| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |

Nedbrydning og sorption af dichlobenil og BAM-litteraturopsamling samt laboratorieforsøg

2 Sorption og nedbrydning af chlorthiamid, dichlobenil og BAM. Data fra litteraturen

Dichlobenil og chlorthiamid blev introduceret som herbicider i hhv. 1960 og 1963 af firmaerne Philips-Duphar, Amsterdam og Shell Limited, London. Chlorthiamid blev i Danmark solgt i form af handelsproduktet Prefix i perioden 1965-1980, mens dichlobenil blev solgt i form af handelsprodukterne Casoron G, Prefix G, og Prefix Garden i perioden 1970-1996 (Miljøstyrelsen, 1996), hvorefter salg af dichlobenil blev forbudt i Danmark. Selv om det således er mere end 20 år siden, chlorthiamid har været anvendt i Danmark, kan stoffet alligevel have bidraget til den nuværende BAM forurening, og det derfor valgt at inddrage oplysninger om stoffet i denne litteraturgennemgang. Kapitlet indledes med en opsummering af de fysisk-kemiske egenskaber opgivet i forskellige databaser for chlorthiamid, dichlobenil og BAM, hvorefter der følger en opsummering af resultater fra detailstudier om sorption og nedbrydning af stofferne.

2.1 Fysisk-kemiske egenskaber

Fysisk-kemiske konstanter for chlorthiamid, dichlobenil og BAM samt de kemiske formler er vist i tabel 1. Definitioner af de forskellige konstanter er gennemgået i bilag A.

Chlorthiamid er moderat toksisk over for fugle, men giftig til moderat giftig overfor akvatiske dyr (jf. tabel 1 og bilag A). I de anvendte databaser forefindes ikke oplysninger om nedbrydningshastighed og oktanol-vand fordelingskoefficient. Sorption af chlorthiamid er begrænset grundet den høje opløselighed, og ud fra den opgivne K_oc-værdi klassificeres stoffets mobilitet således som høj (jf. tabel 1 og bilag A).

Dichlobenil klassificeres som moderat giftig overfor akvatiske dyr og svagt giftig overfor fugle (jf. tabel 1 og bilag A). I Miljøstyrelsens dokumentations-materiale vedrørende dichlobenils toksiske effekter fremgår det, at dichlobenil kan fremkalde leukæmi, lymfomer, tumorer samt toksiske effekter på lever og nyrer. På baggrund heraf er derfor opstillet en nul-effekt værdi (NOEL) på 2 mg/kg lgv./dag. Dichlobenil er ligesom chlorthiamid et ikke-ionisk stof. Damptrykket er højt og opløseligheden lav, hvilket giver en Henrys konstant på 8,3 · 10^-6 atm·m³/mol, og stoffet fordamper derfor langsomt (jf. klassifikationen i bilag A). Halveringstiden for nedbrydning af dichlobenil er i den anvendte database opgivet til 15 døgn (tabel 1), hvorfor stoffet klassificeres som let nedbrydeligt. På grund af den lave opløselighed i vand regnes dichlobenil normalt ikke for specielt mobilt. Dette afspejles i den relativt høje sorptionskoefficient, som dog ud fra det opgivne interval varierer kraftigt.

Tabel 1.
Fysisk-kemiske egenskaber for pesticiderne chlorthiamid og dichlobenil samt nedbrydningsproduktet BAM. Hvis ikke andet er angivet, er data fra Tomlin (1994).

Se her!

Oplysningerne om BAM er sparsomme, idet der ikke foreligger oplysninger om f.eks. damptryk, opløselighed og toksicitet overfor fugle. BAM klassificeres som svagt giftigt overfor akvatiske dyr. Af Miljøstyrelsens dokumentationsmateriale fremgår det, at BAM har givet anledning til forhøjede levervægte, formindsket legemsvægt, formindsket vægt af afkom og forandringer i blodets sammensætning, og der er derfor fastsat en NOEL-værdi på 2 mg/kg lgv/dag. Verschueren (1996) har opgivet en opløselighed for det beslægtede stof 2,4-dichlorobenzamid på 41 mg/l, og opløseligheden af BAM må forventes at være i samme størrelsesorden. Ud fra oktanol-vand fordelingskoefficienten for BAM ses, at BAM er væsentligt mere polært end dichlobenil, og sorptionen forventes derfor at være begrænset. I databasen udarbejdet af Linders et al. (1994) er der opgivet en sorptionskoefficient for BAM på 0 og en halveringstid på 660 døgn, hvorfor stoffet må forventes at være særdeles mobilt og sort set ikke nedbrydeligt.

2.2 Sorption

Litteraturdata fra detailstudier om sorption af chlorthiamid, dichlobenil og BAM er opsummeret i tabel 2. I flere referencer er indholdet af organisk stof opgivet, og for at kunne beregne en K_oc-værdi har det været nødvendigt at konvertere indhold af organisk stof (OM) til indhold af organisk kulstof (OC). Forholdet mellem disse varierer fra sediment til sediment, men som regel kan antages, at det organiske kulstof udgør 58% af det organiske stof (Lyman et al., 1990).

Tabel 2.
K_d- og K_oc-værdier for chlorthiamid, dichlobenil og BAM.

- Data mangler.
^aK_d er her en Freundlichkonstant, men da hældningen (n) af isotermerne i forsøgene er tæt på en, er fejlen ved at antage en lineær sorptionsisoterm begrænset (jf. bilag A).
^bK_oc- værdier angivet i ( ) er beregnet ud fra en enkelt bestemmelse, mens de øvrige K_oc-værdier er beregnet som hældningskoefficienten i et K_d-f_oc-plot ud fra en række bestemmelser af K_d.

Der foreligger kun et begrænset antal undersøgelser af sorptionsegenskaberne for chlorthiamid og BAM (tabel 2), mens der er flere data om dichlobenil. Furmidge og Osgerby (1967) har bestemt sorptionen af chlorthiamid for seks sedimenter. Der er i disse forsøg tendens til, at sorptionen er korreleret med indholdet af organisk stof, men datamaterialet er for begrænset til at afgøre, hvorvidt dette er signifikant. På baggrund af data opgivet i Furmidge og Osgerby (1967) er beregnet en K_oc-værdi for chlorthiamid på 63 l/kg, hvilket er lidt lavere end K_oc-værdien opgivet af Kenaga (1980) (tabel 1). K_oc-værdien fra Furmidge og Osgerbys data er imidlertid udregnet ud fra en Freundlich konstant (jf. bilag A), hvor hældningen af isotermerne er mindre end 1, hvorfor K_oc-værdien er underestimeret. En K_oc-værdi på 100 l/kg, som opgivet af Kenaga (1980) (tabel 1), er således udfra litteraturen det bedste estimat for sorption af chlorthiamid i overfladenære sedimenter, som indeholder organisk kulstof. Der foreligger ikke oplysninger om chlorthiamids sorption til sedimenter med lavt indhold af organisk kulstof, og mobiliteten af stoffet i grundvandssedimenter kan derfor ikke vurderes.

Sorptionen af dichlobenil er blevet undersøgt i tre studier. Briggs og Dawson (1970) har ved batchforsøg bestemt sorptionen af dichlobenil til 34 overfladenære sedimenter (figur 1).

Figur 1.
K_d-værdier for dichlobenil som funktion af indhold af organisk kulstof (TOC) i 34 jorde. Beregnet ud fra data publiceret af Briggs og Dawson (1970). For at konvertere data til organisk kulstof er det ved beregningen antaget, at det organiske kulstof udgør 58% af det organiske stof (Lyman et al., 1990). For at fremhæve værdierne for sedimenter med et lavt indhold af organisk kulstof er anvendt logaritmisk skala.

Det ses, at sorptionen af dichlobenil er korreleret til indholdet af organisk kulstof, idet sorptionen stiger med stigende indhold af organisk stof (figur 1). Ved at antage en lineær sammenhæng mellem K_d og TOC kan K_oc-værdien for dichlobenil udregnes som hældningskoefficienten til den lineære regression med skæring lig med (0,0) (jf. bilag A). Imidlertid er K_oc tilnærmelsen diskutabel, når indholdet af organisk kulstof er mindre end 1% (figur 1), idet der her er andre faktorer, der kan have indflydelse på sorptionen, som f.eks. sorption til mineraloverflader (Clausen et al., 2001). Antages det, at indholdet af organisk kulstof er større end 1%, kan der udregnes en K_oc-værdi for dichlobenil på 132 l/kg (tabel 2, figur 1). Denne værdi er imidlertid bestemt ved en høj initialkoncentration og repræsenterer derfor ikke nødvendigvis sorptionen ved grundvandsrelevante koncentrationer. Jernlås (1990) har i søjleforsøg bestemt sorptionen af dichlobenil i to forskellige sedimenter med et lavt indhold af organisk stof, men også i denne undersøgelse er initialkoncentrationen høj. Det ses, at der trods det lave indhold af organisk stof er en signifikant sorption (K_d = 0,69-1,41), hvilket i et sandet grundvandsmagasin giver en retardationsfaktor på mellem 5,1 og 9,5 (jf. bilag A). Forsøgene udført af Jernlås (1990) tyder således på, at retardationen af dichlobenil i grundvandssedimenter vil være betydelig. Jernlås (1990) har endvidere undersøgt to sedimenter med et signifikant indhold af organisk stof, og i disse forsøg er der fundet væsentligt højere K_oc-værdier end i forsøgene udført af Briggs og Dawson (1970) samt data publiceret af Verloop (1972), og i litteraturen er der således stor variation mellem de publicerede K_oc-værdier (92-883 l/kg).

Sorptionen af BAM har kun været undersøgt i enkelte studier. Beynon og Wright (1972) har publiceret en K_oc-værdi for BAM på 9 l/kg, men en karakterisering af sedimentet anvendt i undersøgelsen er ikke opgivet. Tuxen et al. (2000) har undersøgt sorptionen af BAM til to danske grundvandssedimenter med et lavt indhold af organisk stof og ler, og resultater herfra viser, at BAM stort set ikke sorberer til grundvandssedimenter (K_d på hhv. 0,0 og 0,08 l/kg). Resultaterne er således i overensstemmelse med sorptionskoefficienten på 0 opgivet af Linders et al. (1994) (tabel 1).

2.3 Nedbrydning

I flere uafhængige undersøgelser er det fundet, at BAM er det væsentligste nedbrydningsprodukt af både chlorthiamid og dichlobenil (Verloop, 1972; Beynon og Wright, 1972; Briggs og Dawson, 1970). Chlorthiamid nedbrydes enten direkte til BAM eller indirekte via dichlobenil (figur 2) (Verloop, 1972). I et nedbrydningsstudie af chlorthiamid udført af Beynon og Wright (1968a) er der efter seks måneder omdannet 81-99% chlorthiamid i fem forskellige sedimenter. I nedbrydningsforsøgene blev fundet mellem 9,6 og 44% dichlobenil, mellem 37 og 81% BAM og spor af to ikke identificerede nedbrydningsprodukter (Beynon og Wright, 1968a). Sedimentprøver blev analyseret for indhold af 2,6-dichlorbenzoesyre, men dette stof blev ikke detekteret i disse undersøgelser (Beynon og Wright, 1968a). Ved omdannelsen af chlorthiamid til dichlobenil er der i to undersøgelser fundet et mellemprodukt, som menes at være en persulfonsyre (Rajasekharan Pillai, 1977; Heinonen-Tanski, 1981), og dette kan således være den ene af de to uidentificerede nedbrydningsprodukter i forsøgene udført af Beynon og Wright (1968a). Forsøg med steriliserede sedimenter har vist, at omdannelsen af chlorthiamid til dichlobenil ikke påvirkes i forhold til i ikke-sterile sedimenter, hvorfor processen menes at være abiotisk og ikke katalyseret af mikroorganismer (Beynon og Wright, 1972; Heinonen-Tanski, 1981).

Se her!

Figur 2.
Kemisk struktur og omsætningsveje for chlorthiamid, dichlobenil og BAM (Heinonen-Tanski, 1981).

Ved nedbrydning af dichlobenil er der foruden BAM fundet tre uidentificerede nedbrydningsprodukter (Verloop, 1972; Miyazaki et al., 1975). Verloop (1972) fandt i et sandet sediment, at der efter seks måneder var omdannet 95% dichlobenil til BAM, mens de tre uidentificerede nedbrydningsprodukter udgjorde 5%, hvoraf ingen var 2,6-dichlorbenzoesyre. Det er i litteraturen blevet diskuteret, hvorvidt nedbrydningen af dichlobenil til BAM er mikrobielt katalyseret. Briggs og Dawson (1970) fandt, at nedbrydningen af dichlobenil skete lige så hurtigt i steriliseret jord som i ikke-steriliseret jord, hvorfor det blev konkluderet, at nedbrydningen var abiotisk. Imidlertid er det i andre undersøgelser fundet, at nedbrydningen af dichlobenil til BAM er betydeligt hurtigere i ikke-sterile sedimenter end i sterile forsøg (Verloop, 1972; Miyazaki et al., 1975). Endvidere er der i aerobe nedbrydningsforsøg med isolerede bakteriestammer påvist en cometabolisk nedbrydning af dichlobenil (Miyazaki et al., 1975; Heinonen-Tanski, 1981; Vosáhlová et al., 1997). Det er således den generelle opfattelse, at nedbrydningen til BAM primært foregår ved mikrobielt katalyseret hydrolyse, men at processen dog i begrænset omfang også foregår abiotisk (Heinonen-Tanski, 1981). En undersøgelse udført af Millet et al. (1998) har vist, at dichlobenil er fotokemisk stabil. Det er således ikke sandsynligt, at dichlobenil vil nedbrydes via fotolyse på jordoverfladen.

Den videre omdannelse af BAM til 2,6-dichlorbenzoesyre foregår kun langsomt (Beynon og Wright, 1972). Resultater fra forsøg med nedbrydning af BAM i aerobe danske grundvandssedimenter har således ikke kunnet påvise en nedbrydning af BAM inden for en eksperimentel periode på 230 dage (Rügge et al., 1999), 140 dage (Tuxen et al., 2000) og 371 dage (Pedersen et al., submitted). I enkelte udenlandske undersøgelser er det dog fundet, at BAM nedbydes til 2,6-dichlorbenzoesyre, som via mineralisering af sidekæden (decarboxylering) giver CO₂ og et eller flere restprodukter, som det ikke er lykkedes at identificere (figur 2) (Nimmo and Verloop, 1975; Heinonen-Tanski, 1981). I aerobe nedbrydningsforsøg med isolerede bakteriestammer fandt Miyazaki et al. (1975), at efter 39 døgn var 6% af den tilførte BAM omdannet til CO₂. I denne undersøgelse er 2,6-dichlorbenzoesyre imidlertid kun detekteret i meget små mængder, hvilket også er tilfældet i undersøgelsen udført af Heinonen-Tanski (1981). Endvidere er eksempler på undersøgelser af nedbrydning af BAM hvor 2,6-dichlorbenzoesyre ikke detekteres (Beynon og Wright, 1968b; Briggs og Dawson, 1970). Omsætningsvejen for BAM til CO₂ via 2,6-dichlorbenzoesyre har derfor været diskuteret i litteraturen. Det er dog den generelle opfattelse at decarboxylering af 2,6-dichlorbenzoesyre er en forholdsvis hurtig proces, hvilket kan være årsagen til den manglende (eller meget lille) detektion af 2,6-dichlorbenzoesyre i laboratorie- såvel som feltundersøgelser (Verloop, 1972; Heinonen-Tanski, 1981).

2.4 Halveringskonstanter bestemt udfra laboratorieforsøg

I litteraturen forekommer kun få data om nedbrydningskonstanter for dichlobenil og BAM, og der er ikke fundet oplysninger om chlorthiamid (tabel 3).

Tabel 3.
DT₅₀-værdier for dichlobenil og BAM bestemt ved laboratorieforsøg.

^aBestemt ud fra batchforsøg
^bBestemt ud fra søjleforsøg

I nedbrydningsforsøg med dichlobenil udført af Montgomery et al. (1972) blev nedbrydningsraten målt ved to forskellige temperaturer (6,7°C og 26,7°C). Ved den lave temperatur foregik nedbrydningen først efter en lagfase på 10 uger. Ved begge temperaturer fulgte nedbrydningen en 1. ordens kinetik, dvs. at nedbrydningskurven (koncentrationen afsat logaritmisk som funktion af tiden) er retliniet, og halveringstiden vil derfor være den samme i hele nedbrydningsforsøget. Halveringstiden er bestemt til 28 og 19 uger, hvor den laveste halveringstid er observeret ved den højeste temperatur. Halveringstiderne bestemt af Montgomery et al. (1972) er i god overensstemmelse med data fra Verloop (1972) og data fra Jernlås (1990) for sediment med 3,7% organisk stof. Udfra værdierne i tabel 3 kan en DT₅₀-værdi for dichlobenil på mellem 20 og 30 uger derfor forventes i sedimenter, hvor indholdet af organisk stof er større end 3%. I sedimenter med et lavere indhold af organisk stof er der i nedbrydningsforsøg udført af Jernlås (1990) på sedimenter udtaget mellem 0-0,6 mut. observeret en meget hurtigt nedbrydning, idet der her er målt halveringstider mellem 0,03 og 2,2 uger. Nedbrydningskonstanterne publiceret af Jernlås (1990) er imidlertid behæftet med stor usikkerhed, idet disse er bestemt ud fra søjleforsøg, hvor det har været vanskeligt at adskille sorption og nedbrydning. Resultaterne indikerer dog, at halveringstiden stiger med stigende indhold af organisk stof. Pedersen et al. (submitted) er den eneste af de refererede undersøgelser, som har undersøgt nedbrydning af dichlobenil i grundvandssedimenter (to aerobe og seks anaerobe), og der er i denne undersøgelse ikke detekteret nedbrydning af dichlobenil efter en forsøgsperiode på 53 uger. Undersøgelsen viser således, at nedbrydningen af dichlobenil til BAM tilsyneladende er begrænset i grundvandsmagasiner uanset redoxforholdene. Dette blev også observeret i en undersøgelse udført af Eades (1992), hvor koncentrationen af dichlobenil i grundvandet over tid er målt. I den omtalte undersøgelse var et areal på 1,2 ha blevet behandlet med 250 kg Prefix G indeholdende 7,5% dichlobenil. Et kraftigt regnvejr lige efter doseringen med Prefix G forårsagede nedsivning af dichlobenil til grundvandet, og mere end tre år efter anvendelsen kunne der detekteres signifikante mængder dichlobenil i grundvandet (Eades, 1992).

I laboratorieundersøgelser af nedbrydning af BAM i danske grundvandssedimenter er der ikke påvist nedbrydning af stoffet (Rügge et al., 1999; Tuxen et al., 2000; Pedersen et al., submitted).

2.5 Persistens af chlorthiamid og dichlobenil i feltundersøgelser

Tilbageholdelse af chlorthiamid og dichlobenil i forskellige jordtyper er hovedsagelig undersøgt af Beynon et al. (1966) og Beynon og Wright (1968b) (tabel 4). I disse undersøgelser er koncentrationen af dichlobenil og chlorthiamid i muldlaget (0-0,1 mut.) målt på forskellig tidspunkter efter dosering. I forsøgene kan således ikke skelnes mellem udvaskning og nedbrydning af stofferne. Feltundersøgelserne viser imidlertid persistensen af stofferne i de øverste jordlag, og resultaterne kan derfor bruges til en vurdering af, hvorvidt stofferne akkumuleres i jorden.

Tabel 4.
Persistens af chlorthiamid og dichlobenil i jord udtaget 0-0,1 mut. Data fra Beynon et al. (1966) og Beynon og Wright (1968b).

Både chlorthiamid og dichlobenil forsvinder forholdsvis let fra de øverste jordlag (tabel 4). I gennemsnit er koncentrationen af chlorthiamid i jorden halveret efter fire uger, men denne halveringstid varierer mellem 1 og 12 uger afhængig af klimaet, jordtypen og doseringen. Tiden for 50% fjernelse af chlorthiamid fra jorden er afhængig af fugtigheden, idet den gennemsnitlige halveringstid er fem uger under tørre vejrforhold, mens halveringstiden gennemsnitlig er to uger under våde vejrforhold. Udvaskning har derfor stor betydning for koncentrationen i de øverste jordlag, hvilket også er at forvente udfra den forholdsvis ringe sorption af chlorthiamid (afsnit 2.2).

Tiden for 50% fjernelse af dichlobenil i jorden varierer mellem 1 og 20 uger, men der ses her en tydelig tendens til, at halveringstiden stiger kraftigt, når indholdet af organisk stof er højt, hvilket også er at forvente udfra den øgede sorption og lavere nedbrydning.

Ud fra data i tabel 4 forventes der ikke en væsentlig akkumulering af chlorthiamid og dichlobenil i de øverste jordlag; end ikke i sedimenter med et højt indhold af organisk kulstof. Dette er i overensstemmelse med forsøg udført af Clay og McKone (1979), hvor der selv efter fem års gentagne doseringer med dichlobenil og chlorthiamid med applikationer helt op til 54 kg/ha per år (normal dosering 20 kg/ha per år) ikke kunne måles en akkumulering af stofferne.

2.6 Sammenfatning

2.6.1 Chlorthiamid

Den begrænsede litteratur om sorption af chlorthiamid indikerer, at sorptionen er relateret til jordens indhold af organisk kulstof. Ud fra litteraturen er en K_oc-værdi på 100 l/kg det bedste estimat for sorption af chlorthiamid i overfladenære sedimenter, hvorfor mobiliteten af chlorthiamid er høj. Der foreligger ikke oplysninger om sorption af chlorthiamid til grundvandssedimenter, men idet sorptionen er relateret til indholdet af organisk kulstof, forventes sorptionen her at være begrænset.

Chlorthiamid nedbrydes abiotisk til dichlobenil og BAM. Nedbrydnings-potentialet for stoffet er relativt højt, idet en undersøgelse har vist at 81-99% chlorthiamid er omdannet efter 6 måneder. Koncentrationen af chlorthiamid i overfladenære jorde er gennemsnitlig halveret efter fire uger, dog varierer tiden for 50% fjernelse (nedbrydning plus udvaskning) mellem 1 og 12 uger afhængig af klimaet, jordtypen og doseringen. Udvaskning og/eller nedbrydning af chlorthiamid til dichlobenil og BAM sker således forholdsvis hurtigt i overfladenære jorde, og det forventes derfor ikke, at chlorthiamid akkumuleres.

2.6.2 Dichlobenil

Sorptionen af dichlobenil er relateret til indholdet af organisk kulstof, når dette er større end 1%, men der er dog stor variation på de publicerede K_oc-værdier (92-883 l/kg). Datamaterialet indikerer, at en K_oc-værdi mellem 90 og 150 l/kg er det bedste estimat for sorptionskoefficienten i sedimenter med et højt indhold af organisk kulstof. Sorptionen af dichlobenil til grundvandssedimenter har kun været undersøgt for to sedimenter, og i disse forsøg blev bestemt en K_d mellem 0,69 og 1,41 l/kg, hvilket i et sandet grundvandsmagasin giver en retardationsfaktor på mellem 5,1 og 9,5. Dette tyder således på, at retardationen af dichlobenil i grundvandssedimenter vil være betydelig. Et problem med de publicerede sorptionskoefficienter for dichlobenil er imidlertid, at sorptionen er bestemt ved høje initialkoncentrationer, hvorfor der i litteraturen mangler oplysninger om dichlobenils sorption ved grundvandsrelevante koncentrationer.

Nedbrydningsforsøg har vist, at dichlobenil er fotokemisk stabil, og dichlobenil vil derfor ikke nedbrydes via fotolyse på jordoverfladen. Nedbrydningen af dichlobenil foregår primært ved mikrobielt katalyseret hydrolyse, men processen kan dog i begrænset omfang også foregå abiotisk. Der er i litteraturen indikationer af, at halveringstiden for dichlobenil i overfladenære sedimenter stiger med stigende indhold af organisk stof. En DT₅₀-værdi for dichlobenil på mellem 20 og 30 uger er derfor at forvente i sedimenter med et højt indhold af organisk stof og dermed en høj sorption, mens der i overfladenære sedimenter med lavere sorption kan forventes en mindre halveringstid. Det er i litteraturen vist, at nedbrydningen af dichlobenil til BAM følger en 1.-ordens kinetik. Nedbrydningsstudier af dichlobenil i grundvandssedimenter er begrænset til en enkelt undersøgelse, som viser, at nedbrydningen i grundvandssedimenter, aerobe såvel som anaerobe, er særdeles begrænset. Resultaterne fra litteraturen indikerer derfor, at nedbrydningen af dichlobenil primært foregår i overfladenære sedimenter, hvor indholdet af organisk kulstof og antallet af mikroorganismer er højt.

2.6.3 BAM

Data om BAM er i litteraturen generelt begrænset. Sorptionsforsøg med BAM til grundvandssedimenter med et lavt indhold af organisk stof og ler har vist, at BAM stort set ikke bindes til sedimenterne, hvorfor mobiliteten af BAM i grundvandssedimenter er høj. Sorptionen af BAM til sedimenter med et højt indhold af organisk stof er ikke belyst i litteraturen.

Data fra litteraturen viser, at nedbrydning af BAM kun foregår langsomt, og i undersøgelser af nedbrydningen af BAM i aerobe danske grundvands-sedimenter er der ikke påvist en nedbrydning.