E2240 Účinky stresorů v ekosystémech
04 Multistresory v terestrickém prostředí
Jakub Hofman
1
Stresory
2
Stresory
 na biologický systém (organismus, populace, společenstvo,
ekosystém ..) působí podněty
 připomínka: zákon tolerance
3
PODNĚTY, KTERÉ PŮSOBÍ NA ORGANISMUS
BĚŽNÉHO ROZSAHU
v rámci normální udržování
homeostáze
MIMOŘÁDNÉHO ROZSAHU
přesahují velikostí možnosti
normálních mechanismů
stresory
Stresory
 AJ stress = tlak, důraz, tíseň, nesnáz
 ve vědě ale není stres daný podnět prostředí, ale spíše stav
organismů (biosystému)
 Míchal (1992): stres je stav, ve kterém se nachází živý
systém při mobilizaci obranných nebo nápravných procesů
vůči podnětům přesahujícím obvyklé rozpětí homeostázy
 daný faktor tedy není „stres“ ale spíše „stresor“
 NAVÍC: označit nějaký faktor jako stresor nelze bez znalosti
reakce, stavu organismu (biosystému), a ta je u každého jiná ...
4
Stresory
jakákoliv
látka, energie, informace, organismus, lidská činnost,
které svou velikostí nebo trváním
překročí
kapacitu homeostatických mechanismů
daného biosystému
a vedou k mobilizaci vnitřních rezerv a využívání
abnormální energie pro udržení systému
5
Stresory
 dle povahy
o chemické (znečištění, pH, živiny, nedostatek kyslíku ...)
o fyzické (teplota, hluk, sluneční záření, UV ...)
o biologické (nepůvodní druhy, epidemie ...)
o komplexní (souhrn více faktorů vzájemně provázaných, např. klimatická změna)
 dle původu
o přírodní (určitá míra stresu je nutná pro evoluci; přirozené změny klimatu, počasí,
sopečná činnost, přirozené cykly ...)
o antropogenní (znečištění, změny krajiny, hluk ...)
 dle trvání
o jednorázové
o setrvalé
6
Stresory
 antropogenní fyzikální stresory - příklady:
o úpravy vodních toků, stavby vodních děl
o stavby – železniční tratě, silnice, obytné a průmyslové objekty
o změny užívání půdy – přírodní, zemědělská, průmyslová, obytná
o eroze
o hluk v okolí komunikací sídel
o frakcionace krajiny
o …
 antropogenní fyzikální stresory - příklady:
o introdukce nepůvodních druhů včetně GMO
o i nepřímo: změny podmínek způsobující migrace druhů ..
7
Stresory
 antropogenní chemické stresory:
o kapitola sama pro sebe – environmentální chemie ...
o jednak vnášení cizorodých látek, jednak nepřirozené zvýšení
koncentrací přírodních látek (eutrofizace)…
o nespočetné důsledky:
- globální změny (recyklace vody a hmoty, atmosféra), změny dopadajícího UV
záření (ozonová díra - freony); skleníkový efekt (CO2 a další), změny
hydrologických poměrů ...
- změny v přírodních ekosystémech + sekundární efekty (toxické produkty),
eutrofizace (anorganické živiny, N + P)
- přímá toxicita pro živé organismy a její důsledky
- ...
8
Příklad – fyzikální stresor – fragmentace krajiny
9
Příklad – fyzikální stresor – fragmentace krajiny
 vliv na zejména velké savce
10
Příklad – fyzikální stresor – fragmentace krajiny
 výzkum Evernia s.r.o., doc Anděl
 příklad - mapa rozšíření a migrace rysa ostrovida
11
Příklad – fyzikální stresor – fragmentace krajiny
12
Losí býk
V červnu 2001 při migraci z Polska
zastaven u Humpolce dálnicí D1
Příklad – fyzikální stresor – fragmentace krajiny
 prostupnost D1
13
Příklad – fyzikální stresor – fragmentace krajiny
14
REALIZACE
MIGRAČNÍCH
OBJEKTŮ
NADCHODPODCHOD
Stres a biologický systém
15
Stres a biologický systém
 „teorie stresu“ - zakladatel Hans Selye 1966, nositel Nobelovy ceny
 vychází z jednotlivce (organismu) a je potom přenositelná na vyšší
hierarchie (populace, společenstvo, ekosystém)
1. různé podněty vyvolávají stereotypní („nespecifické“) reakce
2. průběh reakce určuje velikost, trvání a frekvence podnětu
3. existují podstatné odlišnosti v reakcích jednotlivců stejného druhu
4. odolnost je geneticky fixována, ale může být individuálně změněna
16
Stres a biologický systém
Příklad: savec (člověk) reaguje na stresový podnět ...
 Primární stresová reakce
o přípravou na obranu nebo útok - tzv. záchranná neboli poplachová reakce – základní
fyziologické děje:
- nadledvinky zvýší vylučování adrenalinu
- dojde ke stažení cév – zvýšení krevního tlaku
- zvýší se obsah cukru v krvi
- zastaví se pohyb a vyměšování trávicího traktu
o celkově tedy adaptace na mimořádný svalový výkon
 Sekundární (dočasné) přizpůsobení
o fyziologické změny (fyziologická adaptace … ADME!) - změny metabolismu, zvýšení
hladin detoxikačních enzymů apod.
 Dlouhodobá adaptace = evoluce (evoluční adaptace)

17
BTW 
prof. Julie Dobrovolná, RECETOX
výzkum stresu
Stres a biologický systém
 jednorázové působení stresoru - resistence či resilience
(adaptace)
18Míchal (1992)
 toto platí obecně
 tedy na úrovni
o jedince
o i populace
o i společnstva
o i celého ekosystému
Stres a biologický systém
 setrvalé či opakované působení stresoru
19
Míchal (1992)
 toto platí obecně
 tedy na úrovni
o jedince
o i populace
o i společnstva
o i celého ekosystému
Stres a biologický systém
 toto platí obecně
 tedy na úrovni
o jedince
o i populace
o i společnstva
o i celého ekosystému
20
Stres a biologický systém
21převzato: Bláha – Obecná ekotoxikologie
 toto platí obecně
 tedy na úrovni
o jedince
o i populace
o i společnstva
o i celého ekosystému
Stres a biologický systém
22převzato: Bláha – Obecná ekotoxikologie
 toto platí obecně
 tedy na úrovni
o jedince
o i populace
o i společnstva
o i celého ekosystému
Stres a biologický systém
23převzato: Bláha – Obecná ekotoxikologie
 toto platí obecně
 tedy na úrovni
o jedince
o i populace
o i společnstva
o i celého ekosystému
Udržování rovnováhy ve stresu
 zpětná vazba: podnět „akce“ (stresor) vyvolá „reakci“
24
pozitivní = nárůst „B“ způsobuje nárůst „A“
A+ B+
negativní = nárůst „B“ způsobuje pokles „A“
A- B+
Kontaminanty v terestrickém ekosystému
25
Znečišťující látky
 polutanty – prvky či látky přirozeného či antropogenního původu,
jejichž koncentrace se stala přirozeně, či vlivem člověka
zvýšenou natolik, že působí škodlivé účinky – poškození zdraví
organismů či fungování společenstev a ekosystémů
 kontaminanty – zvýšená koncentrace nad přirozené hodnoty
 cizorodé látky (xenobiotika) – ty, které nemají přirozený původ
 více o jednotlivých skupinách látek:
o Environmental pollutants (Melymuk)
o Chemie ŽP (Holoubek)
26
Znečišťující látky – možné dělení
 záměrné vnášení toxických látek přímo do prostředí - pesticidy
(insekticidy, herbicidy, fungicidy, rodenticidy ...)
 jiné vstupy čistých látek do prostředí - léčiva humánní a veterinární
(antibiotika – přímá toxicita pro mikroorganismy, další látky – toxické efekty
podle typu účinku)
 průmyslové výrobky, jejich součásti, vedlejší produkty výroby - kovy,
plasty, ropa, stavby, elektronika, barvení, bělení, průmyslové plyny ....
 odpady - průmyslové, komunální, speciální (nemocnice) odpadní vody,
pevný odpad
 produkty spalování - spalování odpadů, doprava, výroba energie a tepla
 zemědělská hnojiva - zvyšování kvality půdy -> vedlejší efekty ->
eutrofizace vod
27
Znečišťující látky – možné dělení
 dle úmyslnosti šíření látky do prostředí:
1. záměrné šíření v prostředí za určitým cílem - „APLIKACE“
a) kontaminant je látkou, kterou člověk šíří v prostředí za určitým cílem - příklady: pesticidy,
hnojiva
b) kontaminant není cílovou, ale vedlejší součástí látky, kterou člověk úmyslně šíří v prostředí
na určitým cílem - příklady: Cd, Ra ve fosforečnanových hnojivech
 pro tyto znečišťující látky existuje relativně snadná možnost
regulace, ale musí být zhodnocen vztah mezi přínosem a rizikem
aplikace
28
Znečišťující látky – možné dělení
 dle úmyslnosti šíření látky do prostředí:
2. neúmyslné šíření do prostředí - „ÚNIK
- možné klasifikace podle různých hledisek:
- podle skupenství: plynné - plynné emise, kapalné - odpadní vody, pevné - pevné
odpady
- podle hospodářských odvětví (energetika, průmysl /hutní, strojírenský,chemický,
stavební atd./, zemědělství a lesnictví, aj.)
- podle režimu uvolňování do prostředí:
• havarijní: neplánované, nečekané úniky při selhání bezpečnostních opatření,
tendence ke krátkodobé, ale extrémní zátěži
• provozní: plánované, regulované, kontrolované úniky
tendence k dlouhodobé, střední zátěži
29
Osud a biodostupnost v půdě
- úvod, koncepce, definice
30
Důsledky expozice v pevné matrici
 Velké odlišnosti od akvatického prostředí (podobnost se sedimenty)
 Pevné matrice jsou dosti heterogenní
 Obsahuje vždy všechny tři fáze PEVNOU, KAPALNOU (pórová voda)
a PLYN (vzduch)
 Přítomnost pevné fáze zejména má významný vliv na OSUD a
CHOVÁNÍ chemické látky
 V závislosti na vlastnostech látky, vlastnostech půdy a čase dojde k
DISTRIBUCI látky v půdě, případně vzniku SPECIÍ
 Stěžejním procesem je SORPCE a důsledkem je klíčový faktor
půdních testů (eko)toxicity – BIODOSTUPNOST
 To vše má fatální důsledky pro výslednou toxicitu a riziko
 Důsledkem je i ztížená extrapolace mezi půdami, z akvatických testů
na půdní a z laboratorních testů na reálnou situaci
Přítomnost kontaminantu ještě neznamená riziko !
Současný přístup k hodnocení rizika
 Jaká je celková koncentrace v půdě?
 Kolik se vyplachuje do podzemní vody?
 Je celková koncentrace pod limitem X mg/kg?
BIODOSTUPNOST je však pro finální riziko klíčovým faktorem!!!
Protože celkové koncentrace látek jsou zcela nerelevantní viz
dva extrémní příklady:
 Koncentrace PAHs v asfaltu je velmi vysoká, ale nejsou biodostupné
 Koncentrace ftalátů v plastech jsou až %, ale většinou nejsou
biodostupné
Vazba kontaminantu na matrici (retence v půdě) většinou snižuje
riziko (biodostupnost a mobilitu) a zhoršuje možnosti jak jej z
matrice odstranit (remediaci)
Celková koncentrace je nerelevantní pro riziko
Eisenia andrei exponována olovu 2 g/kg
(totalní koncentrace)
Převzato z Bradham et al. (2003)
Důsledky biodostupnosti pro ekotoxicitu
Převzato z Posthuma et al. (1998)
Proč se zabývat osudem látek a biodostupností ?
 Správné a nezkreslené hodnocení rizik pro:
 Půdní organismy (jedinci, společenstva)
 Organismy pojídající půdu (např. děti)
 Rostliny
 Predikce biodegradací a účinnost bioremediací
 Legislativní rámec
 zatím se používají pouze totální koncentrace
 Možnost extrapolace:
 mezi různými půdami
 z akvatické ekotoxikologie na půdní ekosystém
 z laboratorních výsledků na terénní studie
Představa situace v půdním prostředí
organický kontaminant 100 x zvětšený
anorganický 100 x zvětšený
10 µm
Anorganický kontaminant
0.1 nm
100 nm
Houbové vlákno
2-10 um
Organický kontaminant
1 nm
Bakterie
1-2 um
1 nm
10 um
1 um
10 nm
0.1 nm
100 um
Jílová částice či huminová kyselina
2-0.2 um
1 mm
Chvostoskok
1 – 2 mm
Představa situace v půdním prostředí
Organic matter
Organic matter
Mineral
fraction
Surface
sorption
Surface
sorption
Diffusion into rubbery
organic matter
Diffusion into glassy
organic matter
Diffusion in pores
Water soluble
fraction
Semple et al., 2003
Schéma expozice v půdním prostředí
Vstup
POLUTANTU
ORGANISMUS
Polutant v organismu
Metabolismus, eliminace,
efekty
POLUTANT
v půdě prostorově
distribuován a v
různých formách
EXPOZICE je funkce:
osudu polutantu v půdě
+
vlastností organismu
(morfologie, fyziologie,
ekologie ...)
Koncepce biodostupnosti
 statická koncepce - rovnováhy (equilibrium
partitioning) – rozdělení celkové
masy/koncentrace polutantu na frakce (pooly) –
důsledek procesů adsorpce, mobility,
bioakumulace
 dynamická koncepce – zapojení času - aging,
sequestration, transformace, degradace, kinetika
příjmu a eliminace
Koncepce biodostupnosti - statická
Neextrahovatelná frakce
Agresivní extrakce
Mírná extrakce
Frakce vázaná
na DOC
Volně rozpuštěná
frakce
Vodná fáze
Příjem
dermální
Exkrece
Modifikováno dle Landrum (1989), EST 23: 588
Rychle reverzibilně
vázaná frakce
Pevná fáze Ingesce
Nereverzibilně
vázaná frakce
Pomalu reverzibilně
vázaná frakce
??
??
Celkový obsah
Hlen
Asimilace
Distribuce
Metabolismus
Eliminace
Bioakumulace
Dosažení receptoru
Toxicita ?
aging, sekvestrace
Sorpce
Kd, Koc, pH, CEC
Kow, BCF
Koncepce biodostupnosti - statická
Koncepce biodostupnosti - statická
nedostupné residuum
silně vázané
labilně vázaná
frakce
mobilní
frakce
celková hmota kontaminantu v prostředí
difúze do nanopórů, sorpce, sekvestrace adsorpce - Kd, Koc, pH, CEC atd.
příjem, eliminace, BCF, Kow
frakce mobilní frakce biodostupná
???
Koncepce biodostupnosti - dynamická
three principal processes (Dickson, 1994)
The dynamic approach of bioavailability
Solid
Liquid
PARTITION
WHOLE
BODY
TRANSLOCATION
TARGET
Organs
Inert
Storage
pH
OM
Ca
pH
OM
Ca
Mg
ASSIMILATION
ELIMINATION
Koncepce biodostupnosti - dynamická
Převzato z Semple et al. (2003), E J Soil Sci 54: 809
Definice biodostupnosti
 Mnoho definic díky různým pohledům (toxikologické,
ekotoxikologické, farmakologické, toxokinetické …)
 frakce chemické látky dostupná pro absorpci živými
organismy
(National Research Council, U.S. (2002): Bioavailability of Contaminants in Soils and Sediments: Processes, Tools
and Applications)
 Biodostupnost je míra jakou chemikálie v půdě může být
absorbována, metabolizována či vůbec být v interakci s
živým organismem
(ISO 11074 Soil Quality – Vocabulary)
 Biodostupná (bioavailable) a biodosažitelná
(bioaccessible) složka (Semple et al., 2004)
 dosažitelnost a chemická aktivita
(Reichenberg and Mayer 2006)
Definice biodostupnosti
Definice biodostupnosti
 Biodostupnost (bioavailibility) – dostupnost látky v
okolním prostředí (voda, sediment, půda, vzduch ...)
pro příjem organismem
 BIODOSTUPNOST pro biodegradace
 BIODOSTUPNOST pro akumulaci v těle
 BIODOSTUPNOST pro toxický účinek
 realizuje se či ne ? jde o potenciální frakci či frakci
skutečně ve styku s biotou ?
Co to je biodostupnost ?
Zpřesnění definice I
Je biodostupná frakce jen
ta, co se opravdu dostává
do organismu,
či
ta, které se teoreticky může
do organismu dostat
????????????????
Zpřesnění definice I
Released
contaminant
Absorbed
contaminant in
organism
Site of biological
response
Bound
contaminant
Cellular membrane
Association DissociationA
B
C
D
E
Bioavailability processes (A, B, C and D)
Contaminant
interactions
between phases
Transport of
contaminants
to biota
Passage across
cellular
membrane
Circulation within organism,
accumulation in target organ,
toxicokinetics, and toxic effects
Released
contaminant
Absorbed
contaminant in
organism
Site of biological
response
Bound
contaminant
Cellular membrane
Association DissociationA
B
C
D
E
Bioavailability processes (A, B, C and D)
Contaminant
interactions
between phases
Transport of
contaminants
to biota
Passage across
cellular
membrane
Circulation within organism,
accumulation in target organ,
toxicokinetics, and toxic effects
Bioaccessibility
(Processes A, B, C and D)
Bioaccessibility
(Processes A, B, C and D) Bioavailability
(Process D)
Bioavailability
(Process D)
Dostupnost a dosažitelnost kontaminantů
Semple et al., 2004, EST 15: 229A
NOW
MAYBE AFTER
NEVER
Biodosažitelná
=
Biodostupná
+
Potenciálně
biodostupná
Jak je to z metodického pohledu
Biodostupná
Biologicky
definovaná
Chemicky
definovaná
Biodosažitelná
(rozpuštěná a rychle
desorbovatelná)
Odolná
(pomalu desorbovatelná)
Neextrahovatelná
(velmi pomalu / ne - desorbovatelná)
Ageing
Autor schématu K.T. Semple
Zpřesnění definice II
Zajímá nás z pohledu biodostupnosti frakce
chemické látky, která vstoupí či může vstoupit do
organismu
či
potenciál/tendence chemické látky vstupovat do
živých organismů
?????????
Frakce či rovnovážné rozdělování ?
Převzato z Reichenberg and Mayer, 2006, Environ Toxicol Chem 25: 1239
Kolik je celkem Kolik se může
uvolnit PRO ..
Jaký je difúzní
tlak pro vstup
do …
Totální
extrakce
Slabá
rozpouštědla,
desorpční
extrakce …
Rovnovážné
vzorkování
Definice biodostupnosti
 někdy se zdá jakoby biodostupnou frakcí
byla chápána pouze např. mobilní frakce
 evidentní diskrepance v definicích a
nedostatek dalších termínů jako
biodegradovatelnost, bioakumulovatelnost,
biopřijímatelnost atd.
 s ohledem na akvatické prostředí převládá
definice biodostupné frakce jako té, která
je skutečně bioakumulována organismem,
biodegradována atd.
Faktory a procesy biodostupnosti
Faktory ovlivňující biodostupnost
 Vlastnosti půdy
 složení půdy, organická hmota, zrnitost, pH, CEC, vlhkost,
teplota, struktura půdy - velikost pórů
 Vlastnosti látek
 Chemická struktura, Kow, Sw, Koc, pKa, MW, H, pv
 Vlastnosti organismů
 Fyziologie (příjem, metabolismus, eliminace), morfologie,
ekologie (chování)
 Vliv času
 Aging, sekvestrace
 Přítomnost jiných chemikálií (např. NAPL) a interakce
Výsledkem jsou PROCESY, které mění biodostupnost
Faktory ovlivňující biodostupnost
 U vlastností látek je třeba si uvědomit, že:
 jsou definovány za určitých podmínek
 např. Kow by mělo být pro každou látku jedno
číslo
 ALE Koc určitě není jedno číslo pro jednu látku a
BCF také ne – závisí na podmínkách, při kterých
jsou měřeny
Osud těžkých kovů v půdě
 je velmi složitý, liší se u jednotlivých prvků a zahrnuje celou řadu
velmi komplikovaných fyzikálních a chemických procesů
 chemické formy prvků v půdě = speciace kovů; ovlivňuje sorpční a
desorpční charateristiky, změny při různém pH či redoxním
potenciálu, biologická, biochemická a chemická dostupnost kovů
 osud zcela stěžejní pro dostupnost prvků organismům a tedy pro
projevy jejich toxicity
 ovlivňován řadou půdních vlastností jako pH, CEC, obsahem
organického materiálu, redoxním potenciálem, obsahem oxidů železa,
obsahem jílů, aktivitou půdních mikroorganismů, zrnitostí a
strukturou půdy, mateřskou horninou a dalšími faktory
Příklad - Efekt pH a OM na toxicitu Zn pro Eisenia fetida
 pH 4, 5 a 6 a OM 5, 10 a 15 %
 Toxicita vyšší při nižším pH a nižším % OM
Převzato z Spurgeon and Hopkin (1996), Pedobiologia, 40: 80-96.
Osud těžkých kovů v půdě
Osud těžkých kovů v půdě
Osud těžkých kovů v půdě
Osud POPs v půdě
Chování POPs v prostředí tím i jejich nebezpečnost lze charakterizovat zejména
pěti environmentálně-chemickými parametry:
1. Rozpustnost ve vodě WS (mg.l-1). Čím je její hodnota nižší, tím je látka hydrofobnější a
lipofilnější, tím má větší tendenci kumulovat se v půdním prostředí a v živých
organismech.
2. Těkání vyjádřené hodnotou Henryho konstanty (H v Pa.m3.mol-1). Čím je hodnota H
vyšší, tím je látka těkavější, má vyšší tendenci přejít z půdního prostředí do atmosféry.
3. Rozdělovací koeficient n-oktanol-voda Kow. představující míru tendence látky kumulovat
se v živých organismech. Hodnota logKow v rozmezí 3-6 představuje látky s vysokou
tendencí k bioakumulaci.
4. Sorpce na organický uhlík (půdní organickou hmotu) vyjádřená pomocí rozdělovacího
koeficientu organický uhlík (v tuhé fázi) – voda Koc. Hodnoty logKoc vyšší než 3
charakterizují látky silně se sorbující v půdním prostředí, dlouhodobě v něm přítomné,
ovšem také méně biodostupné.
5. Environmentální persistence vyjádřená pomoci poločasu života (t1/2). V případě
půdního prostředí se používá například označení t1/2(S) (poločas života polutantu v
půdním prostředí).
Vlastnosti látky, které zejména ovlivňují osud v půdě
Kontaminant bude v půdě perzistentní jestli
Dá se zhruba shrnout:
pokud log Koc > 3, látka bude významně sorbována na půdní
organickou hmotu a pokud log Kow > 5, látka bude vykazovat
významnou bioakumulaci
Polarita
Rozpustnost ve vodě
Hydrofobicita
Lipofilicita
Tlak par
Molekulární struktura
Nízká
Nízká
Vysoká
Vysoká
Nízká
Odolná degradaci
Různé formy výskytu organického polutantu v půdě
Pevná částice polutantu
Kapalný film
NAPL – Non-aqueous phase
liquid
Povrchová adsorpce na půdu
Absorpce do půdy
Difúze do vodní fáze v
půdních pórech
Zaplnění mikro- či nano-pórů
pevným či kapalným
polutantem
Chemická vazba na
půdu
Fyzikální formy Chemická forma
Komplexy v půdní vodě
Rozpuštění v půdní vodě
Hlavní procesy v půdě ovlivňující osud látky
 Lze rozdělit na procesy, které
1. snižují celkovou koncentraci látky v půdě
2. nemění celkovou koncentraci, ale mění distribuci
3. mění formy látky, způsob výskytu, speciaci
 Hlavní roli hrají fázové procesy, difúzní přechody:
1. solubilizace - transport mezi čistým kontaminantem a kapalnou
fází (u kapalných kontaminantů mísitelnost)
2. volatilizace - transport mezi kapalnou a plynnou fází (Henryho
zákon)
3. sorpce - transport mezi kapalnou a pevnou fází
Různé mechanismy retence v půdě
kationtová výměna
 parametr CEC (kationtová výměnná kapacita)
 negativně nabité povrchy jsou schopny vázat kationty
 významný mechanismus zejména u těžkých kovů
 ionizovatelné organické látky často spíše negativní náboje - např.
fenoly, chlorfenoly
sorpce na půdní organický materiál
 zejména pro nepolární, hydrofóbní organické kontaminanty
 částečně může být nahrazena sorpcí na minerální složku půdy,
zejména u půd s nízkým obsahem Corg
Rozdělovací procesy - obecně
 Integrace dvousložkových přechodů do složitějšího (relevantního)
systému - modely založené na fugacitě chemických látek:
 Mackay (1979) - poprvé uvedeno do environmentálních věd
 modely založeny na tendenci utíkat/prchat z příslušné fáze
C = f . Z
C - koncentrace v dané fázi
f - fugacita
Z - konstanta fugacity
 V rovnováze platí:
fsoil = fair = fsediment = fbiota
Např. Zair = 1 / RT, Zwater = 1/H, Zsed = KD/H, Zbiota = KB.H ...
Sorpce
 Sorpce chemických látek z kapalné fáze (vody, půdní pórové vody, půdního
roztoku) na půdní částice
 sorpce = adsorpce + absorpce
 nejdůležitější proces ovlivňující transport, degradaci a biodostupnost
 několik mechanismů – závisí na podstatě látky (sorbátu) a sorbentu:
 ionty – iontová výměna
 organické látky – hydrofóbní vazba
 fyzikální či chemické vazby
10 µm
Prach
(50 µm - 2 µm)
10 µm
Písek
(2000 µm - 50 µm)
10 µm
Jíl
(2 µm – 0,2 µm)
Organická hmota
(N/A)
10 µm
Kontinuum vazebných míst v půdě
Adsorpční isoterma
 Freundlichova isoterma
Cs = Kd x Cw
n
log CS = log Kd + n . log CW
Rozdělování půda – voda: Kd a KOC
 Kd hodnoty pro látky mají poměrně výrazný rozptyl, protože různé půdy mají různý obsah OM,
který je zejména zodpovědný za sorpci  rozdělovací koeficient se normalizuje na OC:
KOC = Kd x fOC
 opět ale poměrně velká variabilita v dostupných hodnotách, protože závisí na povaze organické
hmoty a dalších faktorech
Organickáhmotavpůdě
Klasifikace půdního organického materiálu
Sorpce disociovatelných látek
 NAVÍC pro
ionizovatelné látky
(např. fenoly) je
nejprve nutné
stanovit distribuci
mezi neutrální a
ionizovanou frakci, až
poté stanovení Koc pro
obě tyto frakce 
slábne úloha OC a
narůstá role CEC a jílů
Příjem látky organismem
 Biokoncentrační faktor
 poměr koncentrací chemické látky nalezených v biotě ku
koncentraci v zevním prostředí (voda..), ve kterém daný
organismus žije
 BCF(BAF) = CB / CW
 CB – koncentrace v organismu např. mg/kg (živé váhy, sušiny,
lipidů …)
 CW – koncentrace v okolní kapalině mg/L
 Pro půdu se často koncentrace v organismu
standardizuje na frakci lipidů a koncentrace v půdě na
frakci OC  BSAF – biota – soil accumulation factor
 nezávislý na KOW !!!!!
 flipids např. u žížal bývá uvažováno 0,01
Kow (P)
 Rozdělovací koeficient n-oktanol-voda
 odhad lipofility látky nebo odhad rozdělovací tendence mezi vodou a
organickým rozpouštědlem jako jsou lipidy
 Stanovení KOW:
 experimentálně –HPTLC, HPLC,
 výpočtem –zmolekulární struktury..
 KOW je experimentálně snadněji měřitelný než BCF či
BAF,environmentálně však méně významný
 Hodnota log KOW vyšší než 7 musí být používána sopatrností, látka
nemusí být akumulována tak, jak by ztéto hodnoty vyplývalo
(nepřístupnost,sterické zábrany..).
Kow
Vliv vlastností organismu a jeho ekologie
 Vlastnosti organismu
 u bezobratlých rozdíl mezi měkkými a tvrdými tělními pokryvy
 tracheata mohou být exponovány při dýchání volatilním polutantům
 délka života vs časový osud kontaminantu
 metabolismus (toxokinetika)
 Ekologie organismu:
 distribuce kontaminantu je heterogenní  organismy, které jsou toho
schopné, mohou uniknout
 potravní preference a chování při hledání potravy (žížaly endogeické vs
epigeické; žížaly vs hlístice vs chvostoskoci)
 chování - žížaly preferují vlhké prostředí a v suchu se stahují do nižší,
čistší vrstvy půdy
endogeics
epigeics
a
n
e
c
i
c
s
(Bouché, 1972)
Ekologie organismů
aneics
Příjem látek živými organismy
 jednobuněčné organismy
 pasivní difuze přes membránu
 „selektivní“ vstup přes existující transportní systémy
 vícebuněčné organismy / řasy
 difuze toxikantu přes membránu a mezi buňkami
 terestrické rostliny
 rozpuštěné ve vodě/půdě - vstup kořeny/listy
 plynné toxikanty - vstup přes stomata na listech
 lipofilní látky (některé herbicidy) - penetrace voskové kutikuly
Expoziční cesty bezobratlých
1. ingesce a orální vstup - potrava a půdní částice
 organismy konzumují minerální a organickou hmotu
 významná expoziční cesta pro sorbované chemikálie
 bioobohacování - např. houby, které konzumují chvostoskoci
 významná cesta pro členovce
2. dermální vstup - z půdy, z půdního roztoku
 zejména organismy, které mají tenkou kutikulu a jsou v kontaktu s
půdou a pórovou vodou (žížaly, roupice a hlístice)
 lze modelovat výsledky i z testů v akvatickém prostředí při
doplnění modelu distribuce látky mezi půdní roztok a sorpci na
částice = Equilibrium Partitioning theory (EqP)
3. dýcháním
 nejsou téměř žádná data
Jsou metody jak zkoumat převládající expoziční cestu
 Lumbricus rubellus s ústy zalepenými chirurgickým lepidlem
Převzato z Vijver et al. (2003)
Příklad vlivu vlastností látky, půdy a expoziční cesty
3% OM 20% OM
oral
uptake
dermal
uptake
Interakce organického kontaminantu a NAPL
Půdní částice
Půdní roztok
NAPL
Non-aqueous Phase Liquid
Autor schématu K.T. Semple
Povrchově aktivní látky
Mass transfer – přesun kontaminantu
Princip „mass transfer“ (přesunu polutantu) ?
Reakce nachýlená ve prospěch
desorpce
Rovnováha
B
Vliv mikroorganismů
A
Žádná interakce
mikroorganismů
Půdní roztok
Autor schématu K.T. Semple
Jestliže biota nemůže jít ke kontaminantu ……,
………… tak kontaminant musí jít k biotě !!!!!
Biodegradace či toxicita
BAKTERIE
Autor schématu K.T. Semple
Příklad fungování „mass transfer“
Půdní částice a pór v ní
Metody hodnocení biodostupnosti
Chemická extrakce vs biologická interakce
 Klasický přístup měření totální koncentrace musí být nahrazen
metodami stanovení biodostupné frakce/koncentrace/potenciálu !!!
 Ale jaké metody ? A lze vůbec mít CHEMické metody pro hodnocení
BIOdostupnosti ???
 Asi ANO, ale je vždy nutné ujasnit si, PRO CO chceme biodostupnost
hodnotit (mikrob, žížala, rostlina) a Z JAKÉHO DŮVODU (remediace,
toxicita, riziko)
 NEEXISTUJE ani nemůže jedna metoda pro biodostupnost
 Protože různé organismy (typy ale možná až druhy) a různé typy
interakcí biota-půda-kontaminant vyžadují specifické metody
Chemická extrakce vs biologická interakce
 Chemická extrakce – více rozděluje jednotlivé
frakce
 Lehce extrahovatelná
 Odolná
 Vázaná a neextrahovatelná
 Biologická interakce – zásadní a jednoduché
rozdělení
 Biodostupná
 Nedostupná
0
% Easily extractable
Decreasing
with time
% Recalcitrant
Increasing
with time
% Non-extractable
Increasing
with time
Initial
“rapid” phase
of extractability
Subsequent
“slow” phase
of extractability
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Arbitrary Time
Chemický přístup
Autor schématu K.T. Semple
% Bioavailable
Decreasing
Bioavailable
Fraction with
time
“Biphasic behaviour”
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Time
% Non-bioavailable
Increasing
Non-Bioavailable
Fraction with
time
Biologický přístup
Autor schématu K.T. Semple
% Easily extractable
% Recalcitrant
% Non-extractable
Arbitrary Time
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Decreasing
with time
Increasing
with time
Increasing
with time
%Easilyextractable/Recalcitrant/Non-extractable
Increasing
Non-Bioavailable
Fraction with
time
% Bioavailable
% Non-bioavailable
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Arbitrary Time
Decreasing
Bioavailable
Fraction with
time
%Bioavailable/Non-bioavailable
Extrakce vs biologický přístup
Autor schématu K.T. Semple
Biologické metody vs chemické metody
 Nezbytné ke stanovení
samotné biodostupnosti
 Zahrnují další aspekty (forma
expozice, metabolismus,
chování organismů)
 Poskytují informace o
případné toxicitě látky
 Časově a prostorově
náročné, vysoké náklady
 Bez korelace s biologickými
nedávají informace o
biodostupnosti
 Nezahrnují další aspekty
(forma expozice,
metabolismus, chování
organismů)
 Neposkytují žádné informace
o případné toxicitě látky
 Časově a prostorově méně
náročné, nižší náklady
Biologické Chemické
Rozdělení metod hodnocení
 Biologické metody
 Přímé – testy bioakumulace, rezidua (CBR)
 Nepřímé – testy toxicity, biomarkery expozice …
 Chemické metody
 Celková extrakce NE
 Extrakce vodnými roztoky (CaCl2)
 Extrakce pórové vody
 Extrakce organickými rozpouštědly (MeOH, BuOH)
 Desorpční metody (HPCD, Tenax, XAD-4)
 Superkritická fluidní extrakce (SFE)
 Extrakce na pevnou fázi (biomimetika, SPME, POM, SPMD)
 Persulfátová oxidace
 Slabá kyselina či komplexotvorné činidlo
 Modelování
 WHAM, EqP, BLM, FIM …
KORELACE
KALIBRACE
ISO 17402 Soil quality - Guidance for the selection and application of methods for the assessment of
bioavailability in soil and soil materials
 Potřeba zajistit: expozice testovaného organismu biodostupné formě
kontaminantu ve vzorku
 Testy toxicity, bioakumulační studie a biodegradační pokusy
Biologické hodnocení biodostupnosti
 vodné výluhy
 ve vodě rozpustná frakce
 extrakty
 extrahovatelná frakce
 kontaktní testy s pevnou fází
 biodostupné množství
Přímé hodnocení biodostupnosti PRO mikroorganismy
Biologický přístup – mineralizační test
14C-značení je na místě
primárního ataku degradátorů
14C
respirometr
30ml MBS
14CO2 sorbce
10g půdy
14CO2
+ H2O
Assay time (h)
0 20 40 60 80 100 120 140 160 180
Mineralisation(%)
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Autor schématu J. Stroud
Mikroorganismus
Chemická metoda
Hydrofóbní kontaminant (HOC)
vázaný na půdu
Desorbovaný
HOC
Napodobení biodostupnosti PRO mikroorganismy
?
Autor schématu K.T. Semple
O
O
OH
OH
OH
O
O
O
OH
OH
OH
O
O
O
OH
HO
OH
O O
O
HO
HO
OH
O
O
O
HO
HO
HO
O
O
O
HO
OH
HO
O
O
O OH
OHHO
O
HPCD extrakce
O
O
OH
OH
OH
O
O
O
OH
OH
OH
O
O
O
OH
HO
OH
O O
O
HO
HO
OH
O
O
O
HO
HO
HO
O
O
O
HO
OH
HO
O
O
O OH
OHHO
O
Hydroxypropyl-β-cyclodextrin
Komplex
Hydroxypropyl-β-cyclodextrin-kontaminant
Hydrofobní
kavita
Hydrofilní
navenek
HPCD extrakce
Teflonové centrifugační
zkumavky, půda (1.5 g)
HPCD (25 mL)
Třepačka (20 h)
Centrifugace
5000 g
Supernatant odebránAnalýza HPLC po štěpení
MeOH či analýza na LSC
pro 14C značené látky
HPCD extrakce vs mineralizace
HPCD extrakce vs mineralizace
Soil Time
(days)
14C-phenanthrene removed with one
HPCD extraction (%)
14C-phenanthrene after 10 x 24h
mineralisation steps (%)
Ratio
A 0 86.5 ± 1.8 82.5 ± 1.8 0.95
(2.7%) 25 85.4 ± 1.0 82.0 ± 4.9 0.96
50 86.3 ± 1.0 80.1 ± 2.7 0.92
100 82.3 ± 0.7 81.4 ± 0.5 0.99
B 0 90.5 ± 2.4 89.4 ± 3.6 0.99
(5.3%) 25 81.9 ± 1.6 81.3 ± 4.0 0.99
50 81.1 ± 0.4 80.9 ± 5.8 1.00
100 80.2 ± 1.4 77.0 ± 5.0 0.96
C 0 83.7 ± 2.0 82.9 ± 2.8 0.99
(7.8%) 25 78.9 ± 0.8 78.0± 0.7 0.99
50 73.4 ± 1.0 74.2 ± 0.4 1.01
100 70.0 ± 1.6 69.9 ± 4.8 1.00
D 0 82.8 ± 0.5 80.6 ± 1.7 0.97
(9.3%) 25 72.3 ± 0.4 70.4 ± 0.3 0.97
50 67.9 ± 0.4 64.2 ± 1.6 0.95
100 67.6 ± 0.1 62.7 ± 1.0 0.93
Butanolová extrakce
Teflonová
centrifugační
zkumavka
Půda (2,5 g)
BuOH
(25 mL)
Třepání na vortexu např.
10 s.
Centrifugace
5000 g
Supernatant odebrán
Příslušná analýza (HPLC, či
LSC v případě 14C značených
látek)
Klíčový
transfer
Vázaný na
půdu
Cyclodextrin
Enkapsulace
Biodegradace
Transfer do
roztoku
Rozpuštění do
rozpouštědla
Extrakce
organickým
rozpouštědlem
Extrakce HPCD
Slope = 0.99
R2
= 0.93
Intercept = -0.98
14
C-Phenanthrene extracted (%)
50 60 70 80 90 100
14
C-Phenanthrenemineralised(%)
50
60
70
80
90
100
 Extrakce cyklodextrinem dokáže mimikovat
biodostupnost pro bakterie
SPME – biomimetické metody
Zkumavky, půda
(1.5 g)
10 mM NaN3 a
PDMS vlákno 30 µm
Třepačka (20 h)
Extrakce a
analýza
SPME – biomimetické metody
 Patří mezi metody, kde se vychází z rovnovážného rozdělování –
equilibrium sampling devices
 Obecný postup:
 Nechat potřebný čas k dosažení rovnováhy roztok – vzorkovač
 Stanovit koncentraci ve vzorkovači
 Přepočítat fugacitu či koncentraci látky v roztoku
Polymery – biomimetic devices
 POM – polyoxymethylene
 SPMD - polydimethylsiloxyne
 SPMD – náplně různé, např. triolein
Extrakce pórové vody
 Extrakce, tlaková filtrace, centrifugace, vytláčení
 Rhizon, tzv. umělý kořen
DGT: Diffusive Gradients in Thin films
 Pro hodnocení
dostupnosti kovů
 Nejlepší korelace s
rostlinami a horší s
bezobratlými
Extrakce roztokem CaCl2 pro kovy
From: Posthuma et al. (1998)
Další možná extrakční činidla pro kovy - 1
Další možná extrakční činidla pro kovy - 2
Modelování
 Modelování nám umožní, že pokud známe základní mechanismy a principy
chování látek v půdě a zákonitosti jejich přijmu organismy, lze extrapolovat:
 Mezi různými půdami
 Mezi různými látkami (pokud mají podobný mode of action
 Mezi starou a novou kontaminací
 Z akvatické ekotoxikologie na půdní
 Z laboratorních testů na reálnou situaci
Modelování – Equilibrium Partitioning - EqP
žížala
Pórová voda
Příjem/eliminace
Sorpce/desorpce
půda
Equilibrium partitioning = rovnovážné rozdělování
„Stačí“ znát sorpční chování látky a poté z koncentrace v
pórové vodě lze odvodit příjem a efekty na organismus
Kd
BSAF
BCF
Dle C.A.M. Van Gestela
Modelování koncentrace v půdní pórové vodě
 Rovnovážné koncentrace v půdní pórové vodě (µg/L) vypočítané pomocí Kd
žížala
voda
příjem/eliminace
Sorpce / desorpce
soil
soil
půda sekvestrace
Degradace / volatilizace / úbytek
Ageing:
Sorpce s časem narůstá a není
už predikovatelná z laboratorně
stanovených Kd hodnot
V pórové vodě ubývá
Pore-water hypothesis: má i svá ALE
Dle C.A.M. Van Gestela
Pore-water hypothesis: má i svá ALE
 Pore Water Hypothesis – EqP Theory
 Funguje pouze pro organické kontaminanty
 OM je hlavní modelující faktor, pro polární a disociující polutanty je potřeba i
korekce na pH a Ka
 Platí pro narkotický účinek - Neplatí pro specifické efekty, kde při stejné
koncentraci uvnitř organismu může být zcela odlišný efekt
 OM není univerzální – liší se vlastnostmi
 Aplikace s rozvahou vs zakotveno v TGD EU
(European Communities 2003: European Commission Technical Guidance Document
on Risk Assessment in support of Commission, PART II)
Modelování osudu a biodostupnosti pro kovy
 jejich biodostupnost je funkcí jejich chemické formy
(speciace) a ta je závislá na celé řadě faktorů
 pH
 Eh (redox poteciál)
 Výměnná kationtová kapacita
 Iontová síla roztoku
 Obsah organického uhlíku
 Anorganické ligandy (F-, Cl-..)
 Anorganické oxidy Fe, Mn, Al, Si
 Sulfidy
 Organická komplexotvorná činidla (huminové látky, organický uhlík..)
 Koncentrace jiných kovových iontů
Speciace je závislá na faktorech např. pH
Protože huminové látky jsou lépe rozpustné v zásaditém prostředí, je také
kromě jmenovaných specií častá specie M-DOC, zejména pro Pb, Cu, Zn
Kyselé prostředí Zásadité prostředí
Efekty faktorů na mobilitu/biodostupnost kovů
Faktor Proces, který se odehrává Vliv na mob/biodost
From Lock & Janssen (2001)
Příklad – toxicita mědi pro Enchytraeus albidus
Koncepční model pro biodostupnost kovů
Adsorbované
+
komplexované
specie
Jiné specie
Organokovové
komplexy
Volné ionty kovů
(Mn+)
Půdní
organismus
BCF = f(pH, konc. Iontů, atd.)
LC50 = f(pH, Mn+, atd.)
Kp = f(CEC, pH, %OM, %jíl, atd.)
Pevná fáze
Půdní roztok
Modelování – BLM a FIM
Podle DiToro et al., 2001
Pevná
složka
půdy
Biotic Ligan Model - BLM
Příklad – vliv pH na biodostupnost kovu
Převzato z ISO 17402: Soil quality - Guidance for the selection and application of
methods for the assessment of bioavailability in soil and soil materials
Rozpustnost kovů vs pH
BLM
 Ligandy – 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
SOLUTION CELL
M –toxM
M L
M
M
M
M
M
M
M
M
M
SOIL
Free Ion Modelling
P. Criel, K. Lock, K.A.C. De Schamphelaere and C.R. Janssen
SETAC 2004
Free Ion Modelling
Modelování biodostupnosti pro kovy
Uptake rate of Cd and Zn in Lactuca sativa
(from Peijnenburg et al. 2000)
-----------------------------------------------------------------------------
Metal pool log Kx = R2
adj
-----------------------------------------------------------------------------
Cd total -1.73 + 0.02 log [Cd]total -0.07
0.01M CaCl2 -1.52 + 0.69 log [Cd]CaCl2 0.76
{Cd2+}pore 2.86 + 0.59 log {Cd2+}pore 0.56
Zn total 0.11 + 0.24 log [Zn]total -0.004
0.01M CaCl2 -0.47 + 0.40 log [Zn]CaCl2 0.81
{Zn2+}pore 2.70 + 0.46 log {Zn2+}pore 0.78
total/pH 2.80 + 0.50 log [Zn]total - 0.45*pH 0.70
-----------------------------------------------------------------------------
Vyjadřování v procentech
 vyjadřování v procentech vs. vyjadřování ve formě rovnovážných
konstant
 první způsob může vést k výrazným chybám a zkreslením, přesto je
hojně užíván, např. pro popis bound residues a bioavailable fraction
 celou problematiku lze ilustrovat několika modely, např pro Phe (KOC
= 14125; KOW = 28183); předpokládáme zatím lineární průběh
fázových přechodů
Příklad 1 – půda - voda
 poměr sušina / voda má tedy efekt na procentuální frakci látky ve
vodě
 praktický dopad to má při extrakčních technikách, kdy existuje konstantní
Kex (rozdělovací koeficient půda extrakční činidlo), ale vyextrahované % je
závislé na poměru hmot (objemů) půdy a extraktantu
 použijeme-li např. 1 g půdy a 10 ml BuOH je % extrahovatelnost
nesrovatelná s designem kdy je užito 5 g půdy a 15 ml BuOH
Půda Voda Kd% ve voděCpůda Cvoda
505 2,4 0,12 212
212
212
830 4 0,31
2453 12 1,85
Příklad 2 – voda - biota
 poměr biota / voda má tedy efekt na procentuální frakci látky ve vodě
 praktický dopad to má při hodnocení bioakumulace
 ZANEDBÁVANÝ DOPAD PŘI HODNOCENÍ EFEKTŮ !!! viz. interní
koncentrace v biotě – od níž se odvíjí efekty !!!!
 výsledky testů toxicity jsou tedy nesrovnatelné poku je použit jiný poměr
objem média / hmotnost (počet) bioty !!!!
 srovnávat extrahované procenta s procenty bioakumulovanými biotou NELZE –
už z povahy designu testů vyplývá, že biota vždy bude spíše v nižších
procentech a extrakce ve vyšších !!!!!!
Voda (ml) Biota (g) BCF% v biotěCbiota Cvoda
422000 26 21 16000
16000
16000
146000 9 73
19300 1,2 96
3 0,005
3 0,05
3 0,5
160002000 0,1 993 5
Závěry I
 Neexistuje a ani nemůže existovat univerzální metoda pro
hodnocení biodostupnosti, jde však spíš o to, vytvořit ucelený
soubor metod určený pro různé typy scénářů
 Mezi biologickými a chemickými měly být ustanoveny závislosti a
korelace a tyto dvě větve by se neměly vyvíjet odděleně
 Není jedna všezahrnující BIODOSTUPONOST, ale vždy je
biodostupnost PRO … biodegradace, bioakumulace, toxicitu …
Závěry II
Pokud se zabýváme problematikou biodostupnosti:
 Znát základní vědecké poznatky o biodostupnosti (mechanismy,
principy, modely, vztahy mezi výsledky CHEM a BIO metod, atp.)
 Správný výběr metod a přístupů (např. ISO 17402, HPCD pro
mikroorganismy, SPME pro bezobratlé …)
 Hodnotit biodostupnost relevantně k cíli studie (toxicita vs
biodegradace …)
Web of Science:
 bioavailability – 49 933 článků !!!
 bioavailability and soil – 5 781 článků
 bioavailability and sediment – 3 278
 bioavailability and freshwater – 503
 bioavailability and water – 8 296
Příklad - Baterie metod v RECETOX
Biologické
metody
Přímé metody
Akumulační test s E.
fetida
Nepřímé metody Test toxicity F.candida
Chemické
metody
Extrakce pórové vody Rhizon
Extrakce vodnými rozpouštědly HPCD, CaCl2
Extrakce slabými organickými
rozpouštědly
butanol
Mikroextrakce na pevnou fázi SPME
Superkritická fluidní extrakce SFE
Literatura
Míchal I. (1992): Ekologická stabilita. 244 s. ISBN 8085368226.
Tan, K.H. (2011): Principles of Soil Chemistry. Fourth edition. CRC Press. ISBN: 978-1-4398-1392-8
Bleam, W.F. (2012): Soil Environmental Chemistry. Elsevier. ISBN: 978-0-12-384980-9.
Dean, J.R. (2007): Bioavailability, bioaccessibility and mobility of environmental contaminants. Analytical techniques in the sciences. John Wiley and Sons, ISBN
0470025778, p. 292.
Allen, H.E. (2002): Bioavailability of Metals in Terrestrial Ecosystems: Importance of Partitioning for Bioavailability to Invertebrates, Microbes, and Plants (Metals and
the Environmental Series). SETAC, ISBN-10: 1880611465.
Naidu. R. (2008): Chemical bioavailability in terrestrial environments. Elsevier, ISBN 0444521690, p. 809.
National Research Council (2003): Bioavailability of contaminants in soils and sediments: processes, tools, and applications. National Academies Press, ISBN
0309086256, p. 420.
Hamelink, J.L. (1994): Bioavailability: physical, chemical, and biological interactions. SETAC special publications series. Lewis Publishers, ISBN 1566700868, p. 239.
140