Yara Nonyylifenolietoksylaatti
| Tämä sivu on tutkimus.
Sivutunniste: Op_fi3429 |
|---|
| Moderaattori:Ei ole (katso kaikki) Kuinka ryhtyä moderaattoriksi? Sivun edistyminen: Täysluonnos. Arvostuksen määrää ei ole arvioitu (ks. peer review). |
| Lisää dataa
|
Sisällysluettelo
NONYYLIFENOLIETOKSYLAATTI
Nonyylifenolietoksylaatin sitoutuminen sedimenttiin
Sitoutumiskerroin (Kd) kuvaa yhdisteen kykyä sitoutua maahan tai sedimenttiin ja orgaaniseen hiileen normalisoitu sitoutumiskerroin (Koc) yhdisteen kykyä sitoutua maan tai sedimentin orgaaniseen ainekseen. Kerroin lasketaan yhdisteen sedimentti- ja vesipitoisuuden suhteesta ja se suurenee yhdisteen sorptiokyvyn kasvaessa. Kun Kd on > 75 ja Koc > 5000, yhdisteen katsotaan olevan kulkeutumaton (Riihimäki et al. 2003). John et al. (2000) havaitsivat, että nonyylifenolietoksylaattien Kd vaihtelee välillä 490 – 1460 l/kg sorption voimakkuuden vähetessä etoksylaattiketjun kasvaessa luonnon sedimentille. Vastaavasti Ferguson et al. (2001) määritysten mukaan nonyylifenolietoksylaattien Koc on 74100 - 288000 l/kg. Näin ollen nonyylifenolietoksylaattien voidaan katsoa olevan kulkeutumattomia. Patrolecco et al. (2006) ovat kuitenkin havainneet nonyylifenolin ja sen mono- ja dietoksylaatin sitoutuvan mieluummin liuenneeseen partikkeliainekseen kuin sedimenttiin. Tällöin ne myös pystyvät kulkeutumaan vesifaasissa kauas lähtöpisteestä.
Nonyylifenolietoksylaatin kerääntyminen eliöihin
Rasvaliukoisina yhdisteinä nonyylifenoli ja nonyylifenolietoksylaatit (LogKow > 4, Ahel & Giger 1993a) voivat myös kerääntyä eliöihin. Ahel et al. (1993b) analysoivat nonyylifenolin ja nonyyfenolietoksylaattien pitoisuuksia makean veden levistä ja kaloista. Nonyylifenolin, -monoetoksylaatin ja -dietoksylaatin pitoisuudet levissä olivat 38 mg/kg, 80 mg/kg ja 28 mg/kg. Kaloissa pitoisuudet olivat pienemmät; < 0,03−1,6 mg/kg, 0,06–7,0 mg/kg ja <0,03−3,1 mg/kg. Pitoisuuksien pieneneminen ravintoketjussa ylöspäin mentäessä vahvistaa sen, että yhdisteet eivät rikastu ravintoketjussa. Taulukkoon 3 on koottu nonyylifenolietoksylaattien biokonsentraatio (BCF)- ja bioakkumulaatiokertoimia (BAF) kirjallisuudesta. Biokonsentraatiokerroin lasketaan jakamalla eliön pitoisuus vesipitoisuudella. Bioakkumulaatiokerroin lasketaan vastaavasti jakamalla eliön pitoisuus sedimentin pitoisuudella. Mikäli BCF > 2000, yhdiste luokitellaan biokertyväksi (REACH-asetus, liite XIII). Näillä kriteereillä arvioituna nonyylifenolietoksylaatit ovat vain lievästi kertyviä. Eliöihin kerääntyessään ne voivat aiheuttaa haittavaikutuksia eliön normaalissa toiminnassa.
| NP | NPE1O | NPE2O | ||
| BCF/kala | 13-410 | 3-300 | 11018 | Ahel et al. (1993b) |
| BAF/kala | 31929 | 43466 | 0,8-37 | useita tutkimuksia |
| BAF/simpukka | 340 | 170 | 100 | useita tutkimuksia |
| BAF/levä | 32-487 | 41184 | 44986 | useita tutkimuksia |
Taulukko 3. Biokonsentraatio- (BCF) ja bioakkumulaatiokertoimia (BAF) nonyylifenolille ja nonyylifenolietoksylaateille. Lähteenä Staples et al. (1998), ellei muuta mainita.
Nonyylifenolietoksylaattien toksisuus
Toksisia vaikutuksia arvioidaan LC50 ja EC50-kertoimien avulla, jotka kertovat sen pitoisuuden, jossa havaitaan selvä toksinen vaste (L: vasteena kuolema, E: joku muu vaste) puolella koe-eläimistä. Mitä pienempi LC50/EC50-arvo on, sitä toksisempi yhdiste on. Aineen katsotaan aiheuttavan välitöntä vaaraa vesiympäristölle, mikäli LC50 < 1 mg/l (CLP-asetus 2008). Isidori et al. (2006) vertaili 4-nonyylifenoli-10-etoksylaatin ja 4-nonyylifenolin akuuttia ja kroonista toksisuutta vesikirpulla (Ceriodaphnia dubia). Nonyylifenoli oli akuutisti 45-kertaa toksisempi ja kroonisesti 25 kertaa toksisempi kuin nonyylifenolietoksylaatti (LC5048-h 10 mg/l ja LC507-d 0,2 mg/l nonyylifenolietoksylaatille.Dussault et al. (2005) puolestaan vertaili nonyylifenolin ja nonyylifenolimonoetoksylaatin estrogeeniaktiivisuutta kirjolohella ja havaitsi nonyylifenolin estrogeeniaktiivisuuden olevan 4,5-kertainen nonyylifenolietoksylaatin aktiivisuuteen verrattuna. Mann ja Bidwell (2001) määrittivät nonyylifenolietoksylaattiseosten (Agral®600 ja Teric GN8, Huntsman Corporation, Australia Ltd) toksisia vaikutuksia kuuden eri sammakkolajin nuijapäille. Vasteena heillä oli liikkumattomuus ja he saivat EC5048-h-arvoksi 1,1-10,6 mg/l. Oliveira-Filho et al. (2009) havaitsivat nonyylifenolietoksylaattiseoksella (RENEX95, BASF, Brasilia) olevan myös sukupolvesta toiseen siirtyviä vaikutuksia etanalla (Biomphalaria tenagophila). He havaitsivat vaikutuksia mm. hedelmällisyyteen ja kehitykseen sekä 1. että 2. sukupolvessa, kun pitoisuus oli > 10 μg/l. He havaitsivat juuri kuoriutuneiden poikasten olevan herkimpiä nonyylifenolietoksylaattien toksisille vaikutuksille verrattuna aikuisiin sekä alkiovaiheisiin (Oliveira-Filho et al. 2005). Poikasille määritetty LC5096-h oli 1,68 mg/l. Vaikka määritetyt LC50-arvot ovatkin pääosin > 1 mg/l, on kuitenkin ilmeistä, että nonyylifenolietoksylaatit voivat aiheuttaa haittavaikutuksia vesieliöille.
Analyysimenetelmä
Standardit ja liuottimet
Pitoisuuden määrittämisessä standardina käytettiin Berol 259:sta (Yara) valmistettuja standardeja (0,5 – 6 ng/μl). Lisäksi nonyylifenolille (10 ng/μl, Ehrenstorfer) tehtiin omat kalibrointistandardit. Kaikki käytetyt liuottimet olivat pro analysis laatua.
Vesinäytteet
Vesinäytteet (300 ml) imettiin teflonisten imuletkujen kautta vakuumipumpun avulla C18-E-patruunoiden (1000 mg/6 ml, Strata) läpi. Patruunat oli tätä ennen esikäsitelty metanolilla (5 ml) ja Milli-Q-vedellä (5 ml). Tämän jälkeen patruunat kuivattiin sentrifugoimalla niitä 15 min ajan (2700 G). Näytteet eluoitiin 5 + 5 ml:lla metanolin ja dikloorimetaanin seosta (9:1 v/v) ja haihdutettiin 500 μl:ksi. Kustakin vesinäytteestä analysoitiin kaksi rinnakkaista näytettä.
Sedimenttinäytteet
Kylmäkuivattua sedimenttiä (2,5-5 g) punnittiin koeputkeen ja päälle lisättiin 20 ml asetonin ja heksaanin seosta (6:4 v/v). Näytteitä uutettiin ultraäänihauteessa 30 min, minkä jälkeen ne sentrifugoitiin (10 min, 670 g) ja liuotinfaasi otettiin talteen. Uutto toistettiin ja uutteet yhdistettiin. Näytteeseen lisättiin n. 1 g rakeista kuparia rikkiyhdisteiden poistamiseksi ja annettiin seisoa yön yli. Näyte haihdutettiin n. 1 ml:ksi ja kupari poistettiin suodattamalla. Näyte puhdistetiin SPE-tekniikalla. NPEO-yhdisteet eluoitiin CN-E-patruunasta (500 mg, Agilent) 5 ml:llä MeOH:n ja DCM:n seosta (9:1 v/v). Näyte haihdutettiin 500 μl:ksi ja analysoitiin HPLC-FLD:llä. Kustakin sedimentistä analysoitiin kaksi rinnakkaista näytettä.
HPLC-FLD
Näytteiden pitoisuudet määritettiin nestekromatografilla (Agilent 1100 Series), joka oli varustettu fluoresenssidetektorilla. Kolonnina oli ZORBAX Eclipse XDB-C18 (3,5 µm, 0,5 x 150 mm, Agilent) ja sen lämpötila säädettiin 20°C:seen. Ajoliuoksena käytettiin asetonitriilin ja veden seosta. Gradienttiajon (25 min) aikana asetonitriilin määrää nostettiin 50 %:sta 100 %:iin. Mittausaallonpituudet olivat emissiolle 300 nm ja eksitaatiolle 275 nm. Injektiotilavuus oli 50 μl.
Menetelmän laatukontrolli ja määritysrajat
Näytteet analysoitiin kahtena rinnakkaisena. Jokaisessa sarjassa oli mukana nollanäyte, jonka pitoisuus vähennettiin näytteiden pitoisuuksista. Havaitsemis- ja määritysrajat määritettiin standardisuoran leikkauspisteen keskihajonnasta.
Sedimenttien orgaaninen hiili
Sedimentin orgaaninen hiili määritettiin karbonaattien poiston jälkeen Analytik Jena N/C 2100-laitteella. Karbonaatin poisto tehtiin lisäämällä kuivattuun sedimenttiin (100 mg) 1 N HCl:a (800 μl) ja sekoittamalla näytteitä 24 h. Lopuksi näytteet kuivattiin 60°C:ssa. Orgaaninen hiili määritettiin kolmena rinnakkaisena. Mikäli tuloksien keskihajonta oli suuri, määritys uusittiin.
Mallinnus
EUSES 2.0.3. mallilla (EC, 2004) arvioitiin kemikaalin pitoisuutta ympäristön eri osissa ja sen aiheuttamia riskejä niissä eläville eliöille.
Berol 259 on nonyylifenolietoksylaattien seos, jonka koostumus on esitetty taulukossa 4. Vain ne komponentit, joiden pitoisuus seoksessa on > 1 %, otettiin mallinnukseen mukaan. Yhdisteiden vesiliukoisuus ja oktanoli-vesijakautumiskertoimet saatiin kirjallisuudesta (Ying et al. 2002) ja muut ominaisuudet laskettiin EPI Suite™ (US EPA, 2011)-mallilla. Kustakin ominaisuudesta laskettiin painotettu keskiarvo (taulukko 4.). Näitä parametreja käytettiin syöttötietoina malleissa. Rikastuskemikaalin kokonaiskäyttömääräksi vuodessa oletettiin 400 tonnia. Koska suurin kuormitus kohdistuu Kuuslahteen, päästötietoina mallissa käytettiin Sikopuron suistossa mitattua NPEO-pitoisuutta. Sen ajatellaan edustavan ns. ääritapausskenaariota eli pahinta mahdollista ympäristön kontaminaatiota ko. alueella.
Ennustetun haitattoman pitoisuuden määrittämiseen käytettiin kirjallisuudesta peräisin olevaa toksisuusdataa. Isidori et al. (2006) määritti LC5048-h –arvoksi vesikirpulle (Ceriodaphnia dubia) 10 mg/l. Oliveira-Filho et al. (2005) puolestaan määritti LC5048-h –arvoksi juuri kuoriutuneelle trooppiselle makean veden etanalle (Biomphalaria tenagophila) 7,13 mg/l ja NOEC-arvoksi saman lajin altistettujen aikuisten jälkeläisten lisääntymiselle 10 µg/l (Oliveira-Filho et al. 2009). NOEC-arvolla tarkoitetaan alinta pitoisuutta, jossa toksisia vaikutuksia ei havaita.
| Pitoisuus (%) | MW (g/mol) | WS (mg/l)a | LogKow a | BP (oC)b | MP (oC)b | VP (mmHg)b | |
| NPE1O | 40,3 | 264 | 3,02 | 4,5 | 370 | 116 | 1,80E-07 |
| NPE2O | 42,1 | 308 | 3,38 | 4,2 | 405 | 140 | 9,10E-09 |
| NPE3O | 13,6 | 352 | 5,88 | 4,2 | 440 | 169 | 3,90E-10 |
| NPE4O | 3,2 | 396 | 7,65 | 4,2 | 475 | 184 | 2,30E-11 |
| w-ka | 300 | 3,68 | 4,3 | 395 | 135 | 7,60E-08 |
Taulukko 4. Berol 259 koostumus sekä fysikaalis-kemialliset ominaisuudet. MW = molekyylipaino, WS = vesiliukoisuus, LogKow = oktanoli-vesijakaantumiskerroin, BP = kiehumispiste, MP = sulamispiste, VP = höyrynpaine.
a Ying et al. 2002, b mallitettu EPI Suite™- ohjelmalla (MPBPVP)
KIRJALLISUUS
Ahel, M. & Giger, W. 1993a. Partitioning of alkylphenols and alkyphenol polyethoxylates between water and organic solvents, Chemosphere 26, 1471–1478.
Ahel, M., McEvoy, J. & Giger, W. 1993b. Bioaccumulation of the lipophilic metabolites of nonionic surfactants in freshwater organisms. Environmental Pollution 79 (3), 243–248.
CLP-asetus N:o 1272/2008. Liite 1: Vaarallisten aineiden ja seosten luokitusta ja merkintöjä koskevat vaatimukset.
Dussault, E. B., Sherry, J. P., Lee, H. B., Burnison, B. K., Bennie, D. T. & Servos, M. R. 2005. In vivo estrogenicity of nonylphenol and its ethoxylates in the Canadian environment, Human and Ecological Risk Assessment 11, 353–364.
EC 2004. European Union System for the Evaluation of Substances 2.0 (EUSES 2.0). Saatavissa: http://ecb.jrc.it, Kehitetty Euroopan Kemikaalivirastolle RIVM:n (National Institute of Public Health and the Environment Bilthoven, Alankomaat) toimesta (RIVM Report no. 601900005).
Ferguson, P. L., Iden, C. R., Brownwell, B. J. 2001. Distribution and fate of neutral alkylphenol ethoxylate metabolites in a sewage-impacted urban estuary. Environmental Science and Technology 35, 2428–2435.
Isidori, M., Lavorgna, M., Nardelli, A. & Parrella, A. 2006. Toxicity on crustaceans and endocrine disrupting activity on Saccharomyces cerevisiae of eight alkylphenols. Chemosphere 64, 135–143.
John, D. M., House, W. A. & White, G. F. 2000. Environmental fate of nonylphenol ethoxylates: differential adsorption of homologs to components of river sediment. Environmental Toxicology and Chemistry 19, 293–300.
Mann, R. M. & Bidwell, J. R. 2001. The acute toxicity of agricultural surfactants to the tadpoles of four Australian ja two exotic frogs, Environmental Pollution 114: 195–205.
Oliveira-Filho, E. C., Geraldino, B. R., Grisolia, C. K. & Paumgartten, F. J. R. 2005. Acute toxicity of endosulfan, nonylphenol ethoxylate, and ethanol to different life stages of the freshwater snail Biophalaria tenagophila, Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology 75, 1185–1190.
Oliveira-Filho, E. C., Grisolia, C. K. & Paumgartten, F. J. R. 2009. Trans-generation study of the effects of nonylphenolethoxylate on the reproduction of the snail Biophalaria tenagophila, Ecotoxicology and Environmental Safety 72, 458–165.
Patrolecco, L., Capri, S., de Angelis, S., Pagnotta, R., Polesello S. & Valsecchi S. 2006. Partition of nonylphenol and related compounds among different aquatic compartments in Tiber river (Central Italy), Water, Air, and Soil Pollution 172, 151–166.
Riihimäki, V., Isotalo, L., Jauhiainen, M., Kemiläinen, B., Laamanen, I., Luotamo, M., Riala, L. & Zittig, A. 2005. Kemikaaliturvallisuuden tietolähteet, Mertanen V (Toim.), Edita Prima Oy, Helsinki.
Staples, C. A., Weeks, J., Hall ,J. F. & Nylor, C. G. 1998. Evaluation of aquatic toxicity and bioaccumulation of C8-C9-alkylphenol ethoxylates, Environmental Toxicology and Chemistry 17(12), 2470–2480.
US EPA. 2011. Estimation Programs Interface Suite™ for Microsoft® Windows, v 4.10 [or insert version used]. United States Environmental Protection Agency, Washington, DC, USA.
Ying, G.-G., Williams. B. & Kookana, R. 2002. Environmental fate of alkylphenols and alkylphenol ethoxylates – a review, Environmental International 28, 216–226.
Katso myös
Viitteet
Aiheeseen liittyviä tiedostoja
<mfanonymousfilelist></mfanonymousfilelist>
