sou · GOB353d3 · 2001-01-01 00:00:00 — 5 Detta innebär att alla förhållanden som påverkar undersökningen är kända och dokumenterade, så att undersökningen om den upprepas under samma beting- elser uppvisar en hög grad av reproducerbarhet, dvs. ger i stort sett samma resultat. 1.2Tester av ämnens nedbrytbarhet Det finns standardiserade, internationellt vedertagna testmetoder som förhållandevis enkelt kan avgöra om ett ämne är biologiskt lätt- eller svårnedbrytbart, medan halveringstider är svårare att bestämma. Ju enklare testet är desto osäkrare är det emellertid att överföra resultatet till att gälla för miljön. Lättnedbrytbarhetstest () ger i första hand information om vilka ämnen som är lättnedbrytbara. Ämnen som inte bryts ned i sådana test är inte nödvändigtvis långlivade, men ämnen som bryts ned i dessa test kan på goda grunder misstänkas vara det. Test av strukturellt betingad nedbrytbarhet (Inherent Biodegrada- bility) ger information endast om vilka ämnen som är svårnedbryt- bara. Ämnen som bryts ned i sådana test är ej nödvändigtvis lättned- brytbara. Simuleringstester mäter halveringstider och ger bättre mått på orga- niska ämnens nedbrytbarhet än vad enklare tester gör. I fältstudier kan det vara svårt att skilja nedbrytning från adsorption, samt avgång till luft och andra former av transport. I vissa test av mikrobiell nedbrytning kan syreförbrukning och kol- dioxidutveckling ge information om huruvida nedbrytningen är full- ständig eller inte. Testmetoder för abiotisk hydrolys och fotokemisk nedbrytning är inte utformade för att visa om ett ämne bryts ned till ofarliga produkter eller inte. Internationella organisationer, såsom ISO (se avsnitt 8.6.1 i kapitel 8) och (se avsnitt 8.3 i kapitel 8), och nationella myndigheter, såsom EPA i (se avsnitt 4.5), har tagit fram standardiserade, testmetoder för att bestämma organiska ämnens förmåga att brytas ned. Många av dessa testmetoder är internationellt vedertagna, vilket är en förutsättning för att testresultaten skall kunna anses vara acceptabla i internationella sammanhang. För att avgöra om ett ämne är biologiskt lätt- eller svårnedbrytbart har riktlinjer för standardiserade testmetoder bl.a. tagits fram inom ramen för arbete. Dessa test är relativt enkla att utföra på labora- torier. Nedbrytbarheten undersöks genom att testsubstansen utsätts för mikrobiell aktivitet i exempelvis vatten, sediment eller jord. De mest använda testerna är av två slag – de som mäter lättnedbrytbarhet () och de som mäter strukturellt betingad, eller potentiell, nedbrytbarhet (Inherent Biodegradability). Det finns också tester som är så konstruerade att de ger ett mått på ämnens halverings- tider. Dessa s.k. simuleringstester kan förväntas få ökande betydelse i framtida studier av olika ämnens nedbrytbarhet. Även för vissa fall av abiotisk nedbrytning finns standardiserade test- metoder. 1.2.1Lättnedbrytbara ämnen bryts snabbt ned av oförberedda mikroorganismer (test av ) Lättnedbrytbarhet () definieras i rikt- linjer för testning 301 A-F (, 1992). tekniska krav som skall uppfyllas för att ämnen skall betraktas som lättnedbrytbara är att de bryts ned i de tester som baseras på mätning av den totala mängden löst organisk kol, och i de tester som mäter syreförbrukning eller koldioxidutveckling, inom en tidsram räknat från den tidpunkt då av ämnet har brutits ner, men inom efter testets start. Alla organiska ämnen som bryts ned i samma eller större omfattning än vad som krävs för att ett standardtest för lättnedbrytbarhet skall ge god- känt resultat, kan betraktas som lättnedbrytbara – och även som snabbt nedbrytbara. riktlinjer för dessa slag av nedbrytbarhetstester innebär bl.a. att de mikroorganismer som ingår i testet inte har fått tillfälle att anpassa sig till substansen vars lättnedbrytbarhet skall undersökas. De mikrobiella nedbrytarna skall således vara oförberedda på det ämne som de skall utsättas för. I de flesta tester kan fullständig nedbrytning till ofarliga produkter indikeras, i och med att man studerar ett ämnes nedbrytbarhet genom att mäta förbrukningen av syre eller utvecklingen av koldioxid. Detta gör man genom att man kan uppskatta hur mycket syre som måste gå åt och hur mycket koldioxid som måste utvecklas under fullständig nedbrytning av ett ämne, och sedan ställa resultatet av en sådan uppskattning mot testresultatet. Ett ämne som i ett test av detta slag bedöms som lättnedbrytbart kan oftast betraktas som icke långlivat, och som relativt lättnedbrytbart i miljön. Ett ämne som inte bryts ned i ett lättnedbrytbarhetstest är dock inte nödvändigtvis tillräckligt svårnedbrytbart för att det skall vara motiverat att utan närmare undersökning betrakta det som långlivat. I vissa lättnedbrytbarhetstester används exempelvis relativt höga koncentrationer av testsubstansen, och det kan finnas anledning att ta hänsyn exempelvis till möjligheten att substansen har giftverkan mot mikroorganismerna i testet. Det kan dock på goda grunder finnas skäl att misstänka att ämnen som bryts ned i lättnedbrytbarhetstest är långlivade. I riktlinjer 301 A–F testas ämnen i sötvattensmiljö, men det finns även ett motsvarande test för saltvatten, 306. Även ämnen som klarar nedbrytningskriterierna i det senare testet anses som lättned- brytbara, eftersom organiska ämnen normalt bryts ned långsammare i marin miljö än i sötvatten. 1.2.2Svårnedbrytbara ämnen bryts ej ned ens av förberedda mikroorganismer (test av Inherent Biodegradability) Test som mäter strukturellt betingad nedbrytbarhet (Inherent Biodegradability) definieras i riktlinjer för testning 302 A-C (, 1992). Dessa utförs i likhet med lättnedbrytbarhetstesterna 301 A-F i sötvattenmiljö, men skiljer sig från dessa främst genom att förutsättningarna för de mikrobiella nedbrytningsprocesserna har optimerats. Bl.a. kan mikroorganismerna i flera generationer ha fått anpassa sig till det ämne som skall testas, så att de mikroorganismer som snabbast bryter ned testsubstansen på så sätt fått tillfälle att selekteras fram. I många Inherent-test bestäms dessutom enbart primär nedbrytning (m.fl., 1999). Strukturellt betingad nedbrytbarhet visar att det inte finns något i ämnets molekylära struktur som hindrar eller påtagligt försvårar nedbrytbar- heten. Ämnen som i dessa test bryts ned är att betrakta som strukturellt nedbrytbara. Detta betyder dock inte nödvändigtvis att de är lättnedbrytbara i ett , eller i naturen. Ämnen som inte bryts ned i Inherent Biodegradability-test kan däremot betraktas som svårnedbrytbara och därmed potentiellt långlivade i miljön. Ämnen som bryts ned i dessa test kan på goda grunder förmodas ha hög persistens. 304 A, som prövar nedbrytningen av ett ämne i jord, är också ett Inherent Biodegradability-test. Det skiljer sig emellertid från andra Inherent-test genom att oförberedd mikroflora används från naturliga jordprov. 1.2.3De enklare testerna ger begränsad information som kan behöva följas upp Lättnedbrytbarhetstest () avser alltså att urskilja just lättnedbrytbara ämnen, vilka det således inte finns skäl att betrakta som långlivade och persistenta. Ursprungligen var tanken att organiska ämnen som inte godkänts i lättnedbrytbarhetstest skulle testas vidare med avseende på strukturellt betingad nedbrytbarhet (Inherent Bio- degradability). Detta skulle avgöra vilka ämnen som var långlivade och vilka som inte var det. På grund av karaktären på de test som avser bestämma strukturell nedbrytbarhet är emellertid många ämnen som bryts ned i sådana test i praktiken svårnedbrytbara, dvs. de är långlivade i miljön. Inherent Biodegradability-test betraktas därför som olämpliga när det gäller att avgöra om ett ämne är långlivat eller inte. Mellan lätt- och svårnedbrytbara ämnen, såsom de kan definieras med I riktlinjer för respektive Inherent Biodegradability, finns således en gråzon där det är svårt att med enkla test avgöra i vilken mån ämnena är lätt nedbrytbara eller långlivade. anses det vara mer lämpligt att närmare följa upp de ämnen som inte faller ut som lättnedbrytbara i test med hjälp av s.k. simuleringstest (avsnitt 1.2.4), där avsikten är att få ett mått på ämnets halveringstid. Kan enkla tester ge mer än ett ja- eller nej-svar? är utformade så att de enbart skall ge ett ja- eller ett nejsvar. I flera av testerna är det dock i viss utsträckning möjligt att närmare bestämma i vilken grad ett ämne har brutits ned . Detta anses emellertid i EU- och OECD-sammanhang inte vara relevant för exempelvis klassificeringsändamål. Det kan dock vara acceptabelt att använda sådana uppgifter när det gäller att ställa upp prioriteringslistor över organiska ämnen. Detsamma gäller i stor utsträckning uppskattningar av halveringstider med utgångspunkt från test av lättnedbrytbarhet och strukturellt Sådana uppskattningar redovisas i bl.a. EU:s TGD (1996).6 Lättnedbrytbara ämnen uppskattas ha en halveringstid på i ytvatten. För strukturellt nedbrytbara ämnen upp- skattas motsvarande halveringstid till . I jord uppskattas lättnedbrytbara ämnen med låg adsorption ha en halveringstid på . Den uppskattade halveringstiden i jord stiger sedan med ämnenas adsorptionsförmåga. 1.2.4Ämnens halveringstider kan bestämmas i simuleringstester De ämnen som inte bryts ned i lättnedbrytbarhetstest undersöks lämp- ligen vidare i simuleringstester, där ett mått på ämnenas halveringstid kan erhållas. Ett simuleringstest ligger närmare den verkliga nedbryt- ningssituationen i miljön än de enklare testerna, och är också mer komplicerat att utföra. Ett simuleringstest skall kunna ge information åtminstone om nedbrytningshastigheten, både för primär och för full- ständig nedbrytning, samt ge möjlighet att bestämma eventuella meta- boliter7 som bildas under nedbrytningen. Flera simuleringstester har implementerats inom ramen för ISO-systemet. Exempelvis avser ISO 11734 nedbrytning under syrefria förhållanden och ISO 14592 nedbryt- ning i ytvatten. Ytterligare simuleringstest, bl.a. för nedbrytning i sedi- ment, är under utveckling. riktlinjer för testning innehåller ett simuleringstest, 303 A. Detta simulerar dock nedbrytning under de förhållanden som råder i avloppsslam, och resultat från detta test kan inte överföras till att gälla för naturliga vatten (m.fl., 1999). Resultat från detta test anses inte heller kunna utgöra underlag vid klassificering av organiska ämnen. Inom arbetar man med att inlemma ytterligare simuleringstester i sina riktlinjer för testning. 6 Bedömningen grundar sig på en uppskattning av konstanten för nedbrytningshastigheten vid nedbrytning enligt första ordningens kinetik; 7 Omvandlingsprodukter som resultat av organismens ämnesomsättning 1.2.5Vad säger fältstudier och andra vetenskapliga studier? Studier av organiska ämnens nedbrytning i fält kan naturligtvis tyckas ha en stor potential att besvara frågor om ämnenas nedbrytbarhet. Ett stort problem med fältstudier är emellertid att det är svårt att påvisa fullständig nedbrytning till ofarliga produkter. Orsaken till att ett ämne försvinner t.ex. i jord behöver inte heller ens orsakas av att det bryts ned, utan kan bero på att det adsorberas så hårt att det kan extraheras ut från de jordprover som tas (, 1998). Ett organiskt ämnes nedbrytning i fält kan också variera avsevärt mellan olika miljöer (se vidare avsnitt 1.4 samt exempelvis , 2000). Ett ämne kan också försvinna från jord på grund av avdunstning, samt därför att det är lättrörligt och har transporterats till djupare liggande jordlager under studiens gång. Där så är lämpligt kan man vid nedbrytningsstudier i viss mån kompensera för sådana försvinnanden som inte beror på nedbrytning genom att använda sig av radioaktivt märkt testsubstans. Med sådana metoder kan i vissa fall andelen av ett ämne bestämmas, som är så hårt bundet att det inte kan extraheras. Fältstudier och andra vetenskapliga studier av ämnens nedbrytbarhet tar ofta större hänsyn till ämnens fördelning mellan olika miljömedier än vad standardiserade testmetoder gör. Det kan därför finnas goda skäl att ta hänsyn även till dessa slag av studier när ett ämnes nedbrytbarhet i miljön skall avgöras. 1.2.6Abiotisk hydrolys innebär inte nödvändigtvis fullständig nedbrytning Hydrolys innebär att vatten reagerar med ett organiskt ämne och bryter upp vissa kemiska bindningar. En standardiserad testmetod för hydrolys beskrivs i riktlinje 111. Hydrolys är ofta ett första steg i den nedbrytning som mäts i exempelvis lättnedbrytbarhetstester. Enbart hydrolys innebär således inte med nödvändighet nedbrytning till ofarliga slutprodukter. Kännedom om att ett ämne hydrolyseras betyder alltså inte att uppkomsten av långlivade hydrolysprodukter kan uteslutas. 1.2.7Inte heller fotokemisk nedbrytning är nödvändigtvis fullständig Fotokemisk nedbrytning innebär att ljus, ofta i det ultravioletta området, gör ett ämne så instabilt att kemiska bindningar bryts och ämnet faller sönder. Det finns ingen standardiserad OECD-testmetod för fotokemisk nedbrytning i vattenmiljö, men EPA:s riktlinjer OPPTS 835.2210 och OPPTS 835.5270 prövar fotolys experimentellt under olika förhållanden. Det finns dock ett utkast inom gällande en riktlinje för direkt akvatisk fotolys (GD(97)21). Inte heller för luft finns det någon standardiserad, experimentell metod för bestämning av fotokemisk nedbrytning, utan en beräkningsmodell rekommenderas av (Sijm m.fl., 1999; se även avsnitt 1.3.2). Fotokemisk nedbrytning innebär inte nödvändigtvis nedbrytning till ofarliga slutprodukter. Kännedom om att ett ämne bryts ned fotokemiskt betyder alltså inte att uppkomsten av långlivade nedbrytningsprodukter kan uteslutas. 1.3Kan nedbrytbarhet uppskattas? Uppskattad biologisk lättnedbrytbarhet kan ge förutsägelser med en korrekthet på upp till , men nedbrytningsresultat från beräkningsmodeller rekommenderas att tolkas konservativt. Det finns inga standardiserade beräkningsmodeller för att uppskatta halveringstider för biologisk nedbrytning. För uppskattning av abiotisk hydrolys samt fotokemisk nedbrytning i luft finns beräkningsmodeller, men dessa är osäkra eftersom de inte är validerade. Ett sätt att få fram data om nedbrytbarheten för organiska ämnen när tillförlitliga experimentella data inte finns tillgängliga är att teoretiskt bedöma nedbrytbarheten med utgångspunkt från ämnenas molekyl- struktur. För det ändamålet finns att tillgå olika datorprogram för att uppskatta nedbrytbarheten genom beräkning av s.k. Quantitative Structure-Activity Relationships, QSARs (se även avsnitt 2). 1.3.1Är rätt tillräckligt för att uppskattad lättnedbrytbarhet skall kunna accepteras? Inom ramen för det nederländska miljöministeriets arbete General for the National Policy towards Substances har en rapport tagits fram för EU:s Directorate of Chemicals, External Safety and Radiation Protection, med syftet att inventera enkla metoder att bedöma ämnens persistens, bioackumulerbarhet och toxicitet, i sådana fall där experimentella data saknas eller inte är tillförlitliga (Sijm m.fl., 1999). I rapporten framhålls två olika program (the ECB-model och the program BIODEG) som de bästa på att förutsäga lätt- nedbrytbarhet. Valideringar av programmens förmåga i detta avseende gav vid handen att lättnedbrytbarhet korrekt förutsades för ca 80 pro- cent respektive av de lättnedbrytbara ämnen som utgjorde underlag för valideringen. Icke lättnedbrytbarhet förutsades korrekt för med ECB-modellen medan BIODEG felaktigt pekade ut av de icke lättnedbrytbara ämnen som ingick i underlaget såsom lättnedbrytbara. En förbättrad beräkningsmodell presenterades av Loonen m.fl. (1999). Denna modell ger endast felaktiga förut- sägelser. Författarna menar att modellen är användbar för att avgöra huruvida ett organiskt ämne är lättnedbrytbarhet eller inte, i synnerhet med tanke på att även experimentella studier ofta ger svar med felmar- ginaler i samma storleksordning. Det är möjligt att beräkningsmodeller för lättnedbrytbarhet framgent kommer att utvecklas dithän att de kan godtas internationellt som ersättning för experimentella studier. Inom EU (TGD, 1996) rekom- menderas dock att resultat från dessa endast beaktas om de tolkas konservativt, dvs. att ämnen som modellen anger som svårnedbrytbara också betraktas som sådana, medan ämnen som anges som lättned- brytbara inte anses vara så. Modeller av detta slag kan därigenom användas för att reducera behovet av experimentella test, för de ämnen som pekas ut som ej lättnedbrytbara. För uppskattning av halveringstider som resultat av biotisk nedbrytning finns inga standardiserade beräkningsmodeller, och uppskattningar av halveringstider på grundval av resultat från enkla nedbrytbar- hetstester är inte accepterade som grund för klassificering. EPA rekommenderar dock att halveringstid i vattenmiljö beräknas med the Ultimate Survey Model i EPI BIOWIN-programmet (Boethling m.fl., 1994; EPA, 1999). 1.3.2Även hydrolys och fotokemisk nedbrytning kan uppskattas Det finns program för att bedöma även hydrolytiska och fotokemiska nedbrytningsprocesser (Sijm m.fl., 1999). Det finns dock ingen information om validering av det beräkningsprogram för hydrolys som Sijm m.fl. (1999) beskriver. För fotokemisk nedbrytning i luft rekommenderar (1993) ett beräkningsprogram till vilket man är hänvisad eftersom det inte finns något standardiserat experimentellt test som gäller denna process. Enligt Sijm m.fl. (1999), som diskuterar det av rekommenderade programmet samt ytterligare ett, är dessa program dock ännu inte validerade externt, dvs. mot andra organiska ämnen än de som ingick vid utformningen av respektive algoritm. Programmen ger dessutom väldigt olika resultat vilket begränsar möjligheterna att bedöma deras värde. 1.4Organiska ämnens biologiska nedbrytbarhet i miljön varierar starkt Organiska ämnens biologiska nedbrytbarhet i miljön beror på: ·om nedbrytande organismer finns på plats, ·om ämnena förekommer i halter som underhåller mikrobiell akti- vitet, ·om miljöförhållandena tillåter mikrobiell aktivitet. Förhållandena i miljön skiljer sig starkt från förhållandena i standardiserade testsystem, både till karaktär och beträffande tidsmässiga variationer. Det är därför svårt att med utgångspunkt från testresultaten för ett ämne uttala sig om dess uppträdande i miljön. 1.4.1Nedbrytande organismer finns på plats Den mikrobiella aktiviteten varierar starkt mellan olika miljöer, bl.a. beroende på om nedbrytande mikroorganismer finns närvarande eller inte. Aktiviteten kan vara hög i skogsmark, är ofta lägre i , och praktiskt taget noll på exempelvis grusade ytor. Aktiviteten är högre i matjord än i djupare liggande jordlager. Aktiviteten är vanligtvis hög i ytvatten och sediment, men låg i grundvatten. 1.4.2Nedbrytningen beror på ämnenas halter Den mikrobiella nedbrytningskapaciteten beror även på faktorer såsom i vilken halt ett ämne förekommer i miljön. Om halten är för låg kan det hända att nedbrytningsprocesserna inte startar. Om halten däremot är för hög kan även en för många mikroorganismer attraktiv närings- och energikälla verka hämmande på nedbrytningsprocessen. Ett exempel på det senare är vanligt socker, som ju i höga halter har en konserverande effekt på livsmedel. Även närvaro av andra, konkurrerande substrat kan påverka nedbryt- ningen av ett ämne. 1.4.3Nedbrytningen beror på var i miljön ämnena hamnar Fördelningen av ämnen mellan olika miljömedier eller delar av miljön, såsom mark, vatten och luft, är en faktor som har stort inflytande på ett ämnes nedbrytning (Beyer, m.fl., 2000; Gouin m.fl., 2000). För att få en detaljerad bestämning av ett ämnes nedbrytbarhet i miljön krävs därför kunskap även om i vilka proportioner ett ämne fördelar sig mellan olika miljömedier, och hur det bryts ned i respektive del av miljön. Nedbrytningen av ett ämne påverkas dessutom av många omgivnings- faktorer. I kalla klimat är temperaturen normalt den viktigaste begräns- ande faktorn. Andra faktorer av stor betydelse kan vara exempelvis fuktighet, syretillgång, surhetsgrad och näringstillgång. 2Vad innebär det att ett organiskt ämne är bioackumulerbart? Ett bioackumulerbart ämne är tillgängligt för upptag av organismer. Ett bioackumulerande ämne omvandlas eller utsöndras i liten om- fattning och är långlivat. Bioackumulerbarheten anges vanligtvis som en biokoncentrations- faktor, experimentellt bestämd för fisk, eller uppskattas med utgångspunkt från ett ämnes fettlöslighet. Biokoncentrationsfaktorn kan underskatta bioackumulerbarheten hos ämnen där denna egenskap i viss utsträckning beror på andra faktorer än fettlösligheten. Starkt bioackumulerande ämnen kan vara biomagnifierande. Det innebär att deras halt stiger med ökande nivå i en näringskedja. Ett ämne är bioackumulerbart om det är lättillgängligt för upptag av organismer, men metaboliseras eller utsöndras endast långsamt. Ämnet kan därmed ansamlas i organismer i högre halter än i omgivningen eller födan, och bioackumulering speglar det totala upptaget av ett ämne, både via exempelvis hud och slemhinnor samt via magtarmkanalen. Hur bioackumulerande ett ämne är anges av bioackumuleringsfaktorn (BAF), som erhålls genom att halten i organismen vid jämvikt relateras till koncentrationen i omgivande miljö och i föda. BAF ersätts i praktiken ofta med biokoncentrationsfaktorn (BCF) vilken är lättare att experimentellt bestämma. Det finns standardiserade, internationellt vedertagna testmetoder för att bestämma BCF i vattenmiljö. Ett exempel på en sådant testmetod är riktlinje 305. BCF är liksom BAF ett mått på ett ämnes fördelning mellan en organism och omgivande miljö vid jämvikt, men till skillnad från BAF tar BCF sin utgångspunkt enbart i upptag direkt från omgivande medium via hud och slemhinnor. BCF för fisk speglar således framför allt upptaget och jämviktsinställningen över gälmembranen. En detaljerad beskrivning av hur biokoncentration definieras och kan bestämmas finns redovisad i exempelvis kommissionens direktiv /73/EG om anpassning till tekniska framsteg av rådets direktiv /548/EEG om klassificering, förpackning och märkning av farliga ämnen. BCF kan för starkt fettlösliga, biotillgängliga organiska ämnen antas utgöra en ganska god uppskattning av BAF. Ämnen med mycket låg vattenlöslighet kan dock vid experimentell bestämning av BCF erhålla ett lågt BCF-värde fast de potentiellt är bioackumulerbara. BCF kan också förväntas utgöra en underskattning av BAF för ämnen vars bio- ackumulerbarhet helt eller delvis beror på andra faktorer än fettlöslighet, t.ex. att ämnena binds till makromolekyler såsom proteiner. Trots dessa begränsningar är BCF en ganska väl fungerande parameter för beskrivning av neutrala organiska ämnens upptag i organismer i vatten- miljö. Det finns dock ännu inget motsvarande standardiserat test med vars hjälp man kan uppskatta bioackumulering i landmiljö (van Leeuwen & Hermens, 1995). BCF för ett fettlösligt ämne är nära relaterad till ämnets grad av fettlös- lighet. Denna kan bestämmas som ämnets jämviktsfördelning mellan det organiska lösningsmedlet n-oktanol och vatten. Fördelningskoefficienten, Kow, anger graden av fettlöslighet, och uttrycks ofta logaritmiskt, som log Kow. När BCF är okänd kan den för fettlösliga ämnen med hjälp av beräkningsmodeller (QSAR; se även avsnitt 1.3) uppskattas med utgångspunkt från Kow. För biotillgängliga, fettlösliga, neutrala organiska ämnen anses överensstämmelsen mellan uppmätta och uppskattade värden vara mycket god i log Kow-intervallet 1 till 7 (Sijm m.fl., 1999; se även van Leeuwen & Hermens, 1995). Ett bioackumulerande ämne kan ofta föras vidare i näringskedjan. Mycket starkt bioackumulerande ämnen som överförs via födan kan vara biomagnifierande (se figur 5.3 i kapitel 5). Födans bidrag till anrikning i näringskedjor uttrycks i en biomagnifikationsfaktor (BMF). Den innebär att halten av ett ämne, normaliserad till organismernas fettinnehåll, stiger med ökande nivå i en näringskedja.