrijke rol ten aanzien van d e biobeschikbaarheid van PCP en d aarm ee d e sn elh eid en relatieve im p ortan tie van d e versch illen d e d issip atierou tes. Ad sorp tie aan d e organische bod em fractie is bijvoorbeeld zeer relevant voor d e besch ikbaarh eid van PCP voor aërobe PCP-m in eraliseren d e bacteriën (McAllister et al., 1996). H et is beken d d at een fr actie v an 45-90% v an aan d e bod em toegevoegd e chloorfenol als gebond en resid u kan achterblijven (Verstraete & Devliegher, 1996). In een stu d ie van Ken n ed y & Ph am (geciteerd in Verstraete & Devliegh er, 1996) m et an aëroob zu iverin gsslib von d op p ervlakkige ad sorp tie van 440-770 mg PCP/ kg d roge bod em m atrix p laats. Ad sorp tie van PCP w ord t in belan grijke m ate bep aald d oor d e p H van d e bod em ; m axim ale sorp tie treed t op in sterk zu re bod em s, terw ijl in n eu trale bod em s sorp tie veel m in d er om van grijk is (Don ald son & Miller, 1997). In tegen stellin g tot d e h iervoor beh an d eld e verbin d in gen is PCP geen n on ionische, m aar een lich t zu re verb in d in g en h eeft een p Kz (n egatieve logaritm e van d e zuurconstante) van 4,8 (Ferro et a l . , 1994; Donald son & Miller , 1997). De op losbaarheid en, gerelateerd d aaraan, d e m ate van u itsp oeling van PCP neem t toe m et d e p H . Bij p H = 5 is d e w aterop losbaarheid (bij 20°C) 14 tot 19 m g/ l, bij p H = 8 is d eze vele m alen groter, n am elijk 8.000 m g/ l (Don ald son & Miller, 1997). N aast d e p H is ook het organ isch stofgeh alte en d e bod em stru ctu u r relevant voor het sorp tieen u itsp oelingsged rag van PCP (ibid .). Uitsp oeling is in d e m eeste bodems een r elatief w ein ig belan gr ijke d issip atier ou te v oor PCP, h oew el v er ticaal transp ort naar grond w atersystem en niet kan w ord en u itgesloten. Kitu nen et a l . (geciteer d in McAllister et al., 1996) on d erzoch ten d e p ersisten tie van in d u strieel vervaard igd e PCP in bod em s bij vier hou tverd u u rzam ingsbed rijven, w elke reed s 3-40 jaar op eratief w aren. Alle ond erzochte bodems w aren sterk verontreinigd m et chloorfenolen, w aarbij bleek d at PCP en zu u rd ere ch loorfen olen m in d er verticale m igratie in d e bod em vertoond en d an neutrale chloorfenolen.

66


Een and ere vorm van abiotisch e d issip atie, fotoch em isch e d ecom p ositie, is een relatief sn el en belan grijk p roces voor PCP in d e bod em . Dit p roces vin d t p laats via versch illen d e afbraakrou tes in d e boven ste bod em laag (Don ald son & Miller, 1997). H ebert & Miller (geciteerd in Don ald son & Miller, 1997) m aten lich tp en etratie in d e bod em tot een d iep te van circa 0,5 m m . Dit is d erhalve het bod em ged eelte w aarin PCP aan fotolyse on d erh evig is. De sign ifican tie van fotolyse als d issip atierou te is groter n aarm ate m eer op w aarts transp ort van PCP naar d e bovenste bod em laag op treed t. Een hoog grond w aterniveau (leid en d tot bijna-verzad igd e cond ities en h oge ev ap oratiev e flu xen ) beteken t d an ook een aan zien lijke fotod egrad atie v an PCP en tegelijkertijd een m inim ale (m ilieu hygiënisch gezien ongew enste) vervlu chtiging (Donald son & Miller, 1997). Biodegra da t ie en mobilit eit in de rhizosfeer Een eerste barrière d ie m oet w ord en overw onnen voor biod egrad atie van PCP betreft d e toxiciteit van PCP voor m icro-organ ism en . Als gevolg van in itiële toxiciteit is bij hoge concentraties vaak een vertragingseffect (lag fase) in d e biod egrad atie w aar te nem en (McAllister et a l . , 1996). Watan abe (geciteer d in McAllister et a l . , 1996) toond en bijvoorbeeld aan d at PCP-d egrad erend e m icro-organism en bij een concentratie van 40 m g/ l in d e bod em d e eerste vier w eken niet in staat w aren tot biod egrad atie. Reed s bij 10 m g/ l w as sp rake van een in h ibitie-effect (ibid .). N aast d e stofcon cen tratie zijn d e p H , voch t-, zuurstof- en n u triën tenbesch ikbaarh eid en h e t organisch stofgehalte van belang voor d e m icrobiële afbraak van PCP. Voor inzicht in d e zelfreiniging van PCP-gecontam ineerd e bod em s zijn stu d ies naar aërobe biod egrad atie d oor gem engd e m icrobiële cu ltu res (gecom bineerd e insp anningen van verschillend e consortia) relevanter d an d egrad atie d oor sp ecifieke stam m en (McAllister et al., 1996), gezien h et feit d at in n atu u rlijke bod em system en versch illend e soorten m icro-organism en ond erd eel ku nnen u itm aken van biod egrad atierou tes. Ook d e anaërobe afbraak van PCP is van belang voor PCP-verontreinigingen in d e bod em , m aar h ierover is veel m in d er beken d . Wel is d u id elijk d at biod egrad atie onder zuurstofarme cond ities trager verloop t. Daarom w ord t in biorem ed iatie/ lan d farm in g vaak aëratie toegep ast. Aërobe m icro-organ ism en d ie in staat zijn tot biod egrad atie (m in er alisatie, d echlorering) van PCP, zijn in versch illen d e m ilieu s aan getroffen , m aar n iet op alle PCP-gecon tam in eerd e locaties (ibid .). Toch w ord t er algem een vanu it gegaan d at acclim atisatie van m icrobiële levensgem eenschap p en een belangrijke rol sp eelt in PCP-biod egrad atie. Volgens W a ta n a be (geciteerd in McAllister et a l . , 1996) vertonen eerd er m et PCP-beh an d eld e (geacclim atiseerd e) bod em system en m eer m icrobiële groei bij toevoegin g van PCP

67


d an n iet-geacclim atiseerd e system en . Ook com etabolisch e tran sform atie van PCP (bijvoorbeeld als gevolg van eerd ere veron trein igin gen m et and ere chloorfenolen, PCB of PCDD/ F) kan als acclim atiserin gseffect worden op gevat. Bij d e aërobe afbraak zijn zow el bacteriën (bijvoorbeeld soorten u it d e geslachten Flavobact er iu m, Rhodococcus, Ar t hr obact er en Pseudomonas) als schim m els (m et nam e w itrotbasid iom yceten) w erkzaam (McAllister et al., 1996). In som m ige situ aties tran sformeren w itrot-basid iom yceten PCP ech ter tot n iet-extrah eerbare producten d oor m id d el van p olym erisatie m et h u m u szu ren m et onbekend e gevolgen voor d e biobesch ikbaarh eid of ecotoxicologisch e relevan tie (Pfen d er et al., 1997), of d egrad eren zij PCP tot zeer toxisch e, p ersisten te verbin d in gen (McAllister et a l . , 1996). H et voord eel van afbraak d oor bacteriën is d at zij PCP voor een veel groter d eel com p leet m ineraliseren d an fu ngi (Pfend er et al., 1997). Ook d e in term ed iairen van bacteriële afbraak zijn veelal m in d er toxisch d an d ie van sch im m elafbraak. In een stu d ie van Ru ckd eschel et a l . (geciteer d in Miller & H er m an , 1997) w er d d e toxiciteit van biod egrad atie-m etabolieten van PCP getest op een groot aan tal bacteriestam m en , w aarond er gechloreerd e fenolen, gechloreerd e anisolen en gechloreerd e hyd roqu inon en . H et algem en e beeld w as d at d e m etabolieten m in d er toxisch w aren d an PCP (ibid .). H et voord eel van afbraak van PCP d oor w itrot-sch im m els is d at zij zow el PCP als lignine en h em icellu lose, d ie samen ligno-cellu lose complexen vorm en, ku nnen afbreken en d aarm ee in p lantenresten geaccu m u leerd e PCP. H iertoe scheid en d e sch im m els extracellu laire en zym en u it ten beh oev e v an d e in itiële oxid atiev e d ep olym erisatie (McAllister et a l . , 1996). De afbr aak van lign in e-cellu lose com p lexen sp eelt een belangrijke rol in d e recycling van fotosynthetisch vastgelegd e koolstof (ibid .). Een stud ie van Ferro et al. (1994) toond e een d u id elijke invloed van p lantengroei op d e biod egr ad atie v an [

14

C]PCP (enhanced rh izosp h ere biod egrad ation) aan . De

totale tijd sp eriod e van het exp erim ent bed roeg 155 d agen, w aarbij aan het begin 100 14

mg [ C]PCP/ kg bod em w erd toegevoegd . N a aanp lant van d e grassoort Agropyron deser tor u m w erd een in itiële lan gzam e fase v an m in eralisatie v an circa 20 d agen , w aarsch ijn lijk h et gevolg van d e totstan d kom in g van h et w ortelstelsel, gevolgd d oor een relatief sn elle fase (ibid .). In d e on begroeid e situ atie von d m in eralisatie d aaren tegen p laats m et een vrijw el con stan te, lage sn elh eid . N a 155 d agen w as h et 14

[ C]PCP-geh alte in d e begroeid e situ atie veel lager d an in d e on begroeid e: resp ectiev elijk 30,7±5,9% en 74,3±14,1% v a n h et in itiële g eh a lte. Door m id d el v a n d it exp erim ent kon echter niet m et zekerheid w ord en vastgesteld of d it het gevolg w as van verh oogd e m icrobiële afbraak of van fytod egrad atie (op n am e en tran sform atie in d e p lan t) (ibid .).

68


Uit het voorgaand e blijkt d at p lanten ku nnen bijd ragen aan d e verw ijd ering van PCP u it het bod em m ilieu . Ferro et a l . (ib id .) stellen d a t effectiev e b ior em ed ia tie v a n PCP-gecontam ineerd e bod em s in tw ee stap p en verloop t: fytorem ed iatie (al d an niet bu iten d e p lan t), gevolgd d oor verd ere biorem ed iatie m et beh u lp van sp ecialistische schim m els, w aard oor ook d e in p lantenw eefsel geaccu m u leerd e chloorfenolen ku nnen w ord en afgebroken. Daad w erkelijke p lantop nam e van PCP u it d e bodem h an gt af v an een groot aan tal factoren , w aaron d er d e p H . De lich t zu re aard v an PCP beïnvloed t nam elijk d e fytob esch ik b aarh eid . Bij n eu trale of basisch e bod em cond ities is d e d ominante vorm van PCP een fen olaat an ion . H oew el d e fen olaat ook een hyd rofobe verbind ing is (log Kow = 3,3 bij p H = 7,2), m et een zekere affin iteit voor organ isch e stof, is d eze vorm bed u id en d m eer besch ikbaar voor p lan top n am e d an d e gep roton eerd e, zu re vorm van PCP (lo g K ow = 5,2), om d a t d ez e z ich v eel sterker aan organ isch e stof bin d t (ibid .). Uiteraard beïn vloed t ook d e con cen tratie van PCP in d e bod em d e fytobesch ikbaarh eid . Bij lage geh alten (± 10 m g PCP/ kg bod em ) is d eze besch ikbaarh eid laag, van w ege d e h oge m icrobiële afbraaksn elh eid (ibid .). H ogere gehalten van PCP leid en tot toxische effecten voor m icro-organism en in d e bod em , w aard oor m eer PCP besch ikbaar is voor d e p lan t (ibid .). Waarn em in gen betreffend e d e opname en tran sform atie van PCP door p lanten zijn r ela t ief sch aars. Bellin & O'Connor (geciteerd in McAllister et a l . , 1996) m eld d en een geringe opname van PCP door onder meer Festuca sp., sp inazie en p een. In hu n ond erzoek w as d e m icrobiële afbraak hoog, w aard oor d eze als lim iterend e factor voor d e op nam e d oor p lanten w erd gezien (ibid .). Weiss et al. (geciteerd in Ferro et al., 1994) rap p orteerd en d at rijstp lanten, d ie ru im 7 m aand en op een bod em had d en gegroeid 14

met 172 mg [ C]PCP/ kg bod em , 12,9% van d e toegevoegd e rad ioactief gelabeld e C had d en opgenom en. De in d eze stud ie gem eten verd eling van

14

C over w ortel (5,2%)

en sp ru it (7,7%) su ggereren boven d ien tran slocatie van ondergrondse naar bovengron d se p lan ten d elen . Bij d iverse an d ere gewassen is eveneens opname van PCP aangetoond (Ferro et a l . , 1994). Veroudering beïnvloed t d e p lantop nam e en d e fytotoxiciteit van PCP. Ferro et al. (ibid .) stellen d at d e b iocon cen tratiefactor (BCF) afneem t in d e tijd , als gevolg van sorp tie en eventu eel ch em isch e binding (sequ estratie). N aast op n am e d oor p lan ten is op n am e d oor bod em fau n a een relevan te d issip atierou te voor PCP. De m eeste d iersoorten kunnen PCP m etaboliseren en elim in eren , w aarbij m ind er toxische interm ed iairen w ord en gevorm d (McAllister et al., 1996).

69


5.1.2 G eb ru ik ssp ecifiek e m in im ale b od em k w aliteitseisen : een evalu atie De in terv en tiew aard e v an PCP bed raagt 5 m g/ kg (VROM, 1995). De TCB (1993) heeft d oor m id d el van een voorbeeld berekening voor PCP bij 'w onen zond er tu in' en 'w onen m et siertu in' gebru iksgerichte toetsingsw aard en van 24 mg/ kg verkregen. Deze w aard e is afkom stig u it TCB (1992) en betreft een geom etrisch gem id d eld e N OEC voor m icrobiële p rocessen. De VN G is - op grond van hu m ane blootstelling veel verd er gegaan voor w at betreft gebru ikssp ecifieke toetsingsw aard en voor PCP (Moet, 1995). Afhankelijk van het organisch stofgehalte bed ragen d eze (in m g/ kg): 'w onen met moestuin': 'w onen m et tu in': 'w onen zond er tuin, verkeer, m aatsch ap p elijk/ cu ltu reel w erk: 'recreatie, groenvoorziening':

3,2 (O.M. 2%) tot 47,9 (O.M. 30%); 16 (O.M. 2%) tot 237 (O.M. 30%); 17.000; 5600 (O.M. 2%) tot 6500 (O.M. 30%).

In Zw ed en gaat m en er van u it d at in 'lan d w ith sen sitive u se' h et m axim aal toelaatbare PCP-geh alte in d e bod em w ord t begren sd d oor d e h u m aan toxicologie (gew asconsu m p tie). Deze w aard e is streng: 0,1 mg/ kg (ecotoxicologische grensw aard e: 2,5 m g/ kg) (Sw ed ish Environm ental Protection Agency, 1996). In d e categorie 'lan d w ith less sen sitive u se' w ord t d e m in im ale bod em kw aliteit ju ist bep aald d oor d e ecotoxicologische grensw aard e: 5 m g/ kg (ten opzichte van 2800 m g/ kg vanuit d e h u m aan toxicologie) (ibid .). H et lijkt er d u s op d at voor bep aald e typ en bod em gebru ik vanu it d e ecologie aanvu llen d e eisen aan d e bod em kw aliteit ku n n en w ord en gesteld . Zoals reed s is gesteld heeft PCP een bred e ecotoxicologische w erking (Wilson et al., 1997). Bij een 'n orm ale' bod em p H is d e biobeschikbaarheid (en w aterop losbaarheid ) van PCP hoog, ook bij 'verou d erd e' veron trein igin g (er treed t voorn am elijk op p ervlakkige sorp tie op ). Dit beteken t d at laboratoriu m gegeven s betreffen d e PCP-toxiciteit goed bru ikbaar zijn om fu nctiegerichte bod em kw aliteitseisen op te stellen. Tabel 5.1. toont d e fytotoxiciteitsgegeven s van PCP. H ieru it blijkt d at w aard en rond d e in terven tiew aard e reed s relevan te effecten bij een gevoelige p lan ten soort als sla (Lactuca s a t i v a ) kunnen veroorzaken. Plantengroei blijkt nog m ogelijk bij v eel hogere gehalten, voor verschillend e grassen zelfs tot ru im boven d e 100 m g/ kg (Ferro et al., 1994). H et is ech ter on w aarsch ijn lijk d at bij w aard en d ie d e VN G h an teert voor bijvoorbeeld groenvoorziening (5600-6500 m g/ kg), nog plantengroei m ogelijk is.

70


Tab el 5.1. Fytotoxiciteitsgegevens van PCP.

Lact u ca sat iva id em id em id em

EC50 (groei) id em id em id em

bodemg eh a lt e (mg/ kg) 7 8 2,7 3,2

Glycin e max Spin acia oler acea

EC50 (groei) id em

10 10


EC50 (groei) id em

10-20 10-20

S UBSYSTEEM FLORA (soort)

effectp aram eter

aard van h et ond erzoek O.M .1,4-1,8%, p H 7,5 id em id em id em O.M. 2% id em O.M. 2,2%, p H 6,1 id em

bron

H u lzebos et al., 1993 id em id em id em in H ulzebos et al., '93 id em in H ulzebos et al., '93 id em

De m icroflora is als su bsyteem gevoeliger d an d e flora. Dit blijkt ond er m eer u it het feit d at w an n eer toxicologisch e in h ibitie v an d e m icr obiële afbr aak op tr eed t, d e opnam e van PCP d oor planten toeneem t. Bij gehalten tot 10 m g PCP/ kg bod em is ju ist sp rake v an een lage fytobesch ikbaarh eid , v an w ege d e h oge m icrobiële a fb r a a k sn elh eid (zie v or ige su bp ar agr aaf). Voor w at betreft n itrificatie is een t w eet a l N OEC-w aard en voorhand en, w aarbij d u id elijk is d at bij w aard en rond d e interventiew aard e geen n egatieve effecten op tred en (zie tabel 5.2.). Bod em resp iratie blijkt zon d er su bstraattoevoegin g relatief on gevoelig voor PCP-veron trein igin g, m aar bij toevoeging van 14 C-acetaat w erken lage gehalten reed s rem m end . Op grond van een evalu atie van gegevens betreffend e d e relatie tu ssen PCP in d e bod em en m icrobiële p rocessen kom en Van Beelen & Doelm an (1997) tot een tw eetal dangerous concentration s (DC5 en DC50; verstoring van d e m icrobiële activiteit in een p ercentage u itged ru kt), te w eten 0,4 en 10 m g/ kg. Een d ergelijke benad ering bied t aanknop ingsp u nten voor het stellen van grensw aard en of om te kom en tot ged ifferentieerd e bod em kw aliteitseisen . Voor w at betreft regenwormen, is d u id elijk d at zij m ind er gevoelig zijn voor PCP d an flora en m icrobiële sleu telp rocessen (zie tabel 5.3.). Volgens Fitzgerald et al. (1997) sp eelt voor regenw orm en d e ingestie van PCP via bod em d eeltjes een te verw aarlozen rol ten op zichte van ep id erm ale op nam e. H et bep alen van letale interne gehalten in regenw orm en sp eelt een belangrijke rol in risicobeoord eling m et betrekking tot PCP. Door bioassays kan een goed e inschatting w ord en gem aakt van d e p artitie van PCP tu ssen regenw orm , bod em op lossing en bod em d eeltjes, alsm ed e d e toxiciteit. Tot een geh alte in d e bod em van 1000 m g/ kg is h et kritisch e lich aam sgeh alte n a 28 d agen vrijw el con stan t; p as bij h ogere geh alten (1800 mg/ kg) w ijkt d eze sign ifican t a f

71


(ibid .). Ond erzoek van Lanno et al. (1997) toont aan d at een d u u r van 14 d agen voor toxiciteitstoetsen m et PCP en regen w orm en on vold oen d e is. Bij vergelijkin gen van acu te toxiciteitsd ata w ord en ech ter veelal LC 50 w aard en n a 14 d agen geh an teerd , terw ijl d eze in langere exp erim enten (bijvoorbeeld 21 d agen) veel lager liggen (ib id .). D it k om t d oor d a t v a n a f een r ela tief laag bod em gehalte reed s k r itisch e interne gehalten ku nnen op tred en, m its d e blootstellingsd u u r vold oend e is voor het bereiken van d ie lich aam sgeh alten (Fitzgerald et al., 1997). Tab el 5.2. Ecotoxiciteitsgegevens van PCP m et betrekking tot d e geselecteerd e m icrobiële sleu telp rocessen. SUBSYSTEEM MICROFLORA (p roces) n it r ifica t ie id em

effectp aram eter N OEC (28 d .) id em

g eh a lt e bodem (mg/ kg) 11,4 12,5

aard van h et ond erzoek

bron

O.M. 6%, p H 5,2 O.M. 3%, p H 5,2

in Lokhorst, 1997 id em

bod em resp iratie (zond er toevoeging van su bstraat) id em

N OEC

>1370

O.M. 6%, p H 5,2

id em

N OEC

125

O.M. 3%, p H 5,2

id em

bod em resp iratie (m et toevoeging van a cet a a t ) id em id em id em id em id em id em id em id em id em id em id em id em

EC50

0,1-950

in Van Beelen & Doelm an, 1997

id em EC10 id em id em id em id em id em id em id em id em id em id em

57-1207 19 12 176 6 15 14 50 0,1 1,4 0,3 11

id em id em id em id em id em id em id em id em id em id em id em id em

D oorvergiftigin g via d e voed selketen sp eelt ook bij PCP een rol. In een stu d ie van Romijn et a l . (geciteerd in Van Wen sem , 1997) zijn MPCs (maximum p erm issible concentrations) in d e bod em berekend , vanu it het oogp u nt van d oorvergiftiging voor vogels en zoogd ieren. Deze betroffen voor PCP respectievelijk 16,5 en 3,72 m g/ kg. Voor d e bod em gebru ikscategorie tuinen & volkstuinen is on s in zien s een san erin gsnorm d ie lager ligt d an d e interventiew aard e nood zakelijk. Een globale ord egrootte in d icatie voor d e m in im ale bod em kw aliteit is van u it d e w en s tot een on gestoord verloop van relevante m icrobiële p rocessen te stellen op 0,5 m g/k g . W ellich t d ien t

72


d eze bod em kw aliteitseis aangescherp t als gew asconsu m p tie w ord t m eegenom en (zie Zw ed en ); gezien d e lage fytobesch ikbaarh eid en p lan top n am e bij d ergelijke lage PCP-geh alten (zie d e v or ige su bp ar agr aaf) is d it ech ter onw aarschijnlijk. In d e categorieën bermen & reststroken en op en b aar groen & recreatie kan gekozen w ord en voor een gehalte van 10 m g/k g, m its een geringe kans op d oorvergiftiging accep tabel w ord t geacht. Bij zu re bod em s ku nnen d eze bod em kw aliteitseisen eventu eel w ord en versoep eld , hoew el d an restricties aan het bod em gebru ik (geen bekalking) d ienen te w ord en gesteld . Bovend ien is d e pH in een heterogene bod em geen constante factor. Tab el 5.3. Ecotoxiciteitsgegevens van PCP m et betrekking tot d e sleu telgroep regenwormen. S UBSYSTEEM BODEMFAUN A (soort)

effectp aram eter

Eisen ia an dr ei id em id em id em id em id em id em id em Eisen ia fet ida id em id em id em

LC50 id em id em id em id em id em id em id em id em id em N OLC N OEC (re-

bodemg eh a lt e (mg/ kg) 84 142 86 503 28,5 16 52 87 49,6 15,5 15,5 8,7

aard van h et ond erzoek O.M. 3,7%, p H 4,8 O.M. 6,1%p H 5,6 O.M. 8,1%, p H 5,9 O.M. 15,6%, p H 3,6 O.M. 7,7%, p H 7 O.M. 1,7%, p H 7 O.M. 1,7, p H 4,1 O.M. 10%, p H 7 O.M. 10%, p H 6 O.M. 10%, p H 6 O.M. 10%, p H 6 O.M. 10%, p H 6

in Lokhorst, 1997 id em id em id em id em id em id em id em id em id em id em id em

bron

p rod u ctie)

Eisen ia fet ida Eisen ia fet ida an dr ei id em Lumbricus rubellus id em

LC50 id em id em id em id em

75,1 94 143 884 1094

kunstgrond id em id em id em id em

Van Gestel & Ma'88 id em id em id em id em

Lumbricus rubellus id em id em id em

LC50 id em id em id em

1206 1013 362 4627

O.M. 3,7%, p H 4,8 O.M. 6,1%, p H 5,6 O.M. 8,1%, p H 5,9 O.M. 15,6%, p H 3,6

in Lokhorst, 1997 id em id em id em

Eisen ia fet ida

LC50

68,9± 31,8 kunstgrond, 34 laboratoria, 95% betrou w b. interval

Ed w ard s & Bater, 1992

Lumbricus terrestris id em id em

LC50 id em id em

113 93 <10

zandbodem, na 7 d. id em , na 14 d . id em , na 21 d .

Lanno et al., 1997 id em id em

Eisen ia fet ida

LOLC

32

kunstgrond

Fitzgerald et al., 1997

73


5.2. DDT EN METABOLIETEN De verbind ingen DDD (2,2-bis(p -ch loorfen yl)-1,1-d ich looreth aan ) en DDE (2,2bis(p -ch loorfen yl)-1,1-d ich looreth yleen ) zijn m etabolieten van DDT (2,2,-bis(p ch loor fen yl)-1,1,1,-tr ich loor eth aan ; zie figu u r 5.2.), d at in 1939 w erd ontd ekt en toen als id eaal in secticid e w erd besch ou w d : zeer effectief, goed koop te fabriceren , een lange levensd u u r en een breed w erkingssp ectru m (Van Straalen & Verkleij, 1991; Van Rijn et al., 1995). Ju ist d eze p ersistentie, en ook het sterke bioconcentreringsged rag en d e n ad elige effecten op vogelp op u laties, h ebben ertoe geleid d at d e stof n u verbod en is in d e m eeste w esterse land en (Bevenu e, 1976). H Cl

C

Cl

Cl

C

Cl

Cl Figuur 5.2. De structuurformule van DDT. 5.2.1 Gedrag in de bodem: inactivering, omzetting en verdwijning DDT is zeer lip ofiel (log K ow = 6,2). De w aterop losbaarheid is 0,0031 m g/ l (Rozem a & Verhoef, 1997). DDT lekt niet w eg u it d e bod em , m aar blijft in d e bovenste organische bod em lagen aanw ezig (Yu le, 1973; Martijn et a l ., 1993). De stof is zeer p ersisten t. N a toed iening aan d e bod em vervlu chtigt een d eel van d e DDT, w aarna verrew eg h et grootste d eel vervalt tot DDE on d er n atu u rlijke om stan d igh ed en . Ond er sp ecifieke om stand ighed en als zu u rstofloosheid kan tevens DDD ontstaan (Sp encer et a l ., 1996). Een gr oot aan tal on d er zoeker s h eeft h et v er v al v an DDT tot DDE ond erzocht (ond er and ere Voerm an & Besem er, 1975; Cooke & Stringer, 1982; Forsyth et a l ., 1983; Martijn et a l ., 1993). Dit p r oces v er loop t tr aag: een accu r ate schatting voor d e h alfw aard etijd v an DDT bed r aagt w aar sch ijn lijk 10 tot 15 jaar (Cooke & Strin ger, 1982). Ook lagere, variëren d van 1 tot 7 jaar (Cooke & Strin ger, 1982.; Forsyth et al., 1983) en h ogere sch attin gen zijn ged aan , zoals d e h alfw aard etijd van 20 jaar van Martijn et a l . (1993). In teressan t in d it verban d is d at H itch & Day (1992) een versch il on td ekten tu ssen bod em s d ie h eel w ein ig toen am e von d en van DDE na 100 d agen na toed iening van DDT en bod em s w aarin tot 20 keer zoveel DDE w erd gem eten. Zij su ggereerd en d at d e oorzaak hiervan zou ku nnen liggen in versch illen in m etaalgeh alten en vochttoestand tussen d e bodems. Dit w ord t ond ersteu nd d oor ond erzoek van Gu enzi & Beard (1976) d ie stellen d at een hoge p H

74


en tem p eratu u r, en d e aan w ezigh eid van zw are m etalen, ijzeroxid es, sp ecifieke m ineralen en vocht, d e om zetting van DDT naar DDE stim u leren. De d issip atie van DDT verloop t b ifasisch : ju ist in h et eerste stad iu m n a toed ien in g van d e stof aan d e bod em vin d t sn elle d issip atie (d oor m et n am e vervlu ch tigin g) p laats (Cooke & Strin ger, 1982). DDT kan w ord en om gezet in DDE, w at verd er n iet of n au w elijks w ord t afgebroken . Wel is DDE ach t keer zo vlu ch tig als DDT. Lan ge term ijn ond erzoek van Sp encer et a l . (1996) toon d e d at d e con cen traties van a lle DDT-isom eren in d e loop van d e tijd langzaam afnam en. Sp encer et a l . (ibid .) on d erzochten d e in vloed van p loegen en overstromingen op d e d issip a tie v a n D D T. H et d iep er in d e grond p loegen van DDT leid t tot een grotere p ersistentie, w aarschijnlijk d oor verm ind ering van d egrad atie en vervlu chtiging aan het bod em op p ervlak. H et bevochtigen van d e bodem blijkt d e vervlu chtiging van a lle DDT-isom eren te bespoedigen (ibid .). Voorts toonden Sp encer et a l . (ibid .) aan d at concentraties sterker afnam en nad at een bod em overstroom d w as gew eest. Zij schreven d it toe aan d e om zettin g van DDT n aar DDD in p laats van DDE. Wat er vervolgen s m et DDD gebeu rt is n iet geh eel beken d . Aan gen om en w ord t d at h et vervlu ch tigt of w ord t afgebroken tot DDA en and ere beter afbreekbare m etabolieten (ibid .). Biodegra da t ie en mobilit eit in de rhizosfeer Wein ig on d erzoek is verrich t n aar d e in vloed van m icro-organ ism en op d e afbraak van DDT in bod em s in tegenstelling tot in w ater (Bevenu e, 1976). Volgens Alexand er (geciteerd in Bevenu e, 1976) d ragen m icro-organism en w einig bij aan d e d etoxificatie v an DDT. Gu en zi & Bear d (1976) v on d en w el d at er sp rake w as van m icrobiële om zetting van DDT naar DDE, m aar d at d e chem ische afbr aak ru im schoots d om ineerd e. Ook Lichtenstein (geciteerd in Bevenu e, 1976) m eld d e een ged eeltelijke bijd r age aan DDT-afbr aak. Voor ts sp r eekt H iltbold (geciteer d in For syth et a l ., 1983) van een aanp assing van m icro-organism en in d e bod em aan het m etaboliseren v a n DDE. O n beken d is h et of h et h ier gaat om acclim atisatie of ad ap ta tie. DDT gebond en in ligno-cellu lose com p lexen kan w ord en afgebroken d oor w itrot-basid iom yceten (McAllister et a l ., 1996). Aan d e and ere kant m eld en Ko & Lockwood (geciteerd in Beven u e, 1976) accu m u latie en con cen tratie van DDT in m ycelia van actinomyceten en fungi in de bodem. De h oge lip ofiliteit v an DDT leid t tot d e v er w ach tin g d at p lan ten d e stof n iet of nau w elijks op nem en. Derhalve richt ond erzoek zich m et nam e op d e op hop ing van DDT in w eefsel van d ieren . Logisch erw ijs zijn p lan ten d ie groeien in een w aterige om gevin g, zoals rijst en cran berries, gevoeliger voor DDT, aan gezien DDT grotere

75


affin iteit h eeft voor p lan ten , d an voor w ater (Beven u e, 1976). In h et algem een kan gesteld w ord en d at terrestrisch e p lan ten DDT in klein e h oeveelh ed en opnemen, m aar d at d e fractie in d e p lant nooit d ie in d e bod em overtreft (Voerm an & Besem er, 1975; Bevenu e, 1976). In een zes jaar d u rend e stu d ie ond erzochten Forsyth et a l . (1983) d e p ersisten tie en d oorgifte van

36

Cl-DDT in d e bod em en biota van een graslan d ecosysteem . Ged u -

ren d e vijf op een volgen d e jaren w erd h et DDT-geh alte gem eten van p een (Daucus car ot a), duizendschoon (Achillea millefoliu m), p astin aak (P ast in aca s a t i v a ), beem d gras (P oa sp ec.), krop aar (D act ylis glomer at a) en kw eek (Elymus repens). De geh alten in d e p lan ten w ortels bleven con stan t in d e tijd en w aren relatief laag (1,6 m g/ kg). De ond erzoekers conclu d eerd en hieru it d at het biobeschikbare gehalte van DDT in d e bod em voor w ortelop nam e constant w as, ond anks het feit d at het totaalgeh alte in d e bod em afn am (ibid .). O ok Verm a & Pillai (geciteerd in Van Gestel, 1997) stellen d at d e biobesch ikbaarh eid van DDT vrijw el con stan t is in d e tijd (in d it geval voor regenw orm en). Vanu it d e stru ctu u r van DDT w erd ju ist een vergelijkbare invloed van 'verou d ering' als bij bijvoorbeeld PCB op d e op nam ecap aciteit van organism en verw acht (m ond . m ed . Govers, 1998). Op grond van ond erzoek is echter geen red en aan te nemen d at 'ou d e' D D T-veron trein igin g geringere ecotoxicologische risico's m et zich m eebrengt d an u it laboratoriu m toetsen blijkt. In voornoem d e stu d ie van Forsyth et al. (1983) nam en d e gem id d eld e gehalten in d e blad eren toe in d e tijd bij een afn am e v an h et totaalgeh alte in d e bod em , w aarbij een m axim u m v an 9,8 m g/ kg in d e laatste tw ee jaren w erd gem eten. Dit leid d e tot d e conclu sie d at er geen tran slocatie van DDT van w ortel naar bovengrondse p lantend elen p la a tsv in d t, m aar d at p lan ten (ger in ge, w ein ig sch ad elijke h oev eelh ed en ) v er v lu ch tigd DDT in van gen . Dit sp eelt voor grassen w aarsch ijn lijk een grotere rol d an voor kru id en : het DDT-gehalte in bovengrond se p lantend elen w as significant hoger in grassen d an in kru id en. De gehalten in d e w ortels w aren echter vergelijkbaar (ibid .). 5.2.2 G eb ru ik ssp ecifiek e m in im ale b od em k w aliteitseisen : een evalu atie Van u it h et oogp u n t van h u m an e blootstellin g lijkt voor DDT (en d erivaten ) een sterke versoep eling van saneringsnorm en m ogelijk. De d oor voorbeeld berekeningen verkregen gebru iksgerichte toetsingsw aard en u it TCB (1993) voor 'wonen m et siertu in' en 'w onen zond er tu in' (beid e categorieën voor zow el DDT als DDE >10.000 mg/ kg) en d e getalsw aard en van d e VN G (Moet, 1995) onderstrepen d it. Deze laatste w aard en betreffen (in m g/ kg):

76


'w onen met moestuin':

-DDT: 7200 -DDE: 58 (O.M. 2%) tot 811 (O.M. 30%) -DDT: 11.000 -DDE: 7800

'w onen m et tu in': 'w onen zond er tuin, verkeer, m aatsch ap p elijk/ cu ltu reel w erk': 'recreatie, groenvoorziening':

-DDT: 47.000 -DDE: 47.000 -DDT: 12.000 -DDE: 12.000

Dergelijke gebru ikssp ecifieke toetsin gsw aard en versch illen sterk m et d e h u id ige in terven tiew aard e, d ie 4 m g/ kg (DDT/ DDE/ DDD) bed raagt. In Du itslan d zijn d e fu n ctiegerich te 'soil screen in g levels' voor DDT ook m in d er stren g d an d e N ed erlan d se in terven tiew aard e, m aar n iet zo h oog als d e d oor VN G (Moet, 1995) en TCB (1993) op gesteld e w aard en. Voor d e gebru ikscategorieën 'kin d ersp eelp laatsen ', 'w oongebied en' en 'p arken recreatiegebied en' bed ragen d eze resp ectievelijk 40, 80 en 200 m g/ kg (CARACAS, 1997). Tab el 5.4. Ecotoxiciteitsgegevens van DDT m et betrekking tot p lantengroei (boven), d e sleutelgroep regenw orm en (m id d en) en m icrobiële sleutelprocessen (ond er). S OORT / PROCES

P haseolu s au r eu s

id em id em id em id em Lumbricus terrestris Allolobophor a caligin osa n it r ifica t ie

aard van h et effectp aram eter bodemond erzoek g eh a lt e (mg/ kg) EC8 (DW vru cht) 10 p otexp . m et zand ige lem ige rivierbod em , OM 0,53%, p H 7,8. EC65 (DWvru cht) 40 id em EC22 (DW steel) 10 id em EC78 (DW steel) 40 id em EC92 (DW steel) 100 id em N OEC 64 lab.exp . tu incom p ost N OEC N OEC

5,6 <1000

bron

Pareek & Gau r (1970)

id em id em id em id em Davis et al. (1971)

id em -

id em in Fletch er & Bollen (1954) Pareek & Gau r (1970)

in Selim et al. (1970)

n od u latie

EC80

100

id em

LOEC

10

p otexp . m et zand ige lem ige rivierbod em , OM 0,53%, p H 7,8. id em

n od u latie

ECx

127

lich te leem

id em

Ook vanu it d e ecologie lijkt een versoep eling van saneringsnorm en m ogelijk. Gezien h et feit d at d e biobesch ikbaar h eid v an DDT n iet of n au w elijks w or d t beïn v loed d oor asp ecten van verou d ering (zie vorige su bp aragraaf), zijn toxiciteitsexp erim en-

77


ten betreffend e p lanten, regenw orm en en m icrobiële sleu telp rocessen zonder m eer bru ikbaar voor h et kom en tot ord egrootte-in d icaties ten aan zien van d e m in im ale ecologisch e bod em kw aliteit. Plan ten groei (bij boon, P haseolu s au r eu s) kan n og bij DDT geh alten tot 100 m g/ kg op tred en , zij h et zeer gered u ceerd (Pareek & Gau r, 1970). Een geh alte van 40 m g/ kg leid t reed s tot sign ifican te rem m in g van d e groei van boon , terw ijl 10 m g/k g aan vaard baar lijkt (zie tabel 5.4.). Beid e geh alten hebben een sign ifican te red u ctie van d e n od u latie bij d e Rhizobiu m-P haseolu s aureus-sym biose, terw ijl bij 5 m g/k g nog geen negatieve effecten ten aanzien van d e sym biotisch e stikstoffixatie op tred en (ibid .). And ere m icrobiële processen lijken veel m ind er gevoelig voor DDT; bij gehalten rond 1000 m g/ kg w erd nog geen negatief effect op n itrificatie, alsm ed e op am m onificerend e en (vrijleven d e) stikstoffixerend e bacteriën w aargenom en (Fletcher & Bollen, 1954). Regenw orm en accu m u leren zow el DDT als DDE (Connell & Markw ell, 1990; Bailey et al., 1970), m aar d e accu m u latie van DDT is veel lager d an d ie van DDE (Davis, 1971). Er zijn in d e literatu u r N OECs te vin d en betreffen d e d e toxiciteit van DDT voor tw ee regenwormsoorten (zie tabel 5.4.). Deze bedragen resp ectievelijk 5,6 (Allolobophor a caligin osa) en 64 m g/ kg (Lumbricus terrestris) en liggen d aarm ee boven d e interventiew aard e. Van u it d e gebru ikssp ecifieke ecologische rand voorw aard en is voor d e bodemgebru ikscategorie tuinen en volkstuinen' een ∑DDT-geh alte van 5 m g/k g als m in im ale bod em kw aliteit te beschou w en. Voor d e beid e and ere categorieën is verd ere versoep eling tot 10 m g/k g m ogelijk. H et is d aarm ee d u id elijk d at d e ecologie aanm erkelijk strengere eisen stelt d an d e volksgezond heid . Ind ien het m inim aliseren van d e kans op d oorvergiftiging als rand voorw aard e w ord t toegevoegd , geld en vanu it d e ecologie nog veel scherp ere bod em kw aliteitseisen. Jongbloed et al. (1996) kom en van u it een m od el aangaand e d oorvergiftiging naar roofvogels tot een MPC (m axim u m permissible concentration) van 0,011 mg/ kg. Romijn et al. (geciteerd in Van Wensem , 1997) op MPCs van 0,78 mg/ kg voor vogels en 27,22 mg/ kg voor zoogdieren. 5.3 C YCLODIËN EN : ALDRIN EN DIËLDRIN Cyclod iënen vorm en een belangrijke groep gechloreerd e bestrijd ingsm id d elen. H et betreft een groot a a n ta l verbind ingen m et als m olecu laire uitgangsstructuur een vijfrin g (cyclo-) m et tw ee dubbele bindingen (-d iëen ). In d eze rap p ortage w ord t slech ts in gegaan op tw ee zogen aam d e d rin s (ald r in en d iëld r in ). De insecticid en ald rin

(1,2,3,4,10,10-h exach loor-1,4,4a,5,8,8a-h exah yd ro-1,4-en d oexo-5,8-d im e-

th an on aftaleen ) en d e afgeleid e ep oxid e van ald rin , d iëld rin w ord en in N ed erland

78


n iet m eer in d e gew asbesch erm in g gebru ikt (Van Straalen & Verkleij, 1991), on d er m eer van w ege h et effect van d eze stoffen op d e roofvogelstan d (Van Rijn et a l . , 1995). 5.3.1 Gedrag in de bodem: inactivering, omzetting en verdwijning Aspect en va n sorpt ie, dissipa t ie, biodegra da t ie en mobilit eit in de rhizosfeer Ald rin ken t een lage w aterop losbaarh eid (0,02 m g/ l). De verbin d in g blijft veelal in d e boven ste lagen van d e bod em zitten (± 0-20 cm ; h etzelfd e geld t voor d iëld rin ). Aangenom en w ord t d at d e m icrobiële en chem ische afbraak van ald rin laag is en d at vervlu ch tigin g w el een sign ifican te d issip atier ou te is. Grondbewerking h eeft een d u id elijke in vloed op h et ged rag van ald rin en d iëld rin in d e bod em (Sin gh et a l . , 1991) en kan leid en tot extr a v er v lu ch tigin g of ju ist tot v er ticaal transp ort n aar d iep ere lagen (20-40 cm ) d oor m echanische verstoring (Martijn et al., 1993). On d erzoek van Lord et al. (1980) laat zien d at het 'beroeren' of om w oelen van d e bovenste bod em laag boven d ien leid t tot een sign ifican te verh ogin g van d e biobesch ikbaarh eid van d iëld rin voor regen w orm en . Er bestaat geen con sisten tie in d e literatu u r over d e lip ofiliteit van ald rin . De Leid raad bod em besch erm in g (geciteerd in Moet, 1995) geeft bijvoorbeeld een log Kow van 5,0, Sin gh et al. (1991) 3,0 en Lord et a l . (1980) 7,5. H etz elfd e b eeld g eld t v oor d e lip ofiliteit v a n d iëld rin . Sin gh et a l . (1991) bestu d eerd en d e d issip atie van versch illen d e organochloor insecticid en in zow el on begroeid e als begroeid e bod em s. Tabel 5.5. toon t d e d issip atie van ald rin , d e om zettin g in en d e d issip atie van d iëld rin en h et geh alte aan ∑-ald r in (ald r in + d iëld rin) over een p eriod e van 682 d agen. H et blijkt d at d e snelheid van d e d issip atieflu x ook voor ald rin b ifasisch verloop t. Ged u ren d e d e eerste 127 d agen blijkt d e d issip atiesn elh eid in d e onbegroeide bodem hoger d an in d e begroeid e bodem, terw ijl in d e fase h iern a h et beeld om gekeerd is. Uitein d elijk leid t d it tot on geveer d ezelfd e h alfw aard etijd en , m aar w el tot een klein ere residue fractie in d e begroeid e bod em (ibid .). Diëld rin is m eer bestan d tegen biod egrad atie en p ersisten ter d an ald rin (ibid .). Uit een stu d ie van Martijn et al. (1993) n aar d e lan ge-term ijn p ersisten tie van d iëld rin blijkt m eer d an 20 jaar na toed iening nog een zeer grote resid u e fractie in d e bod em a ch ter te blijv en . Z ij stellen d at d iëld rin p ersistenter is d an bijvoorbeeld DDT, w aarvan zij d e h alfw aard etijd op circa 20 jaar sch atten (ibid .). De resid u e geh alten van d iëld rin in d e bod em blijken bovend ien nog d irecte invloed op d e bod em fau na u it te oefenen. Over d e op n am e van d rin s d oor p lan ten u it d e bod em is w ein ig beken d . Wel w ord t zow el d iëld rin als ald rin in terrestrisch e p lan ten aan getroffen . Dit kan ech ter een resu ltaat zijn v an blad op nam e van vervlu ch tigd e verbind ingen. Voor

79


d iëld rin is niet d u id elijk of d e concentratie in p lanten het gevolg is van op nam e van d iëld rin of d oor om zetting van ald rin in d e p lant (Singh et al., 1991). Tab el 5.5. Dissip atie van ald rin in begroeid e en onbegroeid e bod em s. tijd (in d agen) Begr oeid 0 127 210 300 346 466 553 682 O n begr oeid 0 127 210 300 346 466 553 682

5.3.2.

ald r in (mg/ kg)

d iëld rin (mg/ kg)

∑-ald r in (mg/ kg)

34,530 15,522 0,157 0,107 0,025 0,019 0,008 0,001

0,000 2,548 2,479 0,880 0,816 0,804 0,227 0,093

34,530 18,070 2,636 0,987 0,841 0,824 0,236 0,094

33,900 9,157 0,695 0,553 0,165 0,015 0,007 0,009

0,000 2,563 2,264 1,604 1,216 0,053 0,353 0,112

33,900 11,720 2,959 2,157 1,381 0,067 0,360 0,120

G eb ru ik ssp ecifiek e m in im ale b od em k w aliteitseisen : een evalu atie

De in TCB (1993) gesteld e gebru iksgerichte toetsingsw aard en voor 'wonen m et siertu in ' (ald rin : 61 mg/ kg; d iëld rin : 12 mg/ kg) en 'wonen zonder tu in' (ald r in : >10.000 m g/ kg; d iëld rin: 12 m g/ kg), su ggereren d at versoep eling van saneringsnormen m ogelijk is, gezien d e in terven tiew aard e van 4 mg/ kg voor tota a l 'd rin s' (VROM, 1995). De voor d iëld rin genoem d e w aard en zijn vanu it d e rand voorw aard e 'bod em p rocessen' verkregen (TCB, 1992; 1993). Dat een eventu ele versoep eling sterk afhangt van d e sp ecifieke bod em gebru iksfu nctie blijkt u it Moet (1995) en CARACAS (1997). De VN G-toetsingsw aard en voor d e versch illen d e typ en bodemgebruik betreffen (Moet, 1995; in m g/ kg): 'w onen met moestuin': 'w onen m et tu in':

-ald rin: 0,71 (O.M. 2%) tot 8,9 (O.M. 30%) -d iëld rin: 0,24 (O.M. 2%) tot 3,33 (O.M. 30%) -ald rin: 3,4 (O.M. 2%) tot 28,4 (O.M. 30%) -d iëld rin: 1,2 (O.M. 2%) tot 13,8 (O.M. 30%)

'w onen zond er tuin, verkeer, m aatsch ap p elijk/ cu ltu reel w erk': -ald rin : 230 -d iëld rin: 160 (O.M. 2%) tot 220 (O.M. 30%) 'recreatie, groenvoorziening': -ald rin : 61 -d iëld rin: 56 (O.M. 2%) tot 61 (O.M. 30%)

80


De bod em kw aliteitseisen voor 'w onen m et m oestu in' bij een stand aard bod em (O.M. 10%) kom en red elijk overeen m et d e interventiew aard e voor totaal 'd rins' (ibid .). In Du itslan d h an teert m en gebru ikssp ecifieke 'soil screen in g levels' voor ald rin d ie variëren van 2 m g/ kg voor kin d ersp eelp laatsen tot 200 m g/ kg voor in d u striële en com m erciële cen tra. Deze h ebben n et als d e VN G-w aard en een h u m aan toxicologische oorsprong. Tab el 5.6. Ecotoxiciteitsgegeven s van ald rin en d iëld rin m et betrekkin g tot p lan ten groei (boven), d e sleu telgroep regenw orm en (m id d en) en m icrobiële sleu telp rocessen (ond er).

Vicia faba id em

N OEC (groei) EC45 (rep rod .)

aard van het ond erzoek bodemg eh a lt e (mg/ kg) 25 p otexp . d iëld rin in klei 25 id em

Lumbricus rubellus id em

N OLC

41,6

N OLC

41,6

Eisen ia fet ida

N OEC (rep rod .) 10

id em

EC16 (rep rod .)

10

id em

id em

id em

EC45 (rep rod .)

50

id em

id em

Eisen ia fet ida

N OEC (rep rod .) 30

id em ; 61 d agen

in Lokhorst (1997)

id em

EC11 (rep rod .)

100

id em

id em

id em

N OEC (biomas.) 100

id em

id em

Eisen ia fet ida

LOEC (rep rod .)

25

d iëld rin ; su bstraat van p aar- N eu hau ser & denmest en zand; 8 weken Callah an (1990)

id em

LOEC (groei)

150

id em

id em

n od u latie

EC44

25

p otexp . d iëld rin in klei

Selim et al. (1970)

n it r ifica t ie

LOEC

1000

labstu d ie ald rin in zes verschillend e veld bod em s

Fletch er & Bollen (1954)

S OORT / PROCES

effectp aram eter

ald rin op p ap ier m et w ater; 32 d agen d iëld rin op p ap ier m et w ater; 23 d agen

bron

Selim et al. '70 id em in Lokhorst (1997) id em

d iëld rin in koem est; 89 d agen in Lokhorst (1997)

De vraag is of vanu it d e ecologie aanvu llend e eisen aan d e bod em kw aliteit w ord en gesteld . Voor w at betreft h et su bsysteem flora kan een d iëld r in -geh alte van 25 m g/k g als d rem p elw aard e w ord en beschou w d voor alle bod em gebru ikscategorieën (zie tabel 5.6.). Een d ergelijk geh alte is ook voor w at betreft h et asp ect sym b ioti-

81


sch e stik stoffixatie (n od u latie bij d e Rhizobiu m-Vicia faba-sym biose), m et n am e relevant voor tuinen & volkstuinen, een kritische grens. Bij een d ergelijk gehalte zijn bovendien geen relevan te n egatieve effecten ten aanzien van regenwormen te verw achten. H et is aan te bevelen u it te gaan van een zekere veiligheid sm arge voor tuinen & volkstuinen, gezien h et feit d at d e biobesch ikbaarh eid van d iëld rin sterk sam enhangt m et d e m ate en frequ entie van grond bew erking (zie d e vorige su bp aragraaf). In een ond erzoek van Lord et a l . (1980) bleek d at p eriod iek beroeren van een grond m et een initiële concentratie van 1 m g/ kg d iëld rin tot sterke bioconcentrering in w orm en leid d e; zond er beroering van grond w as d it niet h et geval. Over d e ecotoxiciteit van ald rin is m ind er bekend . Bij een gehalte van m eer d an 40 m g/ kg zijn in ied er geval n og geen effecten ten aanzien van regenwormen en n itr ifica tie te verw ach ten (zie tabel 5.6.). Gezien h et feit d at con cen traties van ald rin en d iëld rin n iet los van elkaar ku n n en w ord en gezien, is het raad zaam een gecom bineerd e m inim u m bod em kw aliteit op te stellen. Voor tuinen & volkstuinen ach tten w ij van u it d e ecologisch e ran d voorw aarden een ∑ald rin / d iëld rin -geh alte van 10 m g/k g v eilig. Dit beteken t v oor d it typ e bod em gebru ik w aarschijnlijk d at d e hu m ane blootstelling d e strengste eisen ten aanzien van een m inim u m bod em kw aliteit stelt. Voor d e overige bod em gebru ikscategorieën is een gehalte van 25 m g/k g ecologisch gezien accep tabel. Voor d e bod em gebru ikscategorie op en b aar groen & recreatie is d it een m ind er strenge eis d an d e op hu m aantoxicologische grond vastgesteld e ‘soil screening level’ van 10 m g/ kg d ie in Du itslan d voor p arken en recreatiegebied en w ord t geh an teerd (CARACAS, 1997), m aar een aan sch erp in g ten op zich te van d e VN G-w aard en voor 'recreatie, groen voorziening' (Moet, 1995). Voor bermen & reststroken beteken t h et in ied er geval d at d e ecologie (p lantengroei) een sterke versoep eling van d e saneringsnorm en u itslu it. Wan n eer aan vu llen d e ecologisch e eisen van u it h et asp ect van d oorvergiftigin g bij d e m in im ale bod em kw aliteit w ord en betrokken , is een veel lager geh alte aan bevelensw aard ig, gezien d e gecalcu leerd e MPCs voor vogels (0,78 m g/ kg) en zoogd ieren (1,06) voor d iëld rin (Rom ijn; geciteerd in Van Wensem , 1997). 5.4 C ARBAMATEN : CARBARYL EN CARBOFURAN De carbam aten vorm en een belan grijke groep p esticid en . Syn th etisch e carbam aten zijn on tw ikkeld als altern atief v an d e zeer recalcitran te organ och loor-p esticid en (Ch ap alam ad u gu & Rasu l Ch au d h ry, 1991). In N ed erlan d zijn n og 15 carbam aten toegestaan . Ze zijn verkrijgbaar als gew as-, zaad - en gron d beh an d elin gsm id d el en ken n en toep assin gen in vrijw el alle d en kbare teelten en in sier- en m oestu in en . H et grootste d eel is in gebru ik als in secticid e, m aar sommige carbam aten zijn ook

82


gesch ikt als h erbicid e of fu n gicid e (Van Rijn et a l . , 1995). Dit on d erzoek bep erkt zich tot een tw eetal carbam aten, carb aryl en carbofuran. Figuur 5.3. toont d e m olecu u lstru ctu u r van beid e verbind ingen. Carbaryl (1-naftyl-N -m eth ylcar bam aat) is een m id d el tegen ru psen, kevers en lu izen in fru itbom en en boom kw ekerijgew assen. H oew el geschikt voor bestrijd ing van regenwormen op sp ortveld en , w ord t carbaryl h ierv oor bijn a n iet toegep ast (ibid .). O ok carbofuran (2,3-d ih yd r o-2,2-d im eth ylbenzofu ran-7-yl-N -m ethylcarbam aat) heeft insectd od end e eigenschap p en en w ord t gebru ikt bij d e teelt van fru it, bom en, bloem en en vollegrond sgroente (ibid .). H3 C

O

CH3

C

O

O

N H

O C H3 C

CH3

O

N H

Figuur 5.3 De stru ctu u rform u les van carbofu ran (links) en carbaryl (rechts). 5.4.1 Gedrag in de bodem: inactivering, omzetting en verdwijning Aspect en va n sorpt ie, dissipa t ie, biodegra da t ie en mobilit eit in de rhizosfeer Carb aryl is w ein ig m obiel in d e bod em ; d e verbin d in g is w ein ig vlu ch tig en lost m atig op in w ater (Van Rijn et al., 1995). De log K ow bed raagt volgens Moet (1995) 2,36. Er is n iet veel beken d over d e relatieve im p ortan tie van versch illen d e d issip atierou tes van carbaryl. De afbraak in d e bod em is slech ts sp orad isch on d erzoch t, w aarbij u itgegaan w ord t v an een h alfw aard etijd v an on gev eer tw ee w eken (Van Rijn et al., 1995). Ch ap alam ad u gu & Rasu l Ch au d h ry (1991) toon d en aan d at tw ee bacteriesoorten binnen het geslacht Pseudomonas in staat zijn carbaryl als p rim aire koolstofbron te benutten, resulterend in ond er m eer 1-naftol. Bovend ien vond en zij een m icrobiëel con sortiu m , w elke in staat w as tot com p lete m etabolisatie van carbaryl (ibid .). And ere afbraakp rod u cten van carbaryl zijn onder m eer hyd rochinon, 1-n aftylcarbam aat, 1-n a fty l-N -h yd roxym eth ylcarbam aat. Inform atie over h e t ged rag van d eze verbind ingen in d e bod em ontbreekt (Van Rijn et al., 1995). Carbofuran heeft een log Kow van 2,07 (Moet, 1995) of 1,82 (Behrend t & Brü ggem an, 1993), m aar is n et als carbaryl in elk gev al m atig lip ofiel. De v erbin d in g is m atig afbreekbaar tot zeer p ersistent in d e bod em (Van Rijn et al., 1995). Afh an kelijk v an het bod em typ e varieert d e halfw aard etijd tu ssen 20 en 350 d agen (Getzin; geciteerd in Ou et a l . , 1982). De sn elh eid van biod egrad atie en d e h a lfw a a r d etijd van

83


carbofu ran h an gen sterk sam en m et h et organ isch stofgeh alte, h et voch tgeh alte, d e temperatuur en d e p H van de bodem (Ou et al., 1982). De p ersisten tie in h et veld en in het lab is in zu re bod em s het hoogst. De im m obiliteit van carbofu ran neem t af m et h et organ isch stofgeh alte in d e bod em (Van Rijn et a l . , 1995). O v er d e m icrobiële afbraak van carbofu ran ond er aërobe om stand ighed en is reed s een en and er bekend . Soorten binnen versch illen d e bacteriegeslach ten zijn in sta a t carbofuran te (co)m etaboliseren en al d an n iet te ben u tten als p rim aire koolstofbron , w aaron d er Ar t hr obact er , Achr omobact er , Pseudomonas en Flavobact er iu m (Rasu l Ch au d h r y & Ali, 1988; Ram anand et al., 1988). Veelal zijn d ezelfd e soorten ook in staat carbaryl af te breken. Op grond van d e gem id d eld e lip ofiliteit van carbofu ran en carbaryl is opname door p lan ten u it d e bod em en tr an slocatie in d e p lan t zeer w aarsch ijn lijk. Ook vin d t m etabolisatie d oor p lan ten en zym en p laats. Beh ren d t & Brü ggem an (1993) m od elleerd en h et ged rag van een d rietal p esticid en (terbu th ylazin e, isop otu ron en carbofu ran) in het bod em -p lant com p artim ent. Zij stellen d at w ortelop nam e en transp ort naar bovengrond se p lantend elen voor carbofu ran het hoogst is, m aar d at d egrad atie in d e p lan t en vervlu ch tigin g van carbofu ran van h et blad n aar d e atm osfeer effectieve p rocessen zijn om d e interne gehalten in d e p lant te verlagen (ibid .). 5.4.2 G eb ru ik ssp ecifiek e m in im ale b od em k w aliteitseisen : een evalu atie Voor zow el carbofu ran als carbaryl geld t d at d e ecotoxiciteit in veld - en laboratoriu m stu d ies n iet of n au w elijks versch ilt (Van Gestel, 1992). Derh alve zijn gegeven s u it beid e typ en stu d ies zond er m eer geschikt om m inim ale bod em kw aliteitseisen op te stellen . Ca rbofura n De in terven tiew aard e van carbofu ran bed raagt 2 m g/ kg (VROM, 1995). De d oor voorbeeld berekeningen gebru iksgerichte toetsingsw aard en d oor TCB (1993) liggen hoger: 11 mg/ kg voor zow el 'wonen m et siertu in' als 'wonen zonder tu in'; d eze w aard en zijn bep aald op gron d van h et m eest gevoelige criteriu m , in d it gev al 'bodemprocessen' (TCB, 1993; geom etrisch gem id d eld e N OEC voor m icrobiële p rocessen, TCB, 1992). H oew el carbofu ran een gew asbescherm ingsm id d el is, heeft d eze reed s bij lage d oses in de bodem een fytotoxisch effect (rem m ing van d e acetyleenred u ctie) en negatieve invloed

op nod u latiesu cces bij M edicago s a t i v a

84

(a lfa lfa ),

M elilot u s

a l ba


Tab el 5.7. Ecotoxicologische d ata betreffend e carbofu ran. S OORT / PROCES

Eisen ia fet ida

effectp aram eter N OEC (overleving)

Allolob. chlor ot . Lumbricus rubel. Allolob. caligin . Apor r . caligin osa

LC50 LC50 LC50 LC50

Apor r . caligin osa Eisen ia fet ida Eisen ia fet ida id em id em

N OEC LC50 LC97 LC70 N OEC

aard van h et bodemond erzoek g eh a lt e (mg/ kg) 64 labexp . veenm os en klei; 14 d agen <4 id em <4 id em <4 id em 0,59 labexp . zand en 0,88% gras; 14 d agen 0,05-0,1 id em 28 labexp . ku nstbod .;14 d agen labexp . ku nstbod .; 2 d agen 10 id em ; 20 d agen 2 id em >0,2

bron

in Van Gestel (1992) id em id em id em in Van Gestel (1992) id em in Van Gestel (1992) Bouwmanet al '87 id em id em

(overleving)

id em regenworm Eisen ia an dr ei Eisen ia an dr ei Eisen ia an dr ei id em id em Lumb.t errestris Lumb.t errestris Lumb.terrestris regenworm id em

EC100 (rep rod .)

sterfte LC40 LC50 EC28 (rep rod .) EC17 (idem) EC79 (idem) LC50 LC50 EC50 (rep rod .) EC43 (popul.) EC94 (popul.)

regenworm

id em lab; ku nstbod em / alfalfa + 20% m est, p H 6,5-7 labexp. kunstbod . 14 d agen lab;ku nstbod .p H 6,5-7; 28 d. id em id em

2 5 10 5-10 0,5 0,5 5 4,7 12,2

lab;zand ig leem / veen;14 d . lab.; leem , OM 20%; 14 d .

<10 9,7 16

lab; kunstbod em, 8 m aand en veld stu d ie op gras id em

12,8

id em Van Rijn et al. (1995) Brunninger et al. (1995) in Van Gestel (1992) Brunninger et al. (1994) id em id em in Van Gestel (1992) in Van Gestel (1992) Visw an ath an (1997) id em id em in Van Gestel (1992)

EC1 (popul.) id em

id em

6,4

veld stu d ie op gras m et bod em van zand ig leem id em

1,4

veld stu d ie op gras

id em

1,4 2,9 2,9 5,7 5,7 14,3 14,3

veld stu d ie m et bod em van leem en klei id em id em id em id em id em id em id em

id em id em id em id em id em id em id em

500

p otexp . w aterreten tie bodem 60%

Lin et al. (1972)

12,8 EC83 (popul.)

regenworm

in Van Gestel (1992)

EC60 (popul.) regenworm EC65 (p op u l.) id em id em id em id em id em id em id em

n it r ifica t ie

EC5 (p op u l.) EC85 (p op u l.) EC5 (p op u l.) EC76 (p op u l.) N OEC (popul.) EC91 (p op u l.) EC42 (p op u l.)

N OEC

85


(honingklaver) en Tr ifoliu m pr at en se (rod e klaver) (Sm ith et al., 1978). H elaas zijn d e resu ltaten van d eze stu d ie niet om te rekenen naar totaalgehalten in d e bod em . Er w erd geen effect op d e groei van Rhizobiu m melilot i en R. t r ifolii w aargenom en (ibid .). In ond erzoek van Lin et al. (1972) is, zow el bij lage als h oge con cen traties, w el een (zij h et gerin g) effect van carbofu ran op Rhizobiu m t r ifolii en R. legu minosarum gevond en, maar niet bij R. melilot i en R. japonicum. Dezelfd e stu d ie toond e aan d at p as bij een zeer hoge concentratie (500 p p m in op lossing) fytotoxische effecten op tred en (rem m in g van d e groei van zaailin gen van alfalfa en h on in gklaver) (ibid .). Volgen s Van Rijn et al. (1995) h eeft carbofu ran geen relev an t effect op d e stikstofom zetting d oor bacteriën en schim m els in d e bod em . Dit w ord t bevestigd d oor Lin et a l . (1972), d ie bij een geh alte in d e bod em v an 500 m g/ kg geen effect ten aan zien van n itrificatie v on d en . Van u it h et oogp u n t v an h et beh ou d v an d e life su p p ort fu n cties van d e bod em is d e toxiciteit van carbofuran voor regenwormen relevanter d an verstoring van m icrobiële p rocessen (zie ook tabel 5.7.). Uit verschillend e ond erzoeken blijken regenw orm en zeer gevoelig voor carbofu ran; lage con cen traties in voed sel ku n n en reed s ch ron isch e effecten ten aan zien van h et ad em halingsm etabolism e op leveren (Bru nninger et a l . , 1995). Voor een gevoelige soort als Apor r ect odea caligin osa is een N OEC-w aard e tu ssen 0,05 en 0,1 m g carbofu ran p er kg bod em gevond en (Van Gestel, 1992). De LC 50 w aard en variëren tu ssen 0,6 en >64 m g/ kg (zie tabel 5.7.). In veld stu d ies w erd m eer d an 50 % red u ctie van regenw orm p op u laties w aargenom en bij gehalten tu ssen 1,4 en 16 m g/ kg carbofu ran. Op basis v an lan ge-ter m ijn v eld stu d ies sch atte Van Gestel (ibid .) h et carbofu rangehalte in d e bod em , w aarbij herstel van regenw orm p op u laties in lange-term ijn veld stud ies optreed t, op 0,1 tot 1 m g/ kg. Op grond van d e toxiciteit voor regenw orm en lijkt voor d e gebru ikscategorie tu in en & volkstuinen geen versoep eling van saneringsnorm en m ogelijk. Als m inim ale bod em kw aliteit ach tten w ij een geh alte v an 1 m g/k g accep tabel. Dit beteken t een stren gere eis d an d e interventiew aard e. Voor d e overige bod em gebru ikscategorieën, w aar d e relevan tie van een actief regen w orm en bestan d klein er is, kan voor d e m in im ale bod em kw aliteit een versoep elin g ten op zich te van d e h u id ige in terven tiew aard e tot 5 m g/k g p laatsvin d en .

86


Carb aryl Tab el 5.8 Ecotoxicologische d ata betreffend e carbaryl.

sym biotisch e stik stoffixa tie regenworm regenworm regenworm

ECx LC50 N OEC LC50

bodemaard van h et g eh a lt e onderzoek en (mg/ kg) blootstellingsd u u r 11 p otexp . O.M .1,2%, p H 6,1 22-263 4 22

regenworm

LC60

6,4

regenworm

LC8

regenworm (3 soorten)

LCx

Eisen ia an dr ei Eisen ia fet ida Eisen ia fet ida Eisen ia fet ida

174 LC50 69 LC50 106 LC50 LOEC (rep r.) 25

S OORT / PROCES

id em Eisen ia fet ida

Eisen ia fet ida Allolob. caligin osa Allolob.chlor ot ica Lumbricus rubellus

effectp aram eter

bron

Mallik & Tesfai (1985) in Lokhorst (1997) Van Rijn et al. (1995) id em in Van Gestel (1992)

6,4

veld stu d ie op zand ig leem ; na 21 d agen id em ; na 365 d agen

30

leem ; na 30 d agen


kunstbodem; 28 dagen kunstbodem; 28 dagen kunstbodem; 14 dagen su bstr. p aard enm .+ zand ; 8 w eken id em LOEC(groei) 25 82,5±50,9 kunstbod em, pH 6,5; LC50 95% betrou w baarh eid sin terval van 34 labor ator ia N OEC 64 veenm os en klei; 14 d . LC50 <4 id em LC50 id em 4 LC50 id em <4

Allolobophor a t u ber cu lat a

LC50

22

Eudrilus eugeniae P er ion yx excavat u s

LC50 LC50

119 263

Lumbricus terrestris

LC50

34

Lumbricus terrestris Lumbricus terrestris

LC50 LC50

P er ion yx post hu ma

LC50


in Van Gestel (1992) in Van Gestel (1992) N eu hau ser et al. (1986) N eu hau ser et al. (1990) id em Ed w ard s & Bater (1992)

in Van Gestel (1992) id em id em id em

kunstbod em, 69% zand , N eu hau ser et al. (1986) 20% klei, 10% veen en CaCO 3, p H 6; 2 w eken id em id em id em id em in Van Gestel (1992)

26 19

zand ig leem en konijnenfaeces (7:1); 7 d . id em ; 14 d agen id em ; 21 d agen

12,6

bodem; 7 dagen


id em id em

De interventiew aard e voor carbaryl bed raagt 5 m g/ kg (VROM, 1995). Als voorbeeld van een gebru iksgerichte toetsingsw aard e geeft TCB (1993) 10 m g/ kg, m et als bep erkend e rand voorw aard e 'bod em p rocessen'. Aangenom en w ord t d at regenw orm en veel gevoeliger zijn voor carbaryl d an p lantengroei of m icrobiële processen. LC50

87


w aard en voor regenw orm en in laboratoriu m stu d ies variëren tu ssen <4 en 263 m g/ kg (zie tabel 5.8.). In een veld stu d ie trad p op u latiered u ctie op van m eer d an 50% bij een geh alte van 6,4 m g/ kg. Er zijn n au w elijks effecten op bacteriën en sch im m els in d e bod em bekend (Van Rijn et a l . , 1995). W el m eld en M a llik & Tesfai (1985) een (gerin ge) n egatieve beïn vloed in g van d e stikstoffixatie van d e Rhizobiu m japon icum-Glycin e max-sym biose bij (om gerekend ) 11 m g/ kg bod em . Tot veel hogere gehalten w erd en geen effecten ten aanzien van d e p lantengroei waargenomen (ib id .). Sm ith et al. (1978) vond en bij concentraties (in op lossing) w aarbij effecten van carbaryl ten aan zien van sym biotisch e stikstoffixatie op trad en w el sign ifican te fytotoxisch e effecten . H elaas zijn d eze resu ltaten n iet om te reken en n aar geh alten in d e bodem. Doorvertaald naar d e bod em gebru ikscategorieën is een versoep eling van saneringsn orm en ten op zich te van d e h u id ige in terven tiew aard e (5 mg/ kg) niet w enselijk w aar een actieve p op u latie regenw orm en een vereiste is. Dit is het geval voor tu inen & volkstu inen. Voor d e bod em gebru ikscategorieën berm en & reststroken en op enbaar groen & recreatie is een m in im ale bod em kw aliteit, gelijk aan d e gebru iksgerich te toetsingsw aard en u it TCB (1993; een m axim u m van 10 m g/ kg), accep tabel vanu it het oogpu nt van plantengroei en life su pport system .

88

Sam envatting en conclu sies

6 SAMEN VATTIN G EN CON CLUSIES H et in d it rap p ort beschreven ond erzoek bord u u rt voort op conclu sies u it het eerd ere ond erzoek aan m etalen (Van H esteren et al., 1998). Ten beh oeve van d e overzich telijkheid zijn enkele conclu sies u it d at ond erzoek in d it hoofd stu k geïntegreerd m et d e conclu sies van het ond erhavige ond erzoek en gep resenteerd in d e vorm van een sam envatting. Recentelijk is in het bod em saneringsbeleid gekozen voor een fu nctionele benad ering. Dit h ou d t in d at bij h et san eren h et beoogd e gebru ik van d e locatie m eegen om en w ord t in d e beslu itvorm in g en in eerste in stan tie alleen voor een sp ecifiek typ e bod em gebru ik w eer fu nctioneel gem aakt m oet w ord en. Verd ergaand e sanering kan vanu it het oogp u nt van rend em ent voor d e gebru iker of het m ilieu echter overw ogen w ord en. Als gevolg van d e nieu w e invalshoek van het bod em saneringsbeleid , staat d e vraag cen traal w at d e minimum bod em kw aliteitseisen voor versch illen d e gebru iksfu ncties zijn. H et is w enselijk reed s in een vroeg stad iu m relevante ecologische rand voorw aard en te betrekken in d e fu nctionele benad ering, om d at and ers d e aand acht voor and ere asp ecten d an d e blootstelling van d e m ens aan bod em verontreinigend e stoffen d reigt te verd w ijnen. In het betreffend e ond erzoek zijn d rie bod em gebru ikscategorieën ond erscheid en, te w eten (1) tu in en & volkstu in en , (2) berm en & reststroken en (3) op en baar groen & recreatie. H ieraan zijn - vanu it een antrop ocentrische in valsh oek - ecologische rand voorw aard en (aand achtssoorten, sleu telsoorten en sleu telp rocessen) gekop p eld . Verv olgen s is een v ertalin g gem aakt n aar m in im ale bod em kw aliteitseisen in h et geval van m etaalcon tam in atie. Voor m etalen steld e d e categorie tu in en & volkstu inen veelal d e strengste eisen aan d e m inim ale bod em kw aliteit en berm en & reststroken d e m inst strenge. De flora bleek over het algem een gevoeliger voor m etalen d an d e sleu telsoorten vanu it d e bod em fau na en m icrobiële sleu telp rocessen. In het ond erh avige on d erzoek is geëvalu eerd in h oeverre d eze ben ad erin g ook voor organ isch e m icroverontreinigingen bru ikbaar is en w elke eventu ele aanp assingen nood zakelijk zijn. De m ogelijkheid tot p lantengroei in het algem een betreft een ontw erp -eis, d ie u iteraard geld t voor alle d rie d e ond erscheid en bod em gebru ikscategorieën. H et is echter m ogelijk een d ifferen tiatie bin n en een algem en e eis als p lan ten groei te m aken via (typ en ) p lan ten soorten . H et gaat d an ech ter n iet om soorten (-groep en ), d ie on m is-

89


baar zijn van u it h et p ersp ectief van h et fu n ction eren van d e bod em als ecosysteem , m aar om aand achtssoorten d ie red elijkerw ijs moeten kunnen voorkomen om h e t functioneren van een bep aald e bod em gebru ikscategorie te rech tvaard igen . H et op stellen van gebru ikssp ecifieke aan d ach tssoorten van u it d e p lan ten groei bood in h et m etaalon d erzoek aan kn op in gsp u n ten voor ged ifferen tieerd e bod em kw aliteitseisen, vanw ege h et feit d at vold oend e in form atie bestaat over soortsp ecifieke versch illen in m etaalgevoeligh eid . Dergelijke in form atie is te bep erkt als h et gaat om organ isch e m icroveron trein igin gen . An d ers d an bij m etalen is d e flora relatief on gevoelig (ten op zich te van sleu telsoorten vanu it d e bodemfauna en m icrobiële sleu telp rocessen) voor organische verbind ingen in d e bodem, als gevolg van een in efficiën te op n am e van lip ofiele stoffen d oor p lan ten . Van w ege h et voorgaan d e geld t voor organische verontreinigingen

voor a lle

bod em gebruikscategorieën

d ezelfd e on tw erp -eis: begin n en d e fytotoxiciteit d ien t zo veel m ogelijk verm ed en te w ord en. N aast p lantengroei ku nnen life su p p ort fu ncties binnen d e overall-fu nctie d ecom p ositie gezien w ord en als ecologisch e ran d voorw aard e voor bod em s in h et algem een . H et is evid ent d at som m ige gebru iksvorm en and ere eisen hebben ten aanzien van een asp ect als d e n u triën ten besch ikbaarh eid voor p lan ten d an an d ere; tu in en & volkstuinen stellen h ierbij d e hoogste eisen en bermen & reststroken d e laagste. Bij relevan te d eelp rocessen m et betrekkin g tot life su p p ort fu n cties zijn zow el bod em fau na soorten als m icro-organism en betrokken. Door m id d el van het m aken van een fu n ction ele d oorsn ed e van h et bod em ecosysteem en h et h an teren van criteria a ls fu nctionele red u nd antie binnen d eelp rocessen, ecologische relevantie en inform atiebesch ikbaarh eid is gekozen voor regen w orm en als sleu telgroep en n itr ifica tie en sym biotisch e stikstoffixatie m et Rhizobiu m als sleu telp rocessen. Op d eze w ijze zijn d e m eest relevante blootstellingsrou tes van stoffen in d e bod em afged ekt. H oew el h et afleid en v an getalsw aar d en v oor d e m in im ale bod em kw aliteit geen sp ecifiek d oel van on d erzoek betrof, is in h et eerd ere on d erzoek m et beh u lp van m etaaltoxiciteitsd ata betreffen d e regen w orm en en n itrificatie, alsm ed e d e besch ikbare

fytotoxiciteitsgegeven s, reed s gekomen tot

ord egrootte-ind icaties

voor

versch illen d e m etalen. De r ela tie tussen m etaalcon tam in atie en sym biotische stikstoffixatie m et Rhizobiu m bleek te com p lex om te gebru iken in het m etaalond erzoek. Voor organische m icroverontreinigingen d aarentegen zijn regenw orm en, nitrificatie en sym biotisch e stikstoffixatie m et Rhizobiu m allen gesch ikt gebleken v oor h et afleid en van m in im u m bod em kw aliteitseisen . In h et on d erh avige on d erzoek is bod em resp iratie (bij voorkeur m et su bstraattoevoeging), vanw ege d e bep erkte

90


in form atiebesch ikbaarh eid aan gaan d e en kele organ isch e verbin d in gen m et betrekkin g tot d e geselecteerd e sleu telp rocessen , als extra m icrobiëel sleu telp roces toegevoegd . In het ond erhavige ond erzoek zijn m inim ale ecologische bod em kw aliteitseisen geform u leerd voor PAK, styreen, m inerale olie, PCB, PCDD/ F, PCP, ∑DDT, ∑a l / d iëld rin , carbaryl en carbofu ran . De resu ltaten h iervan zijn w eergegeven in tabel 6.1, evenals d e ord egrootte ind icaties u it het m etaalond erzoek. Een belangrijk asp ect bij gebru ikssp ecifieke beoord eling van een verontreiniging van voor 1987 is d e m obiliteit en d e biobeschikbaarheid van organische verontreinigingen in d e bod em . Deze ku nnen sterk afnem en in d e tijd als gevolg van inactivering, om zetting of verd w ijning. Kort d u rend e laboratoriu m exp erim enten ku nnen d aarom leid en tot een overschatting van ecotoxicologische risico’s van ‘verou d erd e’ verontrein igin gsgevallen . H et op ju iste w ijze afleid en van m in im ale bod em kw aliteitseisen hangt voor een belangrijk d eel af van d e beschikbare kennis en inzichten over het ged rag van organische contam inanten in d e bod em . In d it rap p ort is d aarom ingegaan op algem ene asp ecten van en voorw aard en voor sorp tie en biod egrad atie (ond er m eer in relatie tot p lan ten groei) bij versch illen d e stoffen en stofgroep en . H oew el d it in veel gevallen heeft geleid tot ord egrootte ind icaties voor d e m inim ale bod em kw aliteit, blijft een locatiesp ecifieke an alyse van d e veron trein igin g n ood zakelijk. Er is in h et on d erzoek u itgegaan van 'im m obiele' stoffen , m aar even tu ele versp reid in g over een bep aald e p eriod e als gevolg van asp ecten als (toekom stige) gron d bew erkin g, overstrom in g en d e aan w ezigh eid van m obiliseren d e op losm id d elen kan n iet op voorhand w ord en uitgesloten. U it t a b el 6.1 blijkt d at voor organische m icroverontreinigingen h et ond erscheid tu ssen d e gebru ikscategorieën op enbaar groen & recreatie en berm en & reststroken m in d er fu n ction eel is d an in h et geval van m etalen . Dit is m et n am e te w ijten aan h et feit d at voor d eze con tam in an ten geen d ifferen tiatie van bod em kw aliteitseisen vanu it d e p lantengroei m ogelijk w as. Slech ts in h et gev al v an

PAK is een versch il tu ssen boven gen oem d e categorieën

aangem erkt. Voor beid e bod em gebru ikscategorieën lijkt, in het geval van 'verou d erd e' verontreiniging, een veel m ind er scherp e ontw erp -eis d an d e interventiew aard e m ogelijk. De m in im u m bod em kw aliteit h an gt ech ter af van h et sp ecifieke p rofiel v an d e PAK-v er on tr ein igin g. Relatief h oge geh alten aan hoog-m olecu laire PAK leid en - vanu it ecologisch gezichtsp u nt - niet tot relevante belem m eringen voor d eze typ en bod em gebru ik. Een m axim aal gehalte van 500 m g/ kg is d an toereikend . Dit is ech ter n iet h et g ev a l als d e PAK-verontreiniging bestaat u it een r ela tief hoog

91


geh alte aan laag-m olecu laire PAK. Dan geld t voor op en baar groen & recreatie 100 m g/ kg als m in im ale bod em kw aliteit en voor berm en & reststroken 200 m g/ kg. De h u id ige in terven tiew aard e voor styreen kan ook in h et geval van 'verou d erd e' bod em verontreiniging leid en tot gebru iksbep erkingen. In tabel 6.1 zijn voor styreen ran ges aan gegeven w aartu ssen locatie-sp ecifiek on d erzoek d ient u it te w ijzen of ecologische fu ncties 'ter ond ersteu ning van h et bodemgebruik' sign ifican t worden verstoord . Voor w at betreft m in erale olie ligt h et n iet een vou d ig bod em kw aliteitseisen op te stellen . In d e eerste p laats varieert d e sam en stellin g van versch illen d e oliën . Daarn aast is h et ged rag v an v ersch illen d e oliefracties in d e bod em en h u n toxiciteit versch illen d . Tenslotte is d e ecotoxicologische relevan tie van oude olieveron trein igin g in d e bod em m oeilijk in te sch atten op basis van d e h u id ige w eten sch ap p elijke ken n is. De flora is gevoeliger voor olie in d e bodem d an d e bod em fau n a of m icroflora, m aar d e vraag is of d it ook voor veron trein igin gen van voor 1987 geld t. Voor bod em s m et een intensief m enselijk gebru ik (tu inen & volkstu in en en op en baar groen & recreatie) geld t ech ter d at stan k n aar v erw ach tin g een grotere belem m ering van het bod em gebru ik betekent. De m inim ale bod em kw aliteit w ord t d an d oor een 'esthetisch' argu m ent bep aald . Voor d e stofgroep en PCD D /F en PCB zijn d e eisen van u it d e h u m aan toxicologie veel sch erp er d an d ie vanu it d e ecologie. De m axim u m toelaatbare gehalten van PCDD/ F, cop lanaire PCB en m onoortho d erivaten ku nnen vanu it TEF-w aard en ten op zichte van 2,3,7,8-TCDD w ord en vastgesteld . Voor typ en bod em gebru ik m et een lage hu m ane blootstelling geld t d at het totaalgehalte PCB in d e bod em vanu it ecologisch oogp u nt in elk geval niet m eer d an 100 m g/ kg m ag bed ragen. H et is belangrijk d e zuurgraad van d e bodem te betrekken in d e fu nctionele beoord eling van PCP-verontreiniging. Deze factor is d e belan grijkste factor ten aan zien v an d e biobesch ikbaarh eid , ook in h et gev al v an 'verou d erd e' verontreiniging. In zu re bod em s is eventu eel verd ere versoep eling ten op zichte van d e m inim ale bod em kw aliteit u it tabel 6.1 m ogelijk. Voor d e overige in d it rap p ort behand eld e organische contam inanten geld t d at het belang van incorp or atie van ecologische eisen in fu nctionele bod em kw aliteitsbeoord eling groot is, gezien d e versch illen m et d e eisen van u it d e h u m aan toxicologie. H et versch il in ecotoxicologisch e relevan tie en biobesch ikbaarh eid tu ssen 'recen te' en 'verou d erd e' verontreiniging en/ of tussen kort durende laboratoriu m exp erim enten en lan geterm ijn veld stu d ies is voor d eze verbind ingen (nog) niet aangetoond of afw ezig.

92


Tab el 6.1. De m in im ale bod em kw aliteitseisen als zeer globale ord e grootte in d icaties, d ie w ord en bep aald d oor d e bep erkend e rand voorw aard en (F = flora, M = m icrobiële p rocessen , N = n itrificatie, R = regen w orm en , S = sym biotisch e stikstofbind ing, H = h u m aan toxiciteit, E = esth etisch ) p er bod em gebru ikscategorie en verontreinigend e stof. Zie tekst voor nad ere toelichtingen. De getallen voor m etalen zijn afkom stig van Van H esteren et al. (1998).

stoffen

tu inen & volkstu inen m in im ale bep erbod em kw aliteit kend e in t er ven t ierand waar de (mg/ kg) voor–w aar d e

PAK

40 40 styreen 5-65 100 m in. olie locatiesp ecifiek 5000 PCB zie tekst 1 PCDD/ F zie tekst PCP 0,5 5 DDT/ DDE 5 4 al/ d iëld rin 10 4 carbaryl 5 5 carbofu ran 1 2

arseen cadmium chroom kop er lood n ikkel zink

20 55 3 12 104 380 60 190 347 530 50 210 100 720

openbaar groen & recreatie m in im ale bep erbod em kw aliteit kend e in t er ven t ierand waar de (mg/ kg) voor–w aar d e

organische m icroverontreinigingen S, F 100/ 500 N 40 R 35-100 R 100 E of F locatiesp ecifiek E of F 5000 H zie tekst H 1 H zie tekst H M 10 M 5 S 10 F 4 S 25 F 4 R 10 F, S 5 R 5 R 2 m etalen 100 55 10 12 104 380 100 190 500 530 100 210 200 720

F F N F R F F

93

F F N F F F F

bermen & reststroken m in im ale bep erbod em kw aliteit kend e in t er ven t ierand –v waar de (mg/ kg) oorw aard e

200/ 500 40 35-100 100 locatiesp ecifiek 5000 zie tekst 1 zie tekst 10 5 10 4 25 4 10 5 5 2

300 55 50 12 157 380 200 190 700 530 300 210 710 720

R R F H H M F F F, S R

F F N F F F N


H oew el d e beid e ond erzoeken slechts hebben geleid tot globale ord egrootte-ind icaties, geven d e getallen reed s aan d at een h u m aan toxicologisch e in valsh oek voor d e m eeste aan d ach tsstoffen absolu u t te kort sch iet als h et gaat om gebru iksgerich te bod em beoord eling. Dit geld t in het bijzond er voor bod em gebru iksvorm en w aarbij d e kan s op h u m an e blootstellin g gerin g is. Zow el voor m etalen als voor organische verontreinigingen geld t, d at w anneer een volled ig ecologische fu nctie w ord t toegekend aan een bod em gebru ikscategorie het afstap p en van het streven naar m u ltifu nction aliteit n iet m eer logisch is. Im m er s, in d at gev al d ien t r eken in g geh ou d en te worden

m et

de

in trin sieke

w aard e

van

biod iversiteit

(w aarond er

(eu -

)syn an th rop ie), ecologische infrastru ctu u r en asp ecten van d oorvergiftiging in ecosystem en (m et n am e bij PCDD/ F, PCB, DDT en ald rin / d iëld rin ). Even tu eel kan p er locatie een afw eging w ord en gem aakt van d e m ate w aarin d e ecologische fu nctie in de bodembeoordeling kan worden meegenomen.

94

Referen ties

REFEREN TIES Alcock R.E., J. Bacon , R.D. Bard get, A.J. Beck, P.M. H aygarth , R.G.M. Lee, C.A. Parker & K.C. Jon es (1996). Persisten ce an d fate of p olych lorin ated bip h en yls (PCBs) in sew age slu d ge- am end ed agricu ltu ral soils. Environ. Pollu t. 93, 83-92. Alexand er, M. (1997). Environm ental fate and effects of styrene. Crit. Rev. Environ. Sci. Technol. 27 (4), 383-410. Alexan d er, M. (1995). H ow toxic are toxic ch em icals in soil? En viron . Sci. Tech n ol. 29, 2713-2717. Ap rill, W. & R.C. Sim s (1990). Evalu ation of th e u se of p rairie grasses for stim u latin g p olycyclic arom atic h yd rocarbon treatm en t in soil. Ch em osp h ere 20, 253265. Aqu aSense (1997). Beoord eling saneringsu rgentie verontreinigd e bodems m et bioassays. I.o.v. VROM/ DGM Directie Bod em . Rap p ort nr. 97.0859b. Atlas, R.M. (1981). Microbial d egrad ation of p etroleu m h yd rocarbon s: an en viron m ental p ersp ective. Microbiol. Rev. 45, 180-209. Bailey, S., P.J. Bu nyan, D.M. Jennings & A. Taylor (1970). H azard s to w ild life from the u se of DDT in orchard s. Pestic. Sci. 1, 66-69. Beare, M.H ., D.C. Colem an , D.A. Crossley Jr, P.F. H en d rix & E.P. Od u m (1995). A h ier a r ch ica l a p p r oa ch to ev a lu a tin g th e sig n ifica n ce of soil biod iv er sity to biogeochem ical cycling. Plant and Soil 170, 5-22. Beck, A.J., A.E. Johnston & K.C. Jones (1993). Movem ent of nonionic organic chem icals in agricu ltu ral soils. Crit. Rev. Environ. Sci. Technol. 23, 219-248.. Beck, A.J., S.C. Wilson , R.E. Alcock & K.C. Jon es (1995). Kin etic con strain ts on th e loss of organic chem icals from contam inated soils: im p lications for soil-qu ality lim its. Crit. Rev. Environ. Sci. Technol. 25, 1-43. Beelen , P. v an & P. Doelm an (1997). Sign ifican ce an d ap p lication of m icrobial toxicity tests in assessin g ecotoxicological risks of contam inants in soil and sed im ent. Chem osp here 34, 455-499. Beh ren d t, H . & R. Brü ggem an (1993). Mod ellin g th e fate of organ ic ch em icals in th e soil p lan t environment: m od el stu d y of root u p take of p esticid es. Chem osp here 27, 2325-2332. Belfr oid , A ., M . v a n d en Ber g & W . Sein en (1995). U p ta k e, b ioa v a ila b ility a n d elim ination of hyd rofobic com p ou nd s in earthw orm s (Eisen ia an dr ei) in field contam inated soil. Environ. Toxicol. Chem . 14, 605-612. Bend er, M. & R. Conrad (1993). Kin etics of m ethane oxid ation in oxic soils. Chem osp here 26, 687-696.

95

Referen ties

Ben en ati, F. (1990). Keyn ote ad d ress: p lan ts - keyston e to risk assessm en t. In : W. Wang, J.W. Gorsuch & W.R. Lower (ed s.). Plants for toxicity assessm ent. A STM , Ph ila d elp h ia . Beven u e A. (1976). Th e “bioconcentration” asp ects of DDT in th e environm ent. Resid u e Rev. 61, 61-112. Beu rskens, J.E.M. (1995). Microbial transform ation of ch lorin ated arom atics in sed im ents. Proefschrift Land bou w u niversiteit Wageningen. Bou w m an , H . & A.J. Reinecke (1987). Effects of carbofuran on th e earth w orm , Eisen ia fet ida, u sin g a d efin ed m ed iu m . Bu ll. En viron . Con tam . Toxicol. 38, 171-178. Bow m er, C.T., P. Roza, L. H enzen & C. Degeling (1993). The d evelop m ent of chronic toxicological tests for PAH con tam in ated soils u sin g th e earth w orm Eisen ia fet i d a an d th e sp rin gtail Folsomia can dida. TN O rap p ort nr. IMW-R 92/ 387. Boyle, A.W., C.J. Silv in , J.P. H assett, J.P. N akas & S.W . Tanenbaum (1992). Bacterial PCB d egrad ation . Biod egrad ation 3, 285-98. Brem le, G., P. Larsson & J.O. H elld in (1997). Polych lorin ated bip h en yls in a ter r estr ial p r ed ator , th e p in e m arten (Martes mar t es L.). Environ. Toxicol. Chem . 16, 1779-1784. Breu nis, P. (1998). Fytorem ed iatie. Een veelbelovend e techniek om m et behu lp van p lanten verontreinigd e bodems te saneren? Doctoraalverslag Vakgroep Bod em ku nd e en Plantevoed ing, Land bou w u niversiteit Wageningen. Bru n n in ger, B., R. Visw ath an & F. Beese (1994). Terbu th ylazin e an d carbofu ran effects on grow th and rep rod u ction w ithin three generations of Eisen ia an dr ei (Oligoch aeta). Biol. Fertil. Soils 18, 83-88. Brunninger, B., R. Visw ath an & F. Beese (1995). CO 2 production in th r ee earth w orm sp ecies exp osed to terbu th ylazin e an d carbofu ran in food . Ecotox. Environ. Saf. 32, 68-72. Bru sseau , M.L. (1997). Tran sp ort an d fate of toxican ts in soil. In : J. Tarrad ellas, G. Bitton & D. Rossel (ed s.). Soil ecotoxicology; p p . 33-51. CRC Press, Lew is Pu blishers, N ew York. CARACAS (1997). Concerted action on risk assessm ent for contam inated sites in the Eu rop ean Union. Basic inform ation rep ort 1st p roject year, volu m e 1. Cern iglia, C.E. (1992). Biod egrad ation of p olycylic arom atic h yd rocarbon s. Biod egrad ation 3, 351-368. Ch aîn eau , C.H ., J.L. Morel & J. Ou d ot (1997). Ph ytotoxicity an d p lan t u p take of fu el oil hyd rocarbons. J. Environ. Qu al. 26, 1478-1483. Ch an g, A.C., T.C. Gr an ato & A.L. Page (1992). A m eth od ology for establish in g p h ytotoxicity criteria for ch rom iu m , cop p er, n ickel, an d zin c in agricu ltu ral land ap p lication of m u nicip al sew age slu d ges. J. Env. Qu al. 21 (4): 521-536. Ch ap alam ad u gu , S. & G. Rasu l Ch au d h r y (1991). H yd r olysis of carbaryl by a Pseudomonas sp . an d con stru ction of a m icrobial con sortiu m th at com p letely m etabolizes carbaryl. Ap p l. Environ. Microbiol. 57: 744-750.

96

Referen ties

Cocu cci, S., F. Di Gerolam o, A. Verd erio, A. Ca v a lla r o, G. Colli, A. Gorni, G. In vern izzi & L. Lu cian i (1978). Absorp tion an d tran slocation of tetrach lorod ibenzo-p -d ioxin by p lants from p ollu ted soil. Exp erientia 35, 482-484. Commandeur, L.C.M. (1994). Voorw aard en voor m icrobiele afbr aak van (geh alogen eerd e) koolw aterstoffen in d e bod em . TCB Rap p ort n r. R03(1994), Den H aag. Con n ell, D.W. & R.D. Markw ell (1990). Bioaccu m u lation in th e soil to earth w orm system . Chem osp here 20, 91-100. Cooke, B.K. & A. Strin ger (1982). Distribu tion an d breakd ow n of DDT in orch ard soil. Pestic. Sci. 13, 545-51. Dav is, B.N .K. (1971). Labor ator y stu d ies on th e u p take of d ield r in an d DDT by earth w orm s. Soil. Biol. Bioch em . 3, 221-233. Davis, T.S., J.L. Pyle, J.H . Skillin gs & N .D. Dan ielson (1981). Up take of p olych lorobip henyls p resent in trace amounts from d ried m u nicip al sew age slu d ge throu gh an old field ecosystem . Bu ll. Environ. Contam . Toxicol. 27, 689-694. Dennem an, C.A.J. & C.A.M. van Gestel (1990). Bod em verontreiniging en bod em ecosystem en : voorstel voor C-(toetsin gs)w aard en op basis van ecotoxicologisch e risico's. RIVM rap p ort nr. 725201001 (en bijlage), Bilthoven. Doelm an, P & J.W. Vonk (1994). Soil m icroorganism s of global im p ortance to consid er ecotoxicology in an econ om ical an d ecological w ay. In : M.H . Don ker, H . Eijsackers & F. H eim bach . Ecotoxicology of soil organ ism s. Lew is Pu blish ers, Boca Raton , Florid a. Don ald son , S.G. & G.C. Miller (1997). Tran sp ort an d p h otolysis of p en tach lorop henol in soils su bject to evap orating w ater. J. Environ. Qu al. 26, 402-409. Dörr, H ., L. Katru ff & I. Levin (1993). Soil textu re p aram eterization of t h e m ethane u p take in aerated soils. Chem osp here 26, 697-713. Dörr, R. (1970). Die Au fnahm e von 3,4-Benzp yren Land w irtsch. Forsch. 23, 371-379.

d u rch Pflanzenw u rzeln.

Dou be, B.M. & O. Schm id t (1997). Can the abu nd ance or activity of soil m acrofau na b e u sed to in d ica te th e b iolog ica l h ea lth of soils? In : C.E. Pa n k h u r st, B.M . Dou be & V.V.S.R. Gu p ta. Biological in d icators of soil h ealth ; p p . 265-96. CAB In tern ation al, Wallin gford , UK. Dru kker, B. & N .M. van Straalen (1993). N atu u rcriteria bestrijd in gsm id d elen . VU Vakgroep Oecologie en Oecotoxicologie, Am sterd am . Du in ker, J.C. (1991). Con sequ en ties van p olych loorbifen ylen in sed im ent van d e Wad d en zee voor m arien e zoogd ieren . Tech n isch e Com m issie Bod em bescherm ing, rap p ort nr. TCB A91/ 01-R, Leid schend am . Du sek, L. (1995). The effect of cad m iu m on the activity of nitrifying p op u lations in tw o d ifferent grassland soils. Plant and Soil 177: 43-53. Ed w ard s, N .T. (1983). Polycyclic arom atic h yd rocarbon s(PAH 's) in th e terrestrial environm ent - a review . J. Environ. Qu al. 12, 427-441.

97

Referen ties

Ed w ard s, C.A. & J.E. Bater (1992). The use of earthw orm s in environm ental m anagem ent. Soil. Biol. Biochem . 24, 1683-1689. Faber, J.H . (1997). Ecologische risico’s van bod em verontreiniging. Ecologische bou w stenen. Technische Com m issie Bod em bescherm ing (TCB), Den H aag. Facch etti, S., A. Balasso, C. Fich tn er, G. Frare, A. Leon i, C. Mau ri & M. Vascon i (1986). Stu d ies on th e absorp tion of TCDD by some p lan ts sp ecies. Chem osp here 15, 1387-88. Ferro, A.M., R.C. Sim s & B. Bu gbee (1994). H ycrest crested w h eatgrass acclerates the d egrad ation of p entachlorop henol in soil. J. Environ. Qu al. 23, 272-279. Fiebig, R., D. Sch u lze, J.-C. Ch u n g & S.-T. Lee (1997). Biod egrad ation of p olych lorin ated bip h en yls (PCBs) in th e presence of a bioem u lsifier produced on su nflow er oil. Biod egrad ation 8, 67-75. Fitz g er a ld , D.G., R.P. La n n o, U . Klee, A . Fa r w ell & D.G. Dixon (1997). Cr itica l bod y resid u es (CBRS): ap p lication s in th e assessm en t of p en tach lorop h en ol toxicity to Eisen ia fet ida in artificial soil. Soil. Biol. Bioch em . 29, 685-688. Fitz p a tr ick , L.C., R. Sa ssa n i, B.J. Venables & A.J. Goven (1992). Com p arative toxicity of p olych lorin ated bip h en yls to earthw orm s Eisen ia foet i d a and Lumbricus terrestris. Environ. Pollu t. 77, 65-69. Fletch er, J.S. (1990). Use of algae versus vascu lar p lan ts to test for ch em ical toxicity. In : W. Wan g, J.W. Gorsu ch & W.R. Low er (ed s.). Plan ts for toxicity assessm en t. ASTM, Ph ilad elp h ia. Fletch er, D.W. & W.B. Bollen (1954). Th e effects of ald rin on soil m icroorgan ism s an d som e of th eir activ ities r elated to soil fer tility. Ap p l. Micr obiol. 2, 349354. Floh r , P. (1982). Polycyclisch e arom atisch e koolw aterstoffen in d e bodem. Een literatu u rstu d ie. Institu u t voor Milieu vraagstu kken, Am sterd am . Fries, G.F. & G.S. Marrow (1981). Ch lorobip h en yl m ovem en t from soil to soybean p lants. J. Agric. Food Chem . 29, 757-59. Forbes, T.L. & L.K. Ku re (1997). Linking stru ctu re and fu nction in m arine sed im entary an d terrestrial soil ecosystem s: im p lication s for extrap olation from th e labor ator y to th e field . In : N .M. v an Str aalen & H . Løkke (ed s.). Ecological risk assessm ent of contam inants in soil; p p . 25-50. Chap m an & H all, Lond on. Forsyth , D.J., T.J. Peterle & L.W. Ban d y (1983). Persisten ce an d tran sfer of 36 ClDDT in th e soil an d biota of an old -field ecosystem : a six-year balan ce stu d y. Ecology 64, 1620-1636. Fu , M.H ., H . Mayton & M. Alexan d er (1994). Desorp tion an d biod egrad ation of sorbed styrene in soil and aqu ifer solid s. Environ. Tox. Chem . 13(5): 749-753. Garten C.T. Jr. (1990). Mu ltisp ecies m ethod s of testing for toxicity: use of t h e Rhizobium-lugume sym biosis in nitrogen fixation and correlations betw een resp on ses by algae an d terrestrial p lan ts. In : W. Wan g, J.W. Gorsu ch & W.R. Low er (ed s.). Plan ts for toxicity assessm en t. ASTM, Ph ilad elp h ia.

98

Referen ties

Geerd ink, M.J., M.C.M. van Loosd recht & K.Ch.A.M. Lu yben (1996). Biod egrad ability of d iesel oil. Biod egrad ation 7, 73-81. Gestel, C.A.M. van (1997). Scien tific basis for extrap olatin g resu lts from soil ecotoxicity tests to field con d ition s an d th e u se of bioassays. In: N .M. van Straalen & H . Løkke (ed s.). Ecological risk assessm en t of con tam in an ts in soil; p p . 25-50. Chap m an & H all, Lond on. Gestel, C.A.M. van (1992). Valid ation of earth w orm toxicity tests by com p arison w ith field stu d ies: a review of benom yl, carbend azim , carbofu ran and carbaryl. Ecotox. Environ. Saf. 23, 221-236. Gestel., C.A.M. van, E.M. Dirven -Van Breem en, R. Baerselm an , H .J.B. Em ans, J.A.M. Janssen, R. Postu m a & P.J.M. van Vliet (1992). Com p arison of su blethal an d leth al criteria for n in e d ifferen t ch em icals in stan d ard ized toxicity tests u sing the earthw orm Eisen ia an dr ei. Ecotox. Environ. Saf. 23, 206-220. Gestel, C.A.M. van & W. Ma (1988). Toxicity and bioaccu m u lation of chlorop henols in earth w orm s, in relation tot bioavailability in soil. Ecotox. En viron . Saf. 15, 289-297. Gezon d h eid sraad (1991). Kw aliteitsp aram eters voor terrestrisch e en aqu atisch e bodemecosystemen. Een selectie van h an teerbare ecotoxicologische toetsen. Rap p ort nr. 1991/ 17, Den H aag. Gh iorse, W.C., J.B. H errick, R.L. San d oli & E.L. Mad sen (1995). N atu ral selection of PAH -d egrad in g bacterial gu ild s at coal-tar d isp osal sites. En viron . H ealth Persp . 103, su p p l. 5, 107-111. Gibbs B.F. & C.N . Mu lligan (1997). Styr en e toxicity: an ecotoxicological assessm ent. Ecotox. Environ. Saf. 38: 181-194. Goordin J.D. & M.D. Webber (1995). Persistence and fate of anthracene and benzo(a)p yrene in m u nicip al slu d ge treated soil. J. Environ Qu al. 24: 271-287. Gorsu ch , J.W., R.O . Krin gle & K.A. Robillard (1990). Ch em ical effects on t h e germ in ation an d early grow th of terrestrial p lan ts. In : W. Wan g, J.W. Gorsu ch & W.R. Low er (ed s.). Plan ts for toxicity assessm en t. ASTM, Ph ilad elp h ia. Govers, H .A.J. & N . Jonkers (1998). PAK afkom stig van m ijnbou w en aanverw ante in d u strie en op n am e in gew assen . N otitie 7-4-1998, ARISE, Un iversiteit van Am sterd am . Gu en zi, W.D. & W.E. Beard (1976). Th e effects of tem p eratu re an d soil w ater on conversion of DDT to DDE in soil. J. Environ. Qu al. 5, 243-246. Guerin W.F. & S.A. Boyd (1992). Differ en tia l b io a v a ila b ilit y of soil-sorbed n ap h talen e to tw o bacter ial sp ecies. Ap p l. En v ir on . Micr obiol. 58 (4): 11421152. Gü nther, T., U. Dornberger & W. Fritsche (1996). Effects of ryegrass on biod egrad ation of hyd rocarbons in soil. Chem osp here 33 (2), 203-215. Gu stafson , J.B. (1998). Th e TPH -CWG ap p roach for risk assessm en t of total p etroleum hyd rocarbons. N ARIP Discu ssiem id d ag 7 m ei 1998, TN O-Mep , Ap eld oorn.

99

Referen ties

H eid a, H ., K. O lie & E. Pr in s (1986). Selectiv e accu m u lation of ch lor oben zen es, p olych lorin ated d iben zofu ran s an d 2,3,7,8-TCDD in w ild life of th e Volgerm eerp old er, Am sterd am , H olland . Chem osp here 15, 1995-2000. H ensbergen, P.J. & C.A.M. van Gestel (1995). Com binatie-toxiciteit in het terrestrische m ilieu . TCB rap p ort nr. R04(1995), Den H aag. H esteren , S., M.A. van d e Leem ku le & M. A. Pru iksm a (1998). Min im ale bod em k w a lit eit : een gebru iksgerichte benad ering vanu it d e ecologie. Deel 1: Metalen. Ecologisch ond erzoeks- en ad viesbu reau WEB N atu u rontw ikkeling i.o.v. TCB, rap p ort nr. R08(1998), Den H aag. H itch , R.K. & H .R. Day (1992). Un u su al p ersistan ce of DDT in som e w estern USA soils. Bu ll. Environ. Contam . Toxicol. 48, 259-264. H ockenbu ry, M.R. & C.P. Leslie Grad y Jr. (1977). Inhibition of nitrification - effects of selected organic chem icals. Jou rnal WPCF, 768-777. H ü lster, A & H . Marschner (1993). Transfer of PCDD/ PCDF from contm inated soils to food and fod d er crop p lants. Chem osp here 27, 439-446. H ü lster, A. J.F. Mü ller & H . Marsch n er (1994). Soil-p lan t tran sfer of p olych lorin ated d ibenzo-p-d ioxins and d ibenzofu rans to vegetables of the cu cu m ber fam ily (Cu cu r bit aceae). Environ. Sci. Technol. 28, 1110-1115. H u lzebos, E.M., D.M.M. Ad em a, E.M. Dirven -van Breem en , L. H en zen , W.A. van Dis, H .A. H erbold , J.A. H oekstra, R. Baerselm an & C.A.M. van Gestel (1993). Ph ytotoxicity stu d ies w ith Lactuca s a t i v a in soil and nu trient solu tion. Environ. Toxicol. Chem . 12, 1079-1094. H u n d , K. & W. Trau n sp u rger (1994). Ecotox - evalu ation strategie strategy for soil biorem ed iation exem p lified for a PAH -con tam in ated site. Ch em osp h ere 29, 371-390. Jones, K.C. & A.P. Sew art (1997). Dioxins and fu rans in sew age slu d ges: a review of th eir occurrence and sources in sludge and of th eir environm ental fa t e, beh avior, an d sign ifican ce in slu d ge-am en d ed agricu ltu ral system s. Crit. Rev. Env. Sci. Techn. 27, 1-85. Jon es, K.C., J.A. Stratford , P. Tid rid ge & K.S. Waterh ou se (1989). Polynu clear arom atic h yd rocarbon s in an agricu ltu ral soil: long-term changes in p rofile d istribu tion. Environ. Poll. 56, 337-351. Jon gbloed , R.H ., T.P. Traas & R. Lu ttik (1996). A p robabilistic m od el for d erivin g soil qu ality criteria based on secu nd ary p oisoning of top p red ators. II. Calcu lations for d ich lorod ip h en yltrich loroeth an e (DDT) and cadmium. Ecotox. Environ. Saf. 34, 279-306. Jon ge, H . d e (1996). Sorp tion , bioavailability an d m in eralization of h yd rocarbon s in contam inated soils. Acad em isch p roefschrift, Universiteit van Am sterd am . Ka lf, D.F., G.H . Crommentuijn, R. Posthumus & E.J. van d e Plassch e (1995). In tegrated en viron m en tal qu ality objectives for p olycyclic arom atic h yd rocarbons (PAH s). RIVM Rap p ort nr. 679101018, Bilthoven.

100

Referen ties

Kap ila, S., A.F. Yan d ers, C.E. Orazio, J.E. Mead ow s, S. Cerlesi & T.E. Cleven ger (1989). Field an d laboratory stu d ies on th e m ovem en t an d fate of tetrach lorod ibenzo-p -d ioxin in soil. Chem osp here 18, 1297-1304. Kästn er, M., M. Breu er-Jam m ali & B. Mahro (1998). Im p act of inocu lation p rotocols, salin ity, an d p H on th e d egrad ation of p olycyclic arom atic h yd rocarbon s (PAH s) an d su rvival of PAH -d egrad in g bacteria in trod u ced in to soil. Ap p l. Environ. Microbiol. 64, 359-362. Kew , G.A., J.L. Sch au m , P. Wh ite & T.T. Evan s (1989). Review of p lan t u p take of 2,3,7,8-TCDD from soil and p oten tial influ ences of b io a v a ila b ilit y . Chem osp here 18, 1313-1318. Kin g, G.M. & S. Sch n ell (1994). Effect of in creasin g atm osp h eric m eth an e con cen tration on am m oniu m inhibition of soil m ethane consu m p tion. N atu re 370, 282284. Lanno, R.P., G.L. Step henson & C.D. Wren (1997). Ap p lications of toxicity cu rves in assessing th e toxicity of d iazinon and p entachlorop henol to Lumbricus t er r est r is in n atu ral soils. Soil. Biol. Bioch em . 29, 689-692. Lin , S.-C., B.R. Fu n ke & J.T. Sch u lz (1972). Effects of som e organ op h osp h ate an d carbam ate in secticid es on n itrification an d legu m e grow th . Plan t an d Soil 37, 489-496. Lokh orst, A. (1997). Ecologisch e risicobeoord elin g in n atu u rgebied en . Toep assing van bodembeoordeling bij sanering van verontreinigingen in natu u r(ontw ikkelings)gebied en. Tau w Milieu rap p ortnr. R2410122.T04/ DAL, Deven ter. Lor d , K.A., G.G. Br iggs, M.C. N eale & R. Man lov e (1980). Up take of p esticid es from w ater and soil by earthw orm s. Pestic. Sci. 11, 401-408. Ma, W.C., H . Siep el & J.H . Faber (1997). On d erzoek n aar m ogelijke ecotoxicologische effecten van bod em verontreiniging in d e u iterw aard en op d e terrestrische invertebratenfau na. IBN -DLO rap p ort nr. 289, Wageningen. Mah an ty, H .K. & G. Evans (1980). Intra-generic variation s of sen sitivity to p olych lorin ated bifen yls (PCBs) an d DDT in soil Baccilli. Soil Biol. Bioch em . 12, 521-522. Malkom es, H .-P. (1997). Ap p lication s of ecotoxicity tests to assess sid e effects of p esticid es in soils. In : J. Tarrad ellas, G. Bitton & D. Rossel (ed s.). Soil ecotoxicity; p p . 319-44. Lew is p u blishers, Boca Raton. Mallik, M.A.B. & K. Tesfai (1985). Pesticid al effect on soybean -rh izobia sym biosis. Plant and Soil 85, 33-41. Marin issen , J.C.Y. (1995). Earth w orm s, soil-aggregates an d organ ic m atter d ecom p osition in agroecosystem s in The N etherland s. Thesis, Land bou w u niversiteit Wageningen. Martijn , A., H . Bakker & R.H . Sch reu d er (1993). Soil p ersisten ce of DDT, d ield rin , and lind ane over a long p eriod . Bu ll. Environ. Contam . Toxicol. 51, 178-184. McAllister, K.A., H . Lee & J.T. Trevors (1996). Microbial d egrad ation of p entachlorop henol. Biod egrad ation 7, 1-40.

101

Referen ties

McLachlan, M.S. (1997). A sim p le m od el to p red ict accu m u lation of PCDD/ Fs in an agricu ltu ral food chain. Chem osp here 34, 1263-1276. Miller, R.M. & D.C. H erm an (1997). Biotran sform ation of organ ic com p ou n d s in soils: rem ed iation and ecotoxicological im p lication s. In: J. Tar r ad ellas, G. Bitton & D. Rossel (ed s.). Soil ecotoxicology; p p . 53-84. CRC Press, Lew is Pu blishers, N ew York. Mitch ell, R.L., M.D. Bu r ch ett, A. Pu lkow n ik & L. McClu skey (1988). Effects of en viron m en tally h azard ou s ch em icals on th e em ergen ce an d early grow th of selected Au stralian p lants. Plant and Soil 112, 195-199. Moet, D. (1995). Bou w en op verontreinigd e grond. Vereniging van N ed erlan d se Gem eenten (VN G), Den H aag. Mü ller, V.H . (1976). Au fn ah m e von 3,4-Ben zp yren d u rch N ahru ngsp flanzen au s kü nstlich angereicherten Su bstraten. Z. Pflanzenernähr. Bod enk. 6, 685-695. Mü ller, J.F., A. H ü lster, O. Päp ke, M. Ba ll & H . Marschner (1993). Transfer p athw ays of PCDD/ PCDF to fru its. Chem osp here 27, 195-201. M ü ller , J.F., A . H ü lster , O . Pä p k e, M . Ba ll & H . M a r sch n er (1994). Tr a n sfer of PCDD/ PCDF from contam inated soils into carrots, lettu ce and p eas. Chem osp here 29, 2175-2181. N eu hau ser, E.F. & C.A. Ca lla h a n (1990). Grow th and reproduction of t h e earthw orm Eisen ia fetid a exposed to su bleth al concentrations of organic ch em icals. Soil. Biol. Bioch em . 22, 175-179. N eu h au ser , E.F., P.R. Du r kin , M.R. Malecki & M. An atra (1986). Com p arative toxicity of ten organ ic ch em icals for fou r earth w orm sp ecies. Com p . Bioch em . Physiol 83C, 197-200. O jim a , D .S., D .W . Va len tin e, A .R. M osier , W .J. Pa r ton & D .S. Sch im el (1993). Effect of land use change on m ethane oxid ation in tem p erate forest and grassland soils. Chem osp here 26, 675-685. Ou , L.-T., D.H . Gancarz, W .B. Wh eeler , P.S.C. Rao & J.M. David son (1982). Influ ence of soil tem p eratu re and soil m oistu re on d egrad ation and m etabolism of carbofu ran in soils. J. Environ. Qu al. 11, 293-298. Ou boter, S. & W. Koop er. (1997). Beleid svernieu w ing bod em sanering. Verslag van het BEVER-p roces. IPO, VN G, VROM, Den H aag. Pal, D., J.W. Weber & M.R. O v er cash (1980). Fate of p olych lor in ated bip h en yls (PCBs) in soil-p lant system s. Resid u e Rev. 74, 45-98. Par eek, R.P. & A.C. Gau r (1970). Effect of d ichloro d ip h en yl trich loro-eth an e (DDT) on sym biosis of Rhizobiu m sp. w ith P haseolu s aureus (green gram ). Plant and Soil 33, 297-304. Park, K.S., R.C. Sim s, R.R. Du p on t, W.J. Dou cette & J.E. Matth ew s (1990). Fate of PAH com p ou n d s in tw o soil typ es: in flu en ce of volitalization , abiotic loss an d biological activity. Environ. Toxicol. Chem . 9, 187-195.

102

Referen ties

Paterson , S., D. Mackay, D. Tam & W.Y. Sh iu (1990). Up take of organ ic ch em icals by p lants: a review of p roceses, correlations and m od els. Chem osp here 21, 297331. Pfen d er, W.F., S.P. Maggard , L.K. Gan d er & L.S. Watru d (1997). Com p arison of th ree biorem ed iation agents for m in eralization and transform ation of p entachlorop henol in soil. Bu ll. Environ. Contam . Toxicol. 59, 230-237. Posthu m a, L., L. Weltje & F.A. Antón-Sánchez (1996). Joint toxic effects of cad m iu m and p yrene on reproduction and grow th of th e earthw orm Eisen ia an dr ei. RIVM rap p ort nr. 607506001, Bilthoven. Qu ip in g Ye, R.K. Pu ri, S. Kap ila, W.R. Low er & A.F. Yan d ers (1991). Stu d ies on u p take of PCBs by Hordeum vu lgar e (Ba r ley ) and Lycopersicon esculentum (Tom ato). Chem osp here 23, 1397-1406. Ram an an d , K., M. Sh arm ila & N . Seth u n ath an (1988). Min eralization of carbofu ran by a soil bacteriu m . Ap p l. Environ. Microbiol. 54, 2129-2133. Rasu l Ch au d h ry, G. & A.N . Ali (1988). Bacterial m etabolism of carbofu ran . Ap p l. Environ. Microbiol. 54, 1414-1419. Reilley , K.A., M.K. Banks & A.P. Schw ab (1996). Organic ch em icals in t h e environment. Dissip ation of p olycyclic arom atic hyd rocarbons in t h e rhizosp here. J. Environ. Qu al. 25, 212-219. Rem d e, A. & K. H u n d (1994). Resp on se of soil au totrop h ic n itrification an d soil resp iration to ch em ical p ollu tion in lon g-term exp erim en ts. Ch em osp h ere 29, 391-404. Rein ecke, A.J. & R.G. N ash (1984). Toxicity of 2,3,7,8-TCDD an d sh ort-term bioaccu m u lation by earthw orm s. Soil. Biol. Biochem . 16, 45-49. Rijn , J.P. van , N .M. van Straalen & J. Willem s (1995). H an d boek Bestrijd in gsm id d elen. Gebru ik en m ilieu effecten. VU Uitgeverij, Am sterd am . Rop er, M.M. & K.M. Op h el-Keller (1997). Soil m icroflora as bioin d icators of soil h e a lt h . In: C.E. Pankhu rst, B.M. Doube & V.V.S.R. Gu p ta. Biological in d icators of soil h ealth ; p p . 265-96. CAB In tern ation al, Wallin gford , UK. Roth er, J.A., J.W. Millban k & I. Th orn ton (1982). Effects of h eavy-m etal ad d ition s on am m onification and nitrification in soils contam inated w ith cad m iu m , lead and zinc. Plant and Soil 69: 239-258. Rozem a, J. & H .A. Verh oef (red .) (1997). Leerboek toegep aste oecologie. VU Uitgeverij, Am sterd am . Ru d d , R.L., R.B. Craigg & W.S. William s (1981). Trop hic accu m u lation of DDT in a terrestrial food w eb. Environ. Pollu t. Ser. A 25, 219-228. Ryan , J.A., R.M. Bell, J.M. David son & G.A. Con n or (1988). Plan t u p take of n on ionic organic chem icals from soils. Chem osp here 17, 2299-2323. Saw h n ey, B.L. & L. H an kin (1984). Plan t con tam in ation by PCBs from am en d ed soils. J. Food Prot. 47, 232-236.

103

Referen ties

Sch eu n er t , I., A . A t t a r & L. Z elles (1995). Ecotoxicological effects of soil-bou d p en tach lorop h en ol resid u es on th e m icroflora of soils. Ch em osp h ere 30, 19952009. Scholten, M.C.Th. (1998). Ecotoxicological risks of total p etroleu m hyd rocarbons in sed im ents. N ARIP Discu ssiem id d ag 7 m ei 1998, TN O-MEP, Ap eld oorn. Sch ou ten , A.J., L. Bru ssaart, P.C. d e Ru iter, H . Siep el & N .M. van Straalen (1997). Een in d icatorsysteem voor life-su p p ort fu n cties van d e bod em in r ela tie tot biod iversiteit. RIVM rap p ort n r. 712910005, Bilth oven . Sch u ler , F., P. Sch m id & Ch . Sch la tter (1997). Th e tr a n sfer of p oly ch lor in a ted d ibenzo-p -d ioxins and d ibenzofu rans from soils into eggs of foraging chicken. Chem osp here 34, 711-718. Sch w ab, A.P., A.A. Al-Assi & M.K. Ban ks (1998). Ad sorp tion of n ap h talen e on to p lant roots. J. Environ. Qu al. 27, 220-224. Selim , K.G., S.A.Z. Mahm ou d , Meh resah n T. El-Mokad em (1970). Effect of d ield rin an d lin d an e on th e grow th an d n od u lation of V i ci a fa ba . Pla n t a n d Soil, 325-329. Sh im p , J.F., J.C. Tr acy, L.C. Dav is, E. Lee, W. Huang & L.E. Erickson (1993). Ben eficial effects of p lan ts in th e rem ed iation of soil and groundw ater contam inated w ith organic m aterials. Crit. Rev. Env. Sci. Techn. 23 (1): 41-77. Siegfried , R. & H . Mü ller (1976). Über d ie 3,4-Benzp yren-Kontam ination von Wu rzel- u nd Blattgem ü se au s Böd en m it u nterschied lichem 3,4- Benzp yrengeh alt. Lan d w irsch . Forsch . 31, 133-140. Sim s, R.C. & M.R. Overcash (1983). Fate of p olynu clear arom atic compounds (PN As) in soil-p lant system s. Resid u e Review s 88, 1-68. Sin gh , G., T.S. Kath p al, W.F. Sp en cer & J.S. Dh an kar (1991). Dissip ation of som e organ och lorin e in secticid es in crop p ed an d u n crop p ed soil. En viron . Poll. 70, 219-239. Slooff, W., J.A. Jan u s, A.J.C.M. Matth ijsen , G.K. Mon tizaan & J.P.M. Ros (1989). Basisd ocu m ent PAK. RIVM Rap p ort nr 758474007, Bilthoven. Sm ith , C.R., B.R. Fu n ke & J.T. Sch u lz (1978). Effects of in secticid es on acetylen e red u ction by alfalfa, red clover an d sw eetclover. Soil Biol. Bioch em . 10, 463466. Sp en cer , W .F., G. Sin g h , C.D. Ta y lor , R.A . LeM er t, M .M . Clia th & W .J. Fa r m er (1996). DDT p ersisten ce an d v olatility as affected by m an agem en t p ractices after 23 years. J. Environ. Qu al. 25, 815-821. Straalen , N .M. & J.A.C. Verkleij (1991). Leerboek Oecotoxicologie. VU Uitgeverij, Am sterd am . Strek H .J. & J.B. Weber (1982). Beh aviou r of p olych lorin ated bip h en yls (PCBs) in soil and p lants. Environ. Pollu t. Ser. A 28, 191-312. Striegl, R.G. (1993). Diffu sion al lim its to th e con su m p tion of atm osp h eric m eth an e by soils. Chem osp here 26, 715-720.

104

Referen ties

Sw ed ich Environm ental Protection Agency (1996). Develop m ent gu id eline valu es. Rep ort 4639. N atu rvård sverket, Stockholm .

of generic

TCB (1992). Ad vies H erziening Leid raad bod em bescherm ing I. C-toetsingw aard en en u rgentiebeoord eling. TCB A01. Technische Com m issie Bod em bescherm ing, Leid schend am . TCB (1993). Ad vies H erziening Leid raad bod em bescherm ing III. Locatiesp ecifieke om stand ighed en. TCB A04. Technische Com m issie Bod em bescherm ing, Leid schend am . TCB (1997). On d erzoeksvoorstel: Tech n isch e en w eten sch ap p elijk asp ecten van d e beleid svernieu w ing bod em sanering. TCB S69(1997), Den H aag Ten n er, W.A., A.C. Belfroid , A.G.M. van H attu m & H . Aikin g (1997). Ecologisch e asp ecten bij h et bod em san erin gsbeleid in Am sterd am . In stitu u t voor Milieu vraagstu kken , Vrije Un iversiteit, Am sterd am . Tied je, J.M., J.F. Q u en sen III, J. Ch ee-San for d , J.P. Sch im el & S.A. Boyd (1993). Microbial red u ctive d echlorination of PCBs. Biod egrad ation 4, 231-240. Tolsm a, D.J., B. van H attu m , W.D. Den n em an , H . Aikin g, J.W.M. Wegen er & W.P. Cofin o (1991). Aan bevelin gen voor d e in tegratie van biotisch e p aram eters in h et RIVM-bod em kw aliteitsm eetn et. Institu u t voor Milieu vraagstu kken , Am sterd am . Tom lin , A.D. & F.L. Gore (1974). Effects of six in secticid es an d a fu n gicid e on th e nu m bers and biom ass of earthw orm s in p astu re. Bu ll. Environ. Contam . Toxicol. 12, 487-492. Tu in stra, J. (1998). Bottlen ecks in th e risk assessm en t of total p etroleu m h yd rocarbon s: (eco)toxicological d ata, risks of d isp ersion , m easu rem en ts of p etroleu m fractions. N ARIP Discu ssiem id d ag 7 m ei 1998, TN O-MEP, Ap eld oorn. Verkleij, J.A.C. (1994). Effects of h eavy m etals, organ ic su bstan ces, an d p esticid es on h igh er p lan ts. In: M.H . Donker, H . Eijsackers & F. H eim bach (ed s.). Ecotoxicology of soil organ ism s; p p . 139-161. Lew is Pu blishers, Boca Raton , Flor id a . Ver str a ete, W . & W . Dev lieg h er (1996). For m a tion of n on -bioa v a ila ble or g a n ic resid u es in soil: p ersp ectives for site rem ed iation. Visser, W.J.F. (1993). Contam inated land p olicies in som e ind u strialized cou ntries. TCB R02. Technische Com m issie Bod em bescherm ing, Den H aag. Visw ath an , R. (1997). Ph ysiological basis in th e assessm ent of ecotoxicity of p esticid es to soil organism s. Chem osp here 35, 323-334. Voerm an, S. & A.F.H . Besem er (1975). Persistence of d ield rin, lind ane, and DDT in a ligh t san d y soil an d th eir u p take by grass. Bu ll. En viron . Con tam . Toxicol. 13, 501-505. VROM (1995). Leid raad bod em besch erm in g. Streef- en in terven tiew aard en voor m icroverontreinigingen voor een stand aard bod em . Ministerie van VROM, Den H aag.

105

Referen ties

VROM (1997). Kabinetsstand p u nt over d e vernieu w ing van het bod em saneringsbeleid . N aar aan leid in g van : h et In terd ep artem en taal beleid son d erzoek bod em sanering, Beleid svernieu w ing bod em sanering (BEVER), tu ssenresu ltaten van d e Evalu atiecom m issie Wet Milieu beheer. 16 ju ni. Watts, J.R., J.C. Corey & K.W. McLeod (1982). Lan d ap p lication stu d ies of in d u strial w aste oils. Environ. Pollu t. Ser. A 28, 165-175. Webber , M.D., R.I. Pietz, T.C. Gr an ato & M.L. Sv obod a (1994). Plan t u p take of PCBs and oth er organic contam inants from slu d ge-treated coal refu se. J. Environ. Qu al. 23, 1019-1026. Weber, J.B. & E. Mrozek jr. (1979). Polych lorin ated bip h en yls: p h ytotoxicity, absorp tion an d tran slocation by p lan ts, an d in activation by activated carbon . Bu ll. Environ. Contam . Toxicol. 23, 412-417. W elsch -Pa u sch , K., M .S. M cLa ch la n & G. U m la u f (1995). Deter m in a tion of th e p rin cip al p ath w ays of p olych lorin ated d iben zo-p -d ioxin s to Loliu m mu lt iflorum (Welsh rye grass). Environ. Sci. Technol. 29, 1090-1098. Wensem , J. van (1997). The u se of m od els in ecological risk assessm ent. In: N .M. van Straalen & H . Løkke (ed s.). Ecological risk assessm en t of con tam in an ts in soil; p p . 215-231. Chap m an & H all, Lond on. Wetzel, A. & D. Wern er (1995). Ecotoxicological evalu ation of con tam in ated soil u sin g th e legu m e root n od u le sym biosis as effect p aram eter. En viron . Toxicol. Water Qu al. 10, 127-133. Wild , S.R., M.L. Berrow , S.P. Mc Grath & K.C. Jon es (1992). Polyn u clear arom atic hyd rocarbons in crop s from long-term field exp erim ents am and ed w ith sew age slu d ge. Environ. Pollu t. 76, 25-32. Wild , S.R., K.S. Waterh ou se, S.P. Mc Grath & K.C. Jon es (1990). Organ ic con tam in an ts in an agricu ltu ral soil w ith a kn ow n h istory of sew age slu d ge am en d m ents: p olynu clear arom atic hyd rocarbons. Environ. Sci. Technol. 24, 17061711. W ild , S.R. & K.C. Jon es (1989). The effect of sludge treatm ent on th e organic contam inant content of sew age slu d ges. Chem osp here 19, 1765-1777. Wilcke, W., W. Zech & J. Kobza (1996). PAH -p ools in soils alon g a PAH -d ep osition grad ient. Environ. Poll. 92(3), 307-313. W ilk e, B.-M . & L. Br ä u tig a m (1991). W ir k u n g en p oly ch lor ier ter Bip h en y le a u f Bod en atm u n g u n d d eh yd rogen aseaktivität. Mitteilu n gen Dt. Bod en k. Ges. 66, 585. W ilk e, B.-M . & L. Br ä u tig a m (1992). Ein flu ß p oly ch lor ier ter Bip h en y le a u f d ie m ikrobielle Aktivität in Böd en . Z. Pflan zen ern äh r. Bod en k. 155, 483-488. Wilken , A., C. Bock, M. Bokern & H . H arm s (1995). Metabolism of d ifferen t PCB congeners in p lant cell cu ltu res. Environ. Toxicol. Chem . 14, 2017-2022. Wilson , S.C. & K.C. Jones (1993). Biorem ed iation of soil contam inated w it h p olynu clear arom atic hyd rocarbons (PAH s): a review . Environ. Pollu t. 81, 229249.

106

Referen ties

Wilson , S.C., R.E. Alcock, A.P. Sew art & K.C. Jon es (1997). Persisten ce of organ ic con tam in an ts in sew age slu d ge-am en d ed soil: a field exp erim en t. J. En viron . Qu al. 26, 1467-1477. Ya v it t , J.B., J.A. Simmons & T.J. Fa h ey (1993). Meth an e flu xes in a northern h ard w ood forest ecosystem in relation to acid p recip itation . Ch em osp h ere 26, 721-730. Yeu ng, P.Y., R.L. Johnson & J.G. Xu (1997). Biod egrad ation of p etroleu m hyd rocarbon s in soil as affected by h eatin g an d forced aeration . J. En viron . Qu al. 26, 1511-1516. You n g, A.L., L.G. Cockerh am & C.E. Th alken (1987). A lon g-term stu d y of ecosystem contam ination w ith 2,3,7,8-tetrachlorod ibenzo-p -d ioxin. Chem osp here 16, 1791-1815. Yu le, W.N . (1973). In ten sive stu d ies of DDT resid u es in forest soil. Bu ll. En viron . Contam . Toxicol. 9, 57-64.

107

DEEL 2: IMMOBIELE ORGANISCHE MICROVERONTREINIGINGEN

Recommend Documents