(©) Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí BÍ5596 Moderní metody v ekotoxikologii děrní metodv hodnocení expozice Doc. RNDr. Jakub Hofman, Ph.D. hofman@recetox.muni.cz 1 podzim 2014 ffiffliEREnflsni hodnocení ekologických rizik Expozice v ekotoxikologii a v EcoRA Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí a v Eco hodnocení efektů bez znalosti expozice je téměř zbytečné proč? • bez expozice není účinek, bez expozice je riziko = 0 • z hlediska poslání / cíle celé ekotoxikologie: nejen řešit efekty, ale popsat celý problém, popsat riziko, odvodit opatření, chránit ŽP: - predikce - hodnocení rizik - pravděpodobnosti, že při dané koncentraci dojde k definovaným efektům - kauzalita - korelace intenzity stresoru (koncentrace chemické látky) a míry poškození biologického systému (©) Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí Expozice v ekotoxikologii a v EcoRA EcoRA - ecological risk assessment CSA - chemical safety assessment (REACH) ERA - environmental risk assessment HHRA- human health risk assessment Discussion Between the Risk Assessor and Risk Manager (Planning) Information: available o required/needed • Substance intrinsic properties • Manufacture, use, tonnage, exposure, risk management Hazard Assessment • Hazard Identification • Classification & Labelling • Derivation of threshold levels • PBT/vPvB assessment yes Document yes in CSR Communicate ES via eSDS Ecological Risk Assessment REACH - CSA US EPA (1999) Ecological Risk Assessment Guidance for Superfund: Process for Designing and Conducting Ecological Risk Assessments v prostředí Expozice v ekotoxikologii a v EcoRA • překryv s environmentálni chemií • expozici předchází osud kontaminantu v prostředí, který nemůže ekotoxikologie přehlížet, protože expozici klíčově ovlivňuje: - změna environmentálni dostupnosti: • změna celkové koncentrace v prostředí • změna distribuce v různých částech prostředí • změna forem výskytu látky (např. kovy - speciace) a transformace • závisí zejména na vlastnostech látky a prostředí (uveďte konkrétní příklady) - změna biodosažitelnosti a biodostupnosti • vazba na složky prostředí • omezení příjmu organismy • závisí na vlastnostech látky, prostředí ale i organismů (uveďte konkrétní příklady) (©) Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí Expozice v ekotoxikologii a v EcoRA všechny tyto procesy je potřeba popsat a vyhodnotit (= změřit/modelovat) pro kvalitní analýzu ekotoxikologického problému, protože v drtivé většině případů platí, že pro účinek musí látka vstoupit do organismu a reagovat s biol. receptorem expoziční cesta Prostředí Organismus Environmentálni dostupnost - forma - koncentrace (aktivita) - doba Environmentálni biodostupnost - příjem - stupeň výskytu - efektivita Toxikologická / farmakologická biodostupnost - dávka v cílovém místě Total concentration in soil soil like material Environmental availability Potentially available concentration in soil/soil material Fraction sorbed to soil matrix Fraction dissolved in completed form Fraction dissolved as free lnolecule/ioii Bioinfluenced zone Environmental bioavailability Membrane passive uptake Toxicological bioavailability Bio-accmmilation Internal transport, Metabolism. Excretion Effect ť BR 3 Food iveb ISO 17402 (2006) Guidance for the selection and application of methods for the assessment of bioavailability in soil and soil materials Expozice v ekotoxikologii a v EcoRA konstrukce expozičního scénáře - analýza situace Figure 2. Conceptual model far raetais in aquatic systems. (1) runoff and point sources: (2) atmospheric deposition (and volatilization for Hg); (3) uptake from dissolved phase: (4) trophic transfer; (5) deposition of detrital organic matter; (6) precipitauon/dissolution and sorption/desorption; (7) uptake by rooted macrophytes; (8) benthic organisms may ingested sediment or irrigate their burrows and take up metals from water column; (9) emergence of insects. Me2": free metal ions (metal aquo complexes); Mel^.: metal complexes with ligand L (charges are neglected for simplicity); MeS: metal precipitates: ^S-OMe: metal adsorbed on particles. (©) Centrum pro výzkum toxických látek vProstředl Chapman et al. (2003) Human and Ecological Risk Assessment 9, 641 Expozice v ekotoxikologii a v EcoRA • celá řada souvisejících procesů na překryvu ekotoxikologie a environmentálni chemie • definujte a rozlište, uveďte pro každý pojem příklad týkající se tématu vaší BP, DP, DisP): ^ - bioakumulace - biokoncentrace - bioobohacování - biotransformace - biodegradace - toxokinetika - toxodynamika • (DÚ do 1/10, soubory docx či pdf do odevzdávárny sam_prac_01) Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí Hodnocení expozice Hodnocení expozice • analýza intenzity, kvantifikace stresoru = chemické látky, toxikantu • cíl = přesná a pravdivá koncentrace/dávka, které jsou biosystémy exponovány + případně četnost a doba trvání expozice a prostorové definování • měření versus modelování • nutno jasně definovat KDE (na jaké „vrstvě") je stresor kvantifikován: koncentrace v prostředí X koncentrace v organismu (dávka) a CO vlastně vyjadřuje • pro hodnocení rizika (Hl = PEC / PNEC) je nutné, aby PEC a PNEC měly stejný kontext: musí být ve stejných jednotkách (např. celková koncentrace ve vodě / účinky při konkrétní celkové koncentraci ve vodě) • u kauzality to nutné není (např. koncentrace ve vodě / počet buněk řas v ml) - ALE kvantifikace stresoru musí být co nejvíce relevantní k následným efektům (biodostupná koncentrace) I Centrum pro výzkum toxických látek | v prostředí Metody hodnocení • „klasické" - stanovení totální koncentrace v prostředí (externí) - stanovení koncentrace v organismu (interní - body burden) - většinou jednorázové stanovení aktuální koncentrace • „moderní" - stanovení „biodostupných" koncentrací v prostředí - důraz na reálnou frakci - efektivní frakci toxikantu - stanovení reálné expozice z hlediska času - dlouhodobé zprůměrování koncentrace - time weighted average (TWA) - pasivní vzorkování - měření a modelování přestupu do organismu - toxokinetika - efektivní koncentrace v organismu (lethal body burden, incipient lethal level..) + biomarkery expozice - modelování expozice multisložkovými environmentálními modely I Centrum pro výzkum toxických látek | v prostředí Celkové - totální - koncentrac totální celkové koncentrace silné, agresivní („harsh") extrakce půda sediment voda vzduch (filtry) biota (©) Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí Celkove - totalni - koncentrac Exposure Medium Typical Tools for Measurement / Estimation Typical Ancillaiy Parameters Cautions / Key Issues Soil • Measurement of bulk soil chemistry, based on collection by trowel or auger • Site-specific, but may include organic matter content. pH. moisture content, soil texture, cation exchange capacity. • Sample depth • Differentiation of soil layers • Spatial design and resolution Surface water • Measurement of Total or dissolved concentrations using typical water sampling gear • Site-specific, but may include hardness. pH. alkaliiiity. acidity, temperature, dissolved oxygen, anions, cations, nutrients, conductivity, salinity. TSS. DOC • Temporal variability including seasonality Sediment and sediment pore water • Measurement of bulk sediment chemistry using grabs, divers, or cores • Measurement of sediment pore water chemistry (dissolved) by extraction from sediments, or directly (e.g.. using push-point samplers) • For sediment: organic carbon, particle size. pH. sulphides. SEM: AVS. possibly iron and manganese hydroxides • For pore water: redox, plus similar parameters to surface water • Understanding relevance of bulk sediment versus pore water for each receptor type • Sample depth • Spatial design and resolution • Understanding and addressing oxygenation of pore water samples during collection and transport Air / Vapour • Rare for ERA. but direct measurement and modeling are both used - see text, Tissues • Direct measurement preferred • Estimation using uptake factors or models • Lipid content • Moisture content • Consideration of whether to test whole organism or selected tissue types • Consideration of whether to depurate, depending on how tissue data will be used. Měření biodostupnosti Měření biodostupnosti bioavailability degree to which chemicals present in the soil may be absorbed or metabolised by human or ecological receptors or are available for interaction with biological systems i so 17402 (2006) je potřeba zejména při analýze kauzality mezi expozicí a účinkem je potřeba pro větší mechanistické poznání tohoto vztahu je potřeba pro možné extrapolace účinků mezi vzorky a kontaminanty (©> Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí Eisenia andrei exponována olovu 2 g/kg (totální koncentrace) 100« 90< >* 80- 75 70< G0< 50- Or > 4Q< cd 30-. mul 20- 10- u III I „O A S s S ď }$> b* t. y* to* ^ ^> ^ * ^ * Soil Lanno et al. (2004) Ecotoxicology and Environmental Safety 57, 39-47 Jak z pnost ? • pravdivě biodostupnou koncentraci lze stanovit pouze analýzou organismu po jeho expozici případně analýzou efektů • snaha vyvinout jednoduché chemické nástroje pro odhad biodostupné koncentrace / frakce kontaminantu • pouze taková chemická metoda, která koreluje s biologickým příjmem či efekty je validní (biomimetické metody / proxy for biota) a o o Z 100 90 SO 70 60 50 2 40 o 5* 30 20 10 % Bioavailable % Non-bioavailable Decreasing 1 Bieavailabls ' Fraction with time Increasing Nan - BioavaN ab le Fraction with time Arbitrary Tinw % Easily extractable % Recalcitrant % Non-extractable Decreasing with time Increasing with time Increasing with time Arbitrary Tinw Jak změřit bioc pnost ? Celkový obsah pnost ? MAYBE AFTER NEVER (©) Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí Semple et al. (2004) EST 15: 229A Biodosažitelná Biodostupná + Potenciálně biodostupná Bioavailability processes In both soil and sediment, processes that determine exposure to contamination include release of a solid-bound contaminant (A} and subsequent transport (B), transport of bound contaminants {C), uptake across | a physiological membrane (D), and incorporation into a living system (E). Note that A, B, and C can occur internal to an organism, such as in the lumen of the gut. The NRC report defines A, B, C, and D to be bioavailability processes, but not E, because soil and sediment no longer play a role. Biological membrane Bound contaminant Association Dissociation D ^ Absorbed \ contaminant inV^ Released contaminant J organism biodostupnost začíná až přestupem přes biomembránu Jak změřit bioc pnost ? • je to koncentrace/frakce či tendence/potenciál ? Kolik se může uvolnit PRO .. Jaká je tendence pro vstup DO ... princip bude odstranění / princip bude rovnovážné extrakce dostupné frakce vzorkování (pasivní vzorkovače) I Centrum pro výzkum toxických látek | v prostředí Jak změřit bioc soil/water organism Řešení: • nemůže existovat jedna univerzální metoda • různé organismy, látky, situace: - toxicita pro organismy žijící v médiu © - biodegradace kontaminantu © - přestup kontaminantu do potravních řetězců © • nutné se ptát: biodostupnost PRO jakou látku ? jaký organismus ? jakou situaci ? jaký cíl ochrany ? Chemical measurements (available fractions) /V membrane Toxicity tests Bioaccumulation Biological measurements • specifické okolnosti definovat a pro danou situaci hledat vhodnou metodu (©) Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí n cení biodostupnosti půda / sediment hydrofóbní polutanty polární polutanty koncentrace v pórové vodě extrakce vodnými roztoky H20, CaCI2, NH4N03 vzorkování volných kovů diffusive gradient in thin film (DGT), Donnan membrane technique (DMT) slabé kyseliny či komplexující činidla CH3COOH, EDTA roztok v kombinaci se sorbenty Tenax, XAD či hydroxypropyl-(3-cyclodextrin (HPCD) slabá organická rozpouštědla butanol, metanol, etanol, směsi s vodou superkritická fluidní extrakce (SFE) nastavitelná síla / polarita extrakce biomimetické sorbenty / pasivní vzorkovače polyoxymethylene (POM), polydimethylsiloxane (PDMS), solid phase microextraction (SPME), semi-permeable membrane devices (SPMD) ✓ voda/ vzduch hydrofóbní polutanty polární polutanty kovy biomimetické sorbenty / pasivní vzorkovače POM, PDMS, SPME, SPMD, Polar organic compounds integrative sampler (POCIS), Chemcatcher, ✓ vzorkování volných iontů kovů diffusive gradient in thin film (DGT), Donnan membrane technique (DMT) Metody hodnocení biodostupnosti -půda / sediment ISO 17402 (2006) Guidance for the selection and application of methods for the assessment of bioavailability in soil and soil materials výběr metod dle mnoha kritérií - nejen prostá korelace s biologií (empirické metody), ale důraz na mechanistický / fyziologický princip = logicky souvisí s biologickými efekty / příjmem validace na více látkách, více půdách/sedimentech (©) Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí Mechanism Simulates Pathway Method Calibrated Ree Lirn itations men Contaminant Target ded Neutral extract Pore water concentration Direct contact with water Neutral water extract (NaN03; KNO3NH4NO3: CaCI2) Cd/Zn/Ni Soil organisms, plant uptake + NH4NO3 may reduce pH in low buffered soils. CaCl2 may reduce DOC concentrations Poorly soluble compounds Depends on concentration of salt Direct contact with water Extraction of pore water Cd/Zn/Ni Soil organisms, plant uptake + Pore water not available in dry soil Equilibration time if water is added Transport Leaching test Inorganic/or ganic Groundwater + Poorly soluble compounds Separation by diffusion Free metal concentration Uptake DMT, DGT inorganic Soil organisms, plant uptake + Specialized equipment Acid extraction Potential soluble in water Uptake Acid extract (HNO3) Cd/Zn/Ni Plant uptake after including soil characteristi cs + Transport Leaching test Inorganic Groundwater + Uptake Acid extract (pH of stomach or lower) Pb Screening. human ingestion + Gives a maximum of bioavailability, because pH in the intestine system is higher Complexing agent Potential soluble in water, competitive Uptake, Transport EDTA extract Heavy metals Plant uptake, groundwater Simulation of digestion Oral uptake Human uptake Stomach and intestine system Pb/Cd/Zn/Ni /Hg/PCB/ PAH method comparison Human + Adsorption to competitive adsorbant Amount in equilibrium with pore water Contact with pore water Adsorption to solid phase (TENAX, XAD, cyclodextrines) Adsorption to solid phase (SPME, TENAX) PAH PAH/PCB/ OCP Degrading organisms Uptake invertebrates + + Increasing solubility Amount in equilibrium with pore water Contact with pore water Mild (water + organic) solvent PAHs Degrading organisms Partial oxidation of organic matter Amount of weakly bounded organic contaminants Easy attainable by microorganisms Oxidation with persulphate PAHs Degrading organisms + Metody hodnocení biodostupnosti - půda / sediment organické polutanty: A. stanovení biodosažitelné frakce pomocí extrakce rozpouštědly či pomocí vodných roztoků s přidanými sorbenty Method Working principle Strengths Weaknesses Mild solvent extraction • Analyze HOC in mild solvent • Easy operation * Results vary with solvent, (Kelsey etaL,1997; after extraction matrix and organisms Liste and Alexander, 2002) • Partial extraction measuring * Not applicable for in situ rapid desorption Fraction measurement HPCD extraction • Analyze HOC in HPCD after • Fast and easy operation * Species-dependent performance (Cuypers etak, 2002; extraction and limited extraction capacity Reid etaL,2000) ■ Partial extraction measuring * Not applicable for in situ rapid desorption fraction measurement Sequential Tenax extraction • Consecutive desorption with ■ Tenax reused and economical * Time consuming and laborious {Cornelissen et aLf 1997; Tenax as HOC trap • Understanding of desorption * Not applicable for in situ Xu et aLf2008) • Use regression model to estimate kinetic 5 measurement various desorption fractions • LIsefraptj to indicate bio accessibility 6-h Tenax extraction • Single-step desorption with Tenax • Fast and easy operation * fsh may not equal to fraE>i(1 {Cornelissen et aLf 2001] as HOC trap * Not applicable for in situ • Useffch to approximate bioaccessibiliry measurement Cui et al. (2013) Environmental Pollution 172: 223-234 I Centrum pro výzkum toxických látek I v prostredí Metody hodnocení biodostupnosti - půda / sediment slabá rozpouštědla polárnější organická rozpouštědla (BuOH, MeOH, EtOH) / směsi rozpouštědel a vody / případně sekvenční extrakce - zvyšující se síla extrakce nízká mechanistická / fyziologická obhajitelnost nutnost korelace s biologickými endpointy je klíčová Sample ľivjwt ulii >n Mild Solvent Extraction Data Interpretátori O CO "O c CC 54 h 52 50 48 •Íri •14 42 •10 LT) O O CM "O C CD c CO LO CO co I co LO co CD CD O 29 27 25 23 2 1 19 17 15 imaged soils y = 0. 5617x + 39. 832 R2 = 0. 9298 0 5 10 15 accumulation percentage by earthworm (%) agod soils y = 3. 4771x + 15. 003 R2 = 0. 8567 1 2 3 accumulationpercenta^ Spike soil wilh HOC Incubate for various time intervals Add jf-butanol ■¥ (e.g., soil:solverit=k2) Shake mixture for 2 h Centrifuge for 10 mill Collect supernatant 1 Analyze HOC* in supernatant by H PLC Solvent extraclabiliry {% of spiked HOC) Solvent intractability :- accessibility? Correlate exiraclability with bicassay data. Solvent eMraction mimics HOC bio accessibility Cui et al. (2013) Environmental Pollution 172: 223-234 Metody hodnocení biodostupnosti - půda / sediment superkritická fluidní extrakce (SFE) • C02 v superkritickém stavu • možnost měnit tlak a teplotu a tím sílu / polaritu extrakce, např.: - mild extraction: 12 MPa + extrakční teplota 50°C + teplota restriktoru 120°C + extrakční čas 30 min - harsh extraction: 40 MPa + extrakční teplota 150°C + teplota restriktoru 120^ + extrakční čas 45 min • nutnost korelace s biologickými endpointy je klíčová Metody hodnocení biodostupnosti - půda / sediment hydroxypropyl-p-cyclodextrin (HPCD) i oligosacharidový cyklus s hydrofóbní kavitou a hydrofilním exteriérem obrovská kapacita roztoku HPCD připomíná degradaci (úbytek) látky i díky biodegradaci - měří vlastně mass transfer, který je limitujícím faktorem biodegradace perfektní korelace s biodegradaci pro PAHs, PCBs, OCPs, alkany napříč různými půdami a látkami !! (pro jiné organismy nevhodný !!) Sample Preparation HPCD Extraction Add 25 m] HPCD solution (50mM)to 1.25 g soil Slope = 0.99 R2 = 0.93 Intercept = -0.98 Shake mixture for 20 h 1 Centrifúge tor ID min 1 Collect supernatant Analyze HOCs in supernatant by H PLC (©) Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí 60 70 80 90 14C-PhenanŤhrene extracted (%) Data Interpretation HPCD extractability (% of spiked HOC) HPCD extraclabi lity ~ accessibility? + Correlate extraclabiliľy with bioassay data HPCD Extraction mimics HOC bioaccessibility Cui et al. (2013) Environmental Pollution 172: 223-234 Metody hodnocení biodostupnosti - půda / sediment hydroxypropyl-p-cyclodextrin (HPCD) • omezená kapacita HPCD vyřešená pomocí PDMS „infinite sink" Gouliarmou and Mayer (2012) Environ Sci Technol 46, 10682-10689 I Centrum pro výzkum toxických látek I v prostředí Metody hodnocení biodostupnosti - půda / sediment Tenax vysoce porézní polymer (2,6-diphenyl-p-phenyleneoxide), lehčí než voda - lze odfiltrovat většinou jako sekvenční extrakce v několika opakovaných extrakcích stejného vzorku -desorpční kinetika s rychlou (Frapid), pomalou a velmi pomalou desorpcí dlouhá metoda - existuje 6h varianta Cornelissen et al. (2001) Environmental Toxicology and Chemistry 20: 706-711 20 40 60 80 Fraction rapidly desorbing (%) 100 (©) Fig. 3. Estimation of polycyclic aromatic hydrocarbon (PAH) bioavailability using Tenax. Amount degraded (%) versus rapidly des-orbed (%). Degradation in a bioreactor (■ and A) or by landf'arming toxických \i (♦) (Cornelissen et al., 1998a, b). v prostředí Centrum pr Tenax Ext met ion Mix Collect Tenax at 1,1,6..... 336 h by centri fu eat ion Sapernaľant ' ' Sediment Harvest Tenax by filtration Add fresh 0.15 g Tu im Extract Tenax by solvent 1T~ Measure HOC? in extract Calculate St in Bq. 1 Data Interpretation Fit data to Eq. to derive F. Correlate Frapjd with bioassay data Tenax extraction mimics HOC bioaccessibility ji et al. (2013) Environmental Pollution 172: 223-234 Metody hodnocení biodostupnosti - půda / sediment xad ^ • XAD-2, XAD-4 (amberlite) kopolymer polystyrenu • výhoda - stabilita do 200°C - lze použít termální desorpci postup podobný jako u Tenax ©SUPELCO Porosity: 0.41 mL pore/mL bead Surface Area (Min): 300m2/g Mean Pore Diameter: 90A y y y y y y y=1.0429x R2=08753 y yy yy m ys nu 'f%Jy yy n / * y/ • PAH residuals - Linear regression y -- 45° line y y 0 1 20 40 60 PAH residuals after XAD-2 assisted desorption, mg/kg Lei et al (2004) Environ Sci Technol 38: 1786-1793 Metody hodnocení biodostupnosti - půda / sediment organické polutanty B. stanovení volně rozpuštěné koncentrace s využitím sorbentů -pasivních vzorkovačů (vlastně velice podobné postupy jako pasivní vzorkování vody) Method Working principle Strengths Weaknesses SPMD {Semi-permeable membrane * Expose sampler in sample matrix * Good sensitivity due to large * Extensive post-sample processing device) {Huckins et ak, 1990; * Analysis of HOC in sampler after sampler volume * Require large sample size Zimmerman et al.f 2004) solvent extraction * Commercially available Very long equilibration times * Derive and use to indicate * Applicable For in situ measurement * Not compatible with bench-scale bioavailability bioassays PED {Polyethylene device) * Expose sampler in sample matrix * Good sensitivity due to large * Require large sample size {Cho etal, 2009) ■ Analysis of HOC in sampler after sampler volume Very long equilibration times solvent extraction * Inexpensive Not compatible with bench-scale * Derive Crrcc and use C>rK. to indicate * Applicable for in situ measurement bioassays bioavailability Injector-type SPME {Arthur and * Expose sampler in sample matrix * Good sensitivity due to analysis * Non-equilibrium sampling Pawliszyn, 1930; Xu et aL, 2007) ■ Analyze HOC on hber by direct injection of whole fiber Matrix effect * Derive Cfroc via external calibration and * Less time consuming and solvent-free * Not compatible with bench-scale use Cfi-cc to indicate bioavailability * Automation possible bioassays * Applicable For in situ measurement Disposable SPME {Mayer et aLf 2000: * Expose fiber in sample matrix * Inexpensive and easy operation * Sensitivity may be low Hunter et aLf 2008) * Analyze HOC at equilibrium * Compatible with bench-scale bioassays * Long equilibrium times ForHOCs * Derive Crrcc via Kspme and use CfrCC to and co-exposure with large JCdW indicate bioavailability * Applicable For in situ measurements Cui et al. (2013) Environmental Pollution 172: 223-234 (©) Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí Passive sampling - teorie několik zásadních výhod oproti klasickému vzorkování: - vzorkovač - sorbent je vystaven v mediu většinou delší dobu podobně jako organismus - time weighted average (TWA) concentration - je snaha, aby rozdělovači koeficienty mezi médiem a vzorkovačem připomínaly přestup do bioty - „biomimetic", „proxy to biota" - vzorkuje relevantní koncentraci - „free dissolved concentration" (Cfree) http://voutu.be/xZnQtOIKIRE od 1:38 http://voutu.be/4zlQQbnxxR0 Sediment 11 Biota Upni CD CO > C/5 C/5 £ ■ « Í CL 05 I CO S IV r L Di s . c/5 c Z) o Ü £ o Hl ÖJOtß lipid CM SETAC (2012) Guidance on Passive Sampling Methods to Improve Management of Contaminated Sediments. Summary of a SETAC Technical Workshop 7ZL H-1 \U CD O O W cm ~ -o ^ U! r < CD =5 LU P" CD ,„ E Q. C/3 co Z5 =) C/) (D Passive sampling - teorie Generalized uptake profile for a passive sampling device The passive sampler operates inthree regimes: kinetic (white), intermediate (light blue}, and near equilibrium (blue). A first-order one-compartment model [Equation 1) is often used to fit experimental measurements. Kinetic Intermediate Near equilibrium E ^sampler(f) — ^medium fcl ,{l-e-*r*) Time Mayer et al (2003) Environ Sci Technol 37: 184A-191A kinetika 1. řádu, jednosložkový model - vstupní proměnné k1 a k2 (rychlost příjmu a výdeje) v monitoringu ŽP je upřednostněno nerovnovážné vzorkování - lineární příjem látky vzorkovačem -pro dosažení TWA, zatímco při stanovení biodostupnosti je častější rovnovážné vzorkování v rovnováze nejsou k12 potřeba a Cfree a fugacita mohou být spočítány ze vztahu P — P / K ^free — ^sampler' s kde Ks je rozdělovači koeficient vzorkovač-vzorek _E £ 4 (©) Centrum pre toxických lát v prostředí PDMS - Polyacrylate fiber C|g diskJ? SPMD J i i i 3 4 Log W/lŕbiňm3)] čím vyšší je poměr povrch / objem, tím rychleji je dosaženo rovnováhy assive sampling - teorie • základní předpoklad = volně rozpuštěná koncentrace (Cfree) je hlavní determinant příjmu látky biotou a následných efektů a rizik • platí zejména u malých organismů přijímajících látky pasivní difúzí • jakmile hraje významnou roli potrava, nemusí být již tento přístup validní!! • vzorkování by nemělo ovlivňovat vzorkovaný systém: v , . K . J J J ^sampler * ^-sampler, medium tzv. negligible depletion <0.05 depleci lze využít pro stanovení dosažitelné frakce equilibration Multi ratio EPS inaccessible • i—I- 0) CO 0 4 cone, in sediment Smedes (2013) Environ. Sei. Technol. 47, 510-517 Metody hodnocení biodostupnosti - půda / sediment / voda SPMD - semipermeable - membrane devices membrána („obal") - LDPE (low-density polyethylene) či acetát celulózy (TECAM) náplň dle sledovaných látek - pro HOCs nejčastěji lipid triolein rozpuštěné molekuly se difúzí dostávají do pórů LDPE (max 10 Á) a kumulují se v trioleinu (©) Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí Sample Preparation Fold SPMD (IQ cm long + 0-1 £ triolein) in half ] 2 g sediment (wet) SPMD Extraction Mix SFMD and sediment tu equilibrium Rinse SPMD by HCl, solvent and water Dialýze SPMD in hexane for 24 h (three Limes) 1 Concentrate and clean-up ,:LI■■ ,ii extract 1 Analyze HOC s by GC CHsiCH^JsCHa CHgiCH^JsCHa CH2(CH2)$CH$ Data Interpretation Calculate Cspmq Calculate Cfcrfron] Eq.2 Multiply Chcc with BCF SFMD mimics HOC bioavailability mvironmental Pollution 172: 223-234 0,00 0,05 0.10 0.15 0,20 0.25 0.30 cone, in soil (ugg-1soil) iTao et al. (2009) Environmental Pollution 157: 545-551 Metody hodnocení biodostupnosti - půda / sediment / voda SPME ^ \ ^^^^^ • tzv. matrix SPME nebo disposable SPME - odvozeno od injekční SPME • vlákno s tenkou vrstvou PDMS či jiných sorbentů (divinylbenzen - DVB, polyakrylát - PA, carboxen. carbowax ...) • velká praktičnost, rychlost, prostorová nenáročnost • pro použití je nutné předem determinovat KPDMS (©) Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí 7 Lim PDMS 30 m ti PDMS 100 Mm PDMS DVB DVB-CarboMen Carboxen 150 300 Analyte Molecular Weight Range 450 www.sigma-aldrich.com Metody hodnocení biodostupnosti - půda / sediment / voda SPME • použití pro vodu SPME fibre Aqueous sample Select appropriate SPME phase • 100 urn polydimethylsiloxane • 30 urn polydimethylsiloxane • 7 urn polydimethylsiloxane • 85 urn polyacrylate • mixed phases, e.g. 65 urn polydimethylsiloxane/divinylbenzene 65 urn Carbowax/divinylbenzene 75 urn Carboxen/polydimethylsiloxane 50/30 um divinylbenzene/Carboxen on polydimethylsiloxane 60 um polydimethylsiloxane/Carboxen 50 um CarbowaxAemplated resin Preliminaries • Optimize fibre adsorption time • Stirred or unstirred solution • Add salt to solution Procedure • Retract fibre into holder and pass the needle through the sample vial septum • Depress plunger to expose fibre to the liquid sample or headspace above the sample • Analytes adsorb to the fibre (see preliminaries above) • Retract the fibre into the holder and remove the needle from the sample vial Analysis by GC • Insert the needle into the GC injector port • Depress the plunger, exposing the fibre in the heated zone of the injector, to desorb the analytes onto the column • Retract the fibre and remove the needle Analysis by HPLC ■ Insert the needle into the SPME/HPLC interface desorption chamber • Depress the plunger, exposing the fibre to the mobile phase and desorbing the analytes onto the column • Retract the fibre and remove the needle (©) Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí Figure 3.10 Typical procedure used for the solid-phase microextraction of liquids. From Dean, J. R., Methods for Environmental Trace Analysis, AnTS Series. Copyright 2003. © John Wiley & Sons, Limited. Reproduced with permission. Metody hodnocení biodostupnosti - půda / sediment / vod SPME • použití pro půdy / sedimenty • varianta se suspensí - třepání do dosažení rovnováhy (nutno stanovit předem dostatečný čas - řešit kinetiku a poměr vlákno / vzorek - nedepletivní!!) • varianta vláken přímo exponovaných ve vzorku ltina^iiv chamber Ter Laak (2005) Sorption to soil of hydrophobic and ionic organic compounds: measurement and modeling SPME Extraction Data Interpretation Collect fibers at end of co-exposure Rinse fiber and clean with wet paper tissue Extract fibers with solvent: Analyze HOCs by GC invironmental Pollution Calculate Cf±a Estimate Cr™: with Kä™h Correlate Clm with BR SPME mimics HOC bioavailability Figure 1: A schematic picture of negligible depletion passive samplers to measure freely dissolved aqueous concentrations of contaminants in soil. Metody hodnocení biodostupnosti - půda / sediment / voda SPME • velice dobré korelace s příjmem biotou • mechanistické / fyziologické opodstatnění • aplikovatelnost pro fugacitní modelování DiFilippo (2010) Environ Sci Technol 44, 6917-6925 van der Wal (2004) Environ Sci Technol 38: 4842-4848 10,000,000 I r0 "o o, S o u 100,000 1,000 concentration in fiber (|jg/L) FIGURE 3. Relationship between steady-state concentrations of different contaminants (HCB, telodrin, dieldrin, and PCBs) in earthworms [Aporrectodea caliginosa (Ac) and Eisenia andrei (Ea); see Table 4) and in 30-//m PDMS fibers (see Table 3) exposed to site 2 and site 3 soil. o 10000 c o u » 1000 (b) 9 8 - 7 6 100 100 • PAHs A DDT Compounds • Orgarinphosphoriis Insecticides O Chlorinated Cyclodienes □ Chlorinated Benzenes O Pyrelriroids □ Carbamates A Triazines o PBDEs * Hexachloroff/clohexanes 1000 10000 Kou Cpw 100000 1000000 Figure I. Comparison of predicted tissue concentrations in oligochaetes derived using passive samplers with measured data. Symbols denote river (squares) and diluted river (diamonds) sediments. KK>V. - octanol-water partition coefficient; = Qree. (Source: Lu X, Skwarski A, Drake B> Reible DD. 2011. Predicting bioavailability of PAHs and PCBs with porewater concentrations measured by solid-phase micro extract ion fibers. Environ Toxicol Chem. 30(5):1109—1116. Reprinted with permission.) Metody hodnocení biodostupnosti - půda / sediment / voda „coated vials" • vialky s tenkou ([am) vrstvou sorbentu: - ethylene vinyl acetate (EVA) - polydimethylsiloxane (PDMS) • čím tenčí (vyšší poměr povrch / objem), tím rychlejší dosažení rovnováhy Wilcockson and Gobas (2001) Environ Sci Reichenberg et al. (2008) Chemistry Central Journal 2 Technol 35: 1425-1431 H H I I -c-c-I I H H H3C l o-c I H O i Vi H H (©) Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí Metody hodnocení biodostupnosti - půda / sediment / voda stir bar sorptive extraction (SBSE) • míchadélko potažené PDMS (©) Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí Metody hodnocení biodostupnosti - půda / sediment / voda proužky PDMS či POM • malé proužky silikonové gumy či polyoxymethylenu (POM) přímo v půdní suspensi - exponované do dosažení rovnováhy, extrakce Environ. Sei. Techno!. 2001, 35, 3742-3748 Polyoxymethylene Solid Phase Extraction as a Partitioning Method for Hydrophobic Organic Chemicals in Sediment and Soot MICHIEL T. O. JONKER* AND ALBERT A. KOELMANS Aquatic Ecology and Water Quality Management Group, Department of Environmental Sciences, Wageningen University, P.O. Box 8080, 6700 DE) Wageningen, The Netherlands (©) Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí O Q. O) O H I +C-0 I H logK ow FIGURE 4. Relationship between log Kkm and log flow (both in LA) for PAHs (triangles) and PCBs (squares). Metody hodnocení biodostupnosti - půda / sediment / voda PDMS a POM - pro bezobratlé a rostliny mnohem lepší predikce biodostupnosti než u rozpouštědel a HPCD !!! Figuře 1. Relationships between PAH concentrations measured in R fetida and concentrations in soil measured by (A) acetone/hexane extractions, (B) cyclodextrin extractions, and (C) butanol extractions; and concentrations in earthworms predicted (based on equilibrium partitioning calculations) by (D) solid phase micro extraction, and (E) polyoxymethylene solid phase extraction. The solid black lines represent the 1:1 relationships, whereas the dotted black lines delimit the 1 order of magnitude deviation intervals. B icsg C^^jnr. - iiiítĽii.ired {uiE.-'kiE lipid) log C.„.- meiŕťTťd (nuľku I i piti! toff C«™ ■ Ticasutcí (m^tg lipid) 'ogc™n - measured (m&Tt£ lipid) toxických látek v prostředí Gomez-Eylez et al. (2012) Environ Sci Technol 46: 962-969 >."V." fosCnrn - measurer (rmtitj Kpid) «2 Hj /H3(/ XCH, Metody hodnocení biodostupnosti -voda POCIS ^ polar organic compounds integrative sampler Chemcatcher Empore disks styrenedivinylbenzene (SDB) sampler JILIII-- j | J !- sampler receiving housing phase Vermeirssen Research 43 et al (2009) Water 903-914 Fig. 1. Differences in polar organic chemical integrative samplers (POCIS) fouling from different deployment environments. Very lightly fouled POCIS (upper picture) deployed in the Norwegian Sea (™j2O0 kin offshore) for 42 d and moderately fouled POCIS (bottom picture) from wastewater treatment works after 14 d exposure. [Color figure can be seen in the online version of this article, available al wileyonlinelibrary.com,] Metody hodnocení biodostupnosti -voda různé sorbenty (PDMS, PE, POM ...) http://voutu.be/xZnQtOIKIRE ! https://www.voutube.com/watch?feature=player detail pa€ie&v= uúhndsa jP 7pimpna cena a jednoduchost Metody hodnocení biodostupnosti - půda / sediment kovy: A. stanovení pomocí extrakce včetně sekvenční extrakce (Weak) salt extractions (e.g., CaC^, Ca(NOj)2, NH4Ac, NaN03, Mg salts, BaCl2, in concentrations from as low as 0.001 IU and up to 1 M salt solutions). Reductive extractions (e.g., sodium ascorbate, hydro-xylaminc HC1, sodium dithionitc). Weak, acid extractions (e.g., acetic acid, citric acid). Strong complex at ion methods (e,g.f DTPA-TEA, EDTA, NT A). Dilute strong acids (e.g., HNOj, HC1, "double acid" (HCI + H2S04)) Combined ex tract ants (e.g., Ammonium oxalate-oxalic acid, Mehlich III (dilute acid, salt, and EDTA)). Peijnenburg and Jager (2003) Ecotoxicology and Environmental Safety 56 : 63-77 (©) Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí Exchangeable fraction Loosely bound, labile or exchangeable metals Metals most available tor plant uptake, leading to possible contamination of groundwater and soil Sequential Extraction Unstable metal forms transfer to available forms for plants Metals bound to organic matter can be released i Reducible fraction Oxidizable fraction v V Metals bound to Metals bound to iron and manganese organic matter, oxides e.g. detritus Residual fraction Metals bound within crystal matrix Metal present are not expected to be released under normal conditions in nature Figure 4.7 Overview of the sequential extraction method for metals, as applied to the analysis of soils and sediments [45], From Dean, J. R., Methods for Environmental Trace Analysis, AnTS Series. Copyright 2003. © John Wiley & Sons, Limited. Reproduced with permission. Table 4.1 Extraction procedures used to isolate nominal toil/sediment phases [1] Reagent or method of isolation Comments Water-soluble, soil solution, sediment pore wate r Exchangeable Organically bound Carbonate Mn oxide-bound Ee (amorphous) oxide Ee (crystalline) oxide Water, centri fugation. displacement, filtration, dialysis MgCl:, NH^OAc, HOAc Na^PiÜT, Hid at pH 3/NaOAC NaOAc at pH 5 (HOAc) NH-.OH.HCI CMH^QA in the daric rNHj^CU under LV liúhl Contains the most mobile and hence potentially available metal species Contains weatly bound (electrostatically) metal species that can he released by ion-exchange with cations such as Ca:+. Mp34" or NHi+. Ammonium acetate is the preferred jslr^Linl a>. com pic* in" power of acetate prevents re-adsorption or precipitation of released metal ions. In addition, acetic acid dissolves the exchangeable species, as well as more lightly bound exchangeable forms Contains metals bound to the humic material of soils. Sodium hypochlorite is used to oxidize the soil organic matter and release the bound metals. An alternative approach is to oxidize the organic matter with 30^ hydrogen peroxide, acidified to pH 3. followed by extraction with ammonium acetate to prevent metaL ion re-adsorption or precipitation Contains metals that ate dissolved by sodium acetate acidified to pH 5 with acetic acid Acidified hydroxy!amine hydrochloride releases metals from the manganese oxide phase with minimal attack on the iron oxide phases Amorphous forms of iron oxides can be discriminated between by extracting with acid ammonium oxalate in the dark Crystalline forms of iron oxides can be discriminated between by extracting with acid ammonium oxalate under UV light Metody hodnocení biodostupnosti - půda / sediment extrakce (nejen) kovů napodobující pórovou vodu Salt solution Concentration (Mi Reference (©) Calcium chloride [CaCl2) 0.01 Smith et al (2010) Krishnamurti [200S) Peijnenburg er a! (2007) Barriuso er al {2004] Houba et al (2000) 0.05 Krishnamurti [2008) Cheng (1990) 0.1 Peijnenburg er a! (2007) Calcium nitrate [CaflSJC^^] 0.1 Peijnenburg er a! (2007) Lanno et ai (2004) Ammonium acetate [NH4Ac) 1.0 Peijnenburg et a! (2007) Mg-salts n/a1 Peijnenburg ef a! (2007) Barium chloride (BaCl2) n/a1 Peijnenburg er a! (2007) Sodium nitrate [NaN03) 0.01 Yin et al (2002) 0.1 Peijnenburg ef al (2007) Ammonium nitrate (NH4IMO3) 0.1 Peijnenburg et a! (2007) 1 n/a: not available A 0.01M CaCI2 solution has been documented as the preferential extraction solution because the concentration of Ca24 ions is similar to that measured in soil pore water solutions (Peijnenburg et al, 2007) and a similar ionic strength (Houba et al 2000). Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí ECETOC (2013) Understanding the relationship between extraction technique and bioavailability . TR 117 .ISSN-0773-8072-117 Metody hodnocení biodostupnosti - půda / sediment extrakce kovů Place 10 g of dry sediment/soil in a 250 ml polyethylene bottle Add 100 ml of CaCI2solution (0.01 mol M) Shake the container for 3 h at ambient temperature (20 ± 2°C) on an 'end-over-end' mechanical shaker at a speed of 30 rpm Place 20 g of dry sediment/soil in a 100-150 ml PTFE or polyethylene boltle Add 50 ml of NH4N03 solution (1 mol I 1) Shake the container for 2 h at ambient temperalure (20 ± 2,;C) on an 'end-over-end' mechanical shaker at a speed of 50-60 rpm Filter supernatant through an acid-washed filler paper into a 50 ml polyethylene boltle (discard the firsl 5 ml of fiHrale). Stabilize by adding 1 ml of HNQ3 If solids remain, centrifuge or filter through a 0.45 |itn membrane filter. Analyse solulion immediately Decant 60 ml into a centrifuge tube and centrifuge for 10 min at 3000 g. Measure pH in extract before centrifugation Analyse solution immediately Figure 4.5 Procedure adopted in the single extraction method for metals (employing calcium chloride (CaCl2)), as applied to the analysis of soils and sediments [2]. Figure 4.4 Procedure adopted in the single extraction method for metals (employing ammonium nitrate (NH4NO3)). as applied to the analysis of soils and sediments [2]. Dean (2007) Bioavailability, Bioaccessibility and Mobility of Environmental Contaminants. ISBN: 978-0-470-02577-2 Metody hodnocení biodostupnosti - půda / sediment extrakce kovů Place 5 g of dry sediment/soil in a 100 ml PTFE bottle Add 200 ml of acetic acid (0.43 mol I"1) Shake the container for 16 h at ambient temperature (20 ± 2°C) on an 'end-over-end' mechanical shaker at a speed of 30 rpm Centrifuge at 3000 rpm for 10 min and then remove the supernatant with a pipette.This liquid is then stored in a clean polyethylene bottle at 4°C prior to analysis Place 5 g of dry sediment/soil in a 100 ml PTFE bottle Add 50 ml of EDTA (0.05 mol r1) The sample should be rehomogenized prior to analysis by manually shaking for 5 min Shake the container for 1 h at ambient temperature (20 + 2°C) on an 'end-over-end' mechanical shaker at a speed of 30 rpm Figure 4.2 Procedure adopted in the single extraction method for metals (employing acetic acid), as applied to the analysis of soils and sediments [45]. From Dean, J. R., Methods for Environmental Trace Analysis, AnTS Series. Copyright 2003. © John Wiley & Sons, Limited. Reproduced with permission. Centrifuge at 3000 rpm for 10 min and then remove the supernatant with a piepette.This liquid is then stored in a clean polyethylene bottle at 4CC prior to analysis The sample should be rehomogenized prior to analysis by manually shaking for 5 min Figure 4.1 Procedure adopted in the single extraction method for metals (employing ethylenediamine tetraacetic acid (EDTA)), as applied to the analysis of soils and sediments [45]. From Dean, J. R., Methods for Environmental Trace Analysis, AnTS Series. Copyright 2003. © John Wiley & Sons, Limited. Reproduced with permission. Metody hodnocení biodostupnosti - půda / sediment kovy: ^ B. Separační techniky založené na iontové výměně (IE), sorbentech, či mikroseparačních metodách jako Donnan membrane technique (DMT) či diffusive gradients in thin-film gels (DGT) Knutsson (2013) Passive sampling for monitoring of inorganic pollutants in water. ISBN 978-91-7385-854-0 c o fO !_ 4-J C LU O £S D5 £Z CD 16000 & 120» m 100»-3 c iŕ eooo A 2 6000-1 u 1000 fogy=-0 43 log x + 4.85 r*=049 '^005 i-Q—i 10 ■n— Cu concentrations in DGT (ng L ) Fig. 4 Logari (funic representation of Cu concentrations measured directly in hepatopancreas of L. vtirmcimai versus the DGT-measured concen-trations. Both DGT measurements and Cu burdens were natural log trans formed. Error kctrx are the standard deviations of replicates (tt =3). Regression equation and correlations coefficient (significant r value) shown are calculated from all pooled data points Passive sampling - ovzduší často je kladen více důraz na TWA, biomimetické schopnosti jsou v pozadí http ://vo ut u. be/w-C n8 Lz B21 c '^^^ Global Atmospheric Passive Sampling (GAPS) Network stainless steel dome PUF dish support ring air circulation mounting bracket stainless steel mesh tube containing XAD stainless steel housing http ://www.ec.gc.ca/rs-mn/default.asp?lang=En&n=6AA18234-1 (©) Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí Passive dosing PDMS potažené nádoby či O-kroužky Smith (2012) Environ Sci Technol 46: 4852-4860 Solvent spiking Dynamic passive dosing ""K, ~—----—— )osing Dosing ^■degradation release POP d=b cftxyjcto qp (A> tfi íl 1 j,distribution j ■ ajr Q ^ -TL 1 Environmental Fate u Exposure Micropollutants COOH Bioavailability Biologica! System Toxicokinetics and -dynamics Internal Exposure Effects Schwarzenbach et al. (2006) The challenge of micropollutants in aquatic systems. Science 313, 1072-1077 (©) Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí í toxikokinetiky Scil samples (10 g of air-dried soil} spiked and placed in £0 mlscraw-cappad culture tubes Six earthworms [Eisenia foetiria) added to each tube and ccve'sd with Al foil containing five small holes for aeration Tubes placed in a meist chamber in the dark at 21: 23C. A tier 8 days, worms transferred to lubes containing sterile, 'unamended' soil Worms removed after 24h, frozen with liquid nitrogen and ground with a mortar and pestle Wenn tissue placed in 50 ml Teflon centrifuge tubes and 25 ml dichoromethane (DCM} added Tubes shaken for 24 h al 21 ± 2°C and centiifuged. 1.0 ml of tine supernatant mixed with 16.0 ml cl liquid scintillation cocktail BSAF = org o m Cs ■ flip where BSAF= biota-soil accumulation factor Corg = concentration in the worm Cs = concentration in soil solid phase F]ip = weight fraction of lipid in the organism F0m = weight fraction of OM Solution analysed for 1dC-radioactMty Figure 5.3 Procedure adopted in lne earthworm uptake studies used by Kelsey eta!. [3]. critical Body Residues (CBR) internal concentration accumulated in a tissue, organ or all body that is correlated with an adverse effect I Centrum pro výzkum toxických látek I v prostředí <<< < t* : r ť.iýj í.. ... Fig. 1. Circular PDMS thin-films were inserted into intact fish tissue for equilibrium sampling of PCBs. The samplers were retrieved after time periods of 1 ti up to 7 d. Picture: U. Berger. Jahnke (2009) Chemosphere 77: 770 g of biota Exhaustive extraction Equilibrium sampling Water A II y \ (solvent) C. ^J'lHh.lipid-nnnLiiiLi/^d *> /Lipid {-'l'i«h.lipLJ.lnjiJ]Lbniiin=CmM3 ' A.ipid J>DMS What is done: At I measured analvte is assigned to the lipid phase. What is done: G is calculated based on equilibrium partitioning. Assumption: All analvte is present in lipids. Assumption: The partitionine into the lipids of the sample is well represented by the applied Blimp dms value. Applicability domain: The assumption is best met for lipophilic analytes in lipid-rich tissue. Applicability domain: The sampling works best in lipid-rich tissue. Strengths: Well-established procedure. Strengths: Well-defined partitioning phase. Results can be directly compared to equi Hbrium sampling in the exposure medium that is relevant for the organism. .1 .imitations: l-t.tsti.lt5 do nor give 80%. bovine) iron (II) sulphate heptahydrate Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí napodobování trávícího procesu 1.00 g of soil Add 100 mL of gastric ju ice to glass flask. Gastric juice was prepared by adding 125 g peps n ■:activity 800-2500 jrits rrc ': 0.5 g of citrate, 0.5 g malata. 420 tiL lactic acid, and 500 piL acetic acid to 1 litre of de-ionized water that had been adjusted to pH 2.5 with 1*54 HCI. Glass flasks were placed in a stiaking water bath maintained at 37 °C. Gastric extraction A iqjc: cl dc.ti; 9 -E- r"iLi w-is removed ■iphas? ') ate' 1 hour. To Tiaintain anoxic conditions nhrogen or argon is introduced in to the glass flasks (f L min'^forS min. The removed sample was replaced with Ihe same volume of gastric juice to maintain a fixed solid/solution ratio. Solutions neutralised by introducing in lo each flask dialysis tubing (6000 molecular waighl cut off spectra/Por cellulose ester tubing) containing NaHCQa (sufficient to increase the solution pH from 2.5 to 7) dissolved in 5 mL deionised water. At pH 7.0. 175 mgof bile salt and 50 mg pancreatin were added to each flask. Intestinal extraction Dean (2004) Trends in Analytical Chemistry 23, 609-618 (©) Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí (d) After 2 and 4 hours an aliquot of sample (5 mL) was removed {phases 2 and 3, respectively). To maintain anoxic conditions nitrogen was introduced into the glass flasks (1 L min'1) for 5 min. The removed sample whs replaced with the same volume of gastric juice lo maintain a fixed solid/solution ratio. PBET - napodobování trávícího procesu simulated earthworm gut (SEG) test Table 2. Composition of tested simulated earthworm gut fluids Volume added (ml) Treatment Cellulase (g)° Mediah Culture7 Water3 0.2 M C\lCV Amy]asef Total Control (media) □ 3.8 0 0.2 0 0 4 0.01 M CaClj □ 3.S 0 D 0.2 0 4 Enzyme 0.29 3.S 0 0.062 0 0.108 4 Culture 0 0 3.3 0.2 0 0 4 Enzyme and culture 0.29 o 3.8 0.062 0 0.108 4 I On Lhc basis of stock enzyme containing 0.64 U/mg protein and the target cellulase activity of 400 jrg glucose prodnced/mg enzyme/h. h Filler-sterilized earthworm gut culture From chemostat. c Unsterilized earthworm gut culture from chemostat. II Sterile deionized water. c Made in deionized water and then filter-sterilized. rOn the basis of stock enzyme solution made to 6.25 U/u.1 (filter-sterilized) and the target amylase activity of 300 u.g starch consumed/nig enzyme/h. Ma et al. (2009) Environmental Toxicology and Chemistry 28: 1439-1446 (©) Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí Měření přestupu přes biologické membrány Modelování expozice • scénáře („worst case scenario" či jiné) • modelování: - transportu od zdroje - změny koncentrace - degradace a vzniku transformačních produktů - distribuce v ŽP - distribuce v rámci dané složky prostředí (např. v půdě) • zdrojem jsou data o zdrojích + data vlastnostech látek a prostředí emise TK 3v \ \ Jl. transport pod/emni vodou The Edinburgh Centre for Toxicology. UNEP/IPCS Training Module No. 3, Section B, Environmental Risk Assessment. Modelování expozice The following assumptions are made: a) Sludge produced 0.065 kg /head Ida)/ b) Population served by water treatment plant 100 000 c) Application rate to land Ikg/rn2 d) Depth of soil penetration 20 cm. Concentration in sludge modelování zátěže jednotlivých složek ŽP - od zdroje do okolí organismu The Edinburgh Centre for Toxicology. UNEP/IPCS Training Module No. 3, Section B, Environmental Risk Assessment. (©) Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí Modelování expozice multimedia fate models (Mackay) fugacitní modely I až IV fugacita = tendence utíkat/prchat z příslušné fáze C= f.Z C - koncentrace v dané fázi f - fugacita Z - konstanta fugacity v rovnováze platí: ^soil = ^air = ^sediment = ^biota Water Air Soil Animal Plant Affinity biota biota S in H in log Koc log Kow log Koa g/L Pa m3/mol high >1 >10 >5 >5 >8 medium high 1 - 10"2 10-10-1 5-4 5-3.5 8-7 medium 10'2-1Cľ3 10"1- 10"2 4-2 3.5-3 7-5 medium low 10"3-10"5 2 -1 3-1 >4 low <10"5 <10Jl <1 <1 <4 Air-6x109 m3 Terrrestrial plant biomass roots - 3.7 x 103 ma stem - 4.6 x 103 m3 foliage-9.2 x 102ms Water - 7 x 106 ms Soil 4.5 x 1 CH ma Suspended solids - 35 m3 Aquatic biomass - 7nr>3 1km Sediment - 2.1 x 10* ma FIGURE A4.2 The "unit of world" in Mackay's fugacity model with the inclusion of terrrestrial plant biomass The Edinburgh Centre for Toxicology. UNEP/IPCS Training Module No. 3, Section B, Environmental Risk Assessment. Modelování expozice Table R.16-9: Characterisation of environmental compartments Parameter Symbol Unit Value General Density of the solid phase RHOsolid [kQsoi d rrisoiid3] 2,500 Density of the water phase RHOwater [kQwater'Tlwater ] 1000 Density of air RHOair [kgair-mair"3] 1.3 Temperature (12°C) TEMP [K] 285 Surface water Concentration of suspended matter (dry weight) SUSP-water [mgsolid'lwater1] 15 Suspended matter Volume fraction solids in susp. Matter FSOlidsjsp [ľffsolid3'ľTlsusp 3] 0.1 Volume fraction water in susp. Matter Fwatersusp [hlwater 'mSUSp ] 0.9 Weight fraction organic carbon in susp. solids FOCsusp [k9oc'kg,solid 1] 0.1 Sediment Volume fraction solids in sediment Fsolidsed [rnsolid3"ľTlsed 3] 0.2 Volume fraction water in sediment FwaterS6d [f^wate^'f^sed"3] 0.8 Weight fraction organic carbon sediment solids Fc-Csed [kQoc'kQsolid 1] 0.05 Soil Volume fraction solids in soil FsolidsoM [íf1solid3"hílsoil 3] 0.6 Volume fraction water in soil Fwatersoi| [mwater3'msoil 3] 0.2 Volume fraction air in soil FairsoH [mai^-msoif3] 0.2 Weight fraction organic carbon in soil solids FOCsoji [kg0CkgSO|jd 1] 0.02 Weight fraction organic matter in soil solids Fomsoi| [kQom'ríQsoiid1] 0.034 modelové ŽP (modelování pro potřeby REACH) ECHA (2012): Guidance on information requirements and chemical safety assessment. Chapter R.16: Environmental Exposure Estimation. ECHA-10-G-06-EN Modelování expozice • Plant protection products (PPP) - pesticides • FOCUS modely EU - http://focus.irc.ec.europa.eu/ • PELMO, PEARL, MACRO, PRZM - podzemní voda • STEP 1 a 2, SWASH, TOXWA, SWAN - povrchová voda • EVA-ovzduší • cílem jsou hodnoty PECS, PECSW, PECsed, PECgw http://www.pesticidemodels.eu/home Modelování expozice Figure 3. Conceptual model for metals in terrestrial systems. (1) surface runoff/erosion; (2) atmospheric deposition; (3) insect emergence from aquatic systems; (4) trophic transfer; (5) metal uptake from soil pore water; (6) soil ingestion; (7) organic matter decay; (8) scavenging of dead organic matter; (9) precipitation/dissolution and sorption/desorption. Me1*: free metal ions (metal aquo complexes); MeL,.: metal complexes with ligand L (charges are neglected for simplicity); MeS: metal precipitates; fS-OMe: metal adsorbed on particles. Chapman et al. (2003), Human and Ecological Risk Assessment 9: 641 (©) Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí Equilibrium Partitioning Theory (EqP) Environmental Toxicology and Chemistry, Vol. 10, pp. 1541-1583, 1991 Printed in the USA. Pergamon Press pic Annual Review TECHNICAL BASIS FOR ESTABLISHING SEDIMENT QUALITY CRITERIA FOR NONIONIC ORGANIC CHEMICALS USING EQUILIBRIUM PARTITIONING Dominic M. Di Toro* Water Only Exposure í Sediment - Pore Water Exposure Water Sediment Carbon K oc v rovnováze lze namodelovat pomocí Kd koncentrace v pórové vodě a půdě / sedimentua a pomocí BCF potom koncentrace v organismu následně lze použít k etrapolacím mezi různými látkami (QSAR) či mezi různými půdami/sedimenty předpokládá, že klíčovou koncentrací pro následný vstup do organismu a efekty je rozpuštěná koncentrace Cfree Equilibrium Partitioning Biotic Ligand Model - BLM • Ugandy - hlavní ovlivnění biodostupnosti - anionty nebo molekuly, jež vedou ke vzniku koordinačních sloučenin nebo komplexů s kovy • Rozpustné ligandy mohou modifikovat transport kovů přes membrány několika mechanismy: - soupeření o povrchová ligandová místa - změnu rozpustnosti v tucích - srážení komplexů - tím jsou modifikovány biologické procesy - osmoregulace, respirace, vylučování I Centrum pro výzkum Inorganic Ligand toxických látek Complexation v prostředí r-tm r> ' /fí&:"