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

Udarbejdelse af praktiske retningslinier for forebyggelse af forurening af små vandforsyninger i forbindelse med håndtering af pesticider i landbruget

6 Biobede

6.1 Indledning
     6.1.1 Litteratur vedrørende biobede
     6.1.2 Konklusion
6.2 Fuldskala biobed
     6.2.1 Opbygning, drift og behandling
     6.2.2 Behandling af biobedet med pesticider
     6.2.3 Temperatur og vandbalance
     6.2.4 Pesticider i perkolat og jordprøver
     6.2.5 Pesticidindhold i biobedsjorden
     6.2.6 Adsorption og frigivelse samt søjleforsøg
     6.2.7 Biologisk aktivitet og nedbrydning
6.3 Risiko ved større spild af pesticider på biobedet
     6.3.1 Opbygning, drift og behandling
     6.3.2 Temperatur og vandindhold
     6.3.3 Pesticider i perkolat og jordprøver
6.4 Danske erfaringer med biobede
     6.4.1 Beskrivelse af de to danske biobede
     6.4.2 Sammenligning af nyt og gammelt biobed
     6.4.3 Frigivelsesforsøg
     6.4.4 Konklusion
6.5 Konklusioner og anbefalinger

6.1 Indledning

Afsnittet indeholder en beskrivelse af den litteratur som ligger til grund for undersøgelsen. Desuden beskrives undersøgelser i et fuldskala biobed hvor udvaskning, nedbrydning og frigivelse af 21 forskellige pesticider undersøges. Yderligere beskrives følgevirkningerne af et større pesticidspild i minibiobede som er opbygget i to lysimetre og endelig er der foretaget interview med landmænd og analyser i etablerede danske biobede, og nyt og gammelt biobed er sammenlignet.

6.1.1 Litteratur vedrørende biobede

Fra svensk, tysk, fransk, engelsk og dansk side har man tidligere været opmærksomme på forureningsproblemerne i forbindelse med håndtering af pesticider. Løsningsmodellerne har dels peget på biobede (Torstensson et al., 1994; Torstensson and Castillo, 1997, Fogg et al., 2000), vask og skylning i marken (Ganzelmeier, 1998), både fyldning og vask og skylning i marken (Fisher et al., 1998).

Ifølge Bichelrapporten (1999) foreligger der ikke en myndighedsaccept af princippet for et biobed, og der mangler også accept af metode til bortskaffelse af biobedsjorden, når den efter 5-10 år skal udskiftes (Helweg, 2000b). Der er behov for udarbejdelse af et Byggeblad hvor drift og vedligeholdelse beskrives.

En engelsk workshop om biobede i april 2000 er refereret af Fogg et al (2000). Der anføres flere områder, hvor biobede kan anvendes, men samtidig er der behov for undersøgelser af praktisk anvendelighed, som skulle klarlægge følgende spørgsmål vedrørende anvendelsen af biobede:

Denne undersøgelse skulle kunne rådgive om et billigt biobedskoncept, som var nemt at vedligeholde, som var indrettet på den enkelte gårds behov, og som anbefalede om bedet skulle være åbent eller lukket.

I tidlige svenske undersøgelser har man undersøgt, hvordan forholdet mellem halm, jord og sphagnum påvirkede nedbrydningen. Ud fra den optimale nedbrydning og den mest praktiske håndtering valgte man 50% halm, 25% jord og 25% sphagnum som det optimale indhold (Torstensson, 1995 og Torstensson och Castillo, 1995).

Der er i Sverige udført flere studier, som tyder på systemets anvendelighed og på, at der ikke i væsentlig grad nedvaskes pesticider i bedet (Torstensson, 2000). Tabel 6.1 viser koncentrationsmålinger i et 6 år gammelt biobed i Sverige.

Tabel 6.1. Udtagning af jordprøver i biobed A før start af sprøjtesæsonen. Biobedet er brugt 6 år på gården. Prøverne er udtaget på den mest forurenede del af bedet lige under sprøjtetanken. Koncentrationerne er angivet i mg/kg tørstof (Torstensson, 2000).

Torstensson (2000) konkluderer følgende på grundlag af de nuværende erfaringer:

Yderligere kan de svenske erfaringer sammenfattes således:

Biobedsmaterialet kan ved udskiftningen opbevares på presenning indtil videre bortskaffelse for at reducere indholdet yderligere. Svenske undersøgelser med opbevaring i indtil 8 måneder (A) og indtil 12 måneder (D) på en presenning, som var så stor, at den kunne trækkes over materialet i tilfælde af kraftig regn, fremgår af tabel 6.2. Resultaterne viser, at der væsentligst kunne påvises pesticidindhold i den brugte biobedsjord fra lokalitet D som stammede fra en større gård i Sydsverige med omfattende pesticidanvendelse. Efter 8 måneder kunne der ikke længere findes målelige indhold på lokalitet A, og kun små rester et år efter på lokalitet D.

Tabel 6.2. Koncentration i mg/kg af pesticider i biobedsmateriale opgravet fra lokalitet A (6 år gammelt bed) og D (5 år gammelt) og anbragt på presenning med gentagne udtagninger og analyseringer. Koncentrationerne er angivet i mg/kg tørstof. (Torstensson, 2000).

Asplund (1997) og Asplund og Torstensson (1997) har fulgt en række ”gamle” biobede i Sverige, og de konkluderer, at et biobed fyldt med blandingen af halm, sphagnum og jord fungerer effektivt. Sprøjten skal parkeres på biobedet. Blandingen af halm, sphagnum og jord bør udskiftes, når det totale C-indhold falder til under 6%. Desuden påviste de, at i biobede på over 3 år var den biologiske aktivitet ikke højere end i almindelig jord.

Fogg et al. (2000) har undersøgt nedbrydningen af en række forskellige pesticider i en såkaldt ”biomix” bestående af 25% jord/25% kompost/50% vinterhvede som efter kompostering udendørs i 80-100 dage blev knust i food processor før nedbrydningsforsøgene. Nedbrydningen var væsentlig hurtigere i biomix end i jord, og de konkluderer, at biobede synes at være en god måde til behandling af pesticidspild.

Rose et al. (2003) beskrev resultaterne af en undersøgelse, hvor man havde testet 3 metoder, alle koblet til system for bioremediering. Det drejede sig om henholdsvis en støbt plads som var afdrænet til et biobed, tilledning til selve biobedet idet man kørte hen over det og endelig et støbt areal med afløb til overfladejord. Alle tre systemer viste sig at være overordentligt effektive til at fjerne pesticider. De tilførte pesticidkoncentrationer var over 100.000 µg/l mens det vand, som havde infiltreret biobedet eller jordlaget holdt sig under 0,5 µg/l.

Fogg et al. (2000) har også undersøgt, hvordan det virkede, når man ledte vandet fra en støbt vaskeplads til et markbiobed på ca 39 m². I 3 forsøg oplevede man, at biobedene blev fuldstændig vandmættede, og ved overdækning tørrede de ud på overfladen, så de ikke kunne opsuge det tilledte affaldsvand, og så fordampningen blev nedsat.

6.1.2 Konklusion

Resultater fra litteraturen med afprøvning af biobedenes funktion er generelt positive, men dog noget forskellige, og tidligere danske målinger i modelbiobede har vist, at pesticider som isoproturon og mechlorprop kan vaskes ud af biobedet (Henriksen et al., 1999). Der var derfor behov for at få testet et biobed i normal størrelse og med mange pesticider, før systemets anvendelighed kunne bedømmes.

6.2 Fuldskala biobed

De overordnede aktiviteter i forbindelse med projektets undersøgelse af fuldskala biobedet fremgår af tabel 6.3.

Tabel 6.3. Aktivitetsoversigt for Fuldskala biobed.

6.2.1 Opbygning, drift og behandling

Biobedet blev opbygget i september 2001 på grundlag af betonelementer fra Perstrup A/S. Der blev støbt i bunden af betonkassen. Biobedets dimension er 4 x 3,8 meter, 0,8 meter dyb. Dræn i bunden ligger i 15 cm grus og fører til samlebrønd (se figur 6.1). Gruset dækkes af et 10 cm lerlag, som stampes under lægning. Derefter 50 cm biobedsjord bestående af 50% snittet hvedehalm (usprøjtet), 25% sphagnum og 25% jord udtaget i pløjelaget. Blanding blev foretaget i en lejet foderblander (se figur 6.2). Øverst blev lagt et lag rullegræs fra firmaet ”Leopolds Rullegræs” (35% rajgræs, 30% rødsvingel og 30% engrapgræs).

Udtagning af vandprøver (perkolat) foregår i samlebrønd ved siden af biobedet. Brønden har dels en ”lille” beholder under drænafløbet, hvor der kan opsamles op til ca. 100 liter, dels den store brønd hvis vandet løber over. Indholdet i hver beholder blandes og udtages hver for sig.

Figur 6.1. Opbygning af biobed af elementer fra betonfirmaet Perstrup A/S. Dimension 4 x 3,8 meter, 0,8 meter dyb. Dræn i bunden ligger i 15 cm grus og fører til samlebrønd. Gruset dækkes af et 10 cm stampet lerlag.

Figur 6.2. Fyldning af biobed den 27 september 2001. Blandingen af sphagnum, jord og snittet hvedehalm blev foretaget i en lejet foderblander. Foto 27. september 2001. Græslag lagt på 2. november 2001. (Foto: Henny Rasmussen).

Supplerende vanding foregår oftest ved drypvandingsanlæg, idet det giver en bedre fordeling af den tilførte vandmængde end brug af slange. Som et led i kvalitetssikringen blev vanding med drypvandingsanlægget overvåget for at sikre mod fejl, som f.eks. at en slange skulle springe af.

Figur 6.5 viser biobedet med vandingsanlægget på højkant.

6.2.2 Behandling af biobedet med pesticider

De pesticider, der er valgt til undersøgelsen, dækker bredt med hensyn til fysisk kemiske egenskaber som binding og nedbrydning. Gruppen omfatter 15 herbicider, 4 fungicider, 2 insekticider og i analyseprogrammet blev desuden undersøgt for 2 nedbrydningsprodukter. Som det fremgår af tabel 6.4, dækker parameterlisten et bredt spektrum af kemiske stofgrupper og fysisk kemiske egenskaber. En række meget anvendte insekticider som pyrethroiderne er ikke med i undersøgelsen, men da disse stoffer sorberes stærkt til organisk materiale, vil de næppe kunne findes under biobedet.

Pesticiderne tilføres i mængder svarende til det bedst mulige skøn for, hvilke mængder, der gennemsnitligt vaskes af en marksprøjte gennem sprøjtesæsonen.

Bedet behandles 2 gange pr. år med 5 g af hvert aktivstof i formuleret produkt (se bilag 13). Det svarer typisk til 1-10% af mængden udbragt på én ha, afhængigt af det anvendte middel. Dette antages at afspejle en worst-case situation. Pesticiderne tilføres i ialt 100 liter vand pr. gang, til simulering af en samtidig vask.

Tabel 6.4. Pesticider som tilføres biobedet ved hver udvanding. Data for halveringstid og sorption stammer fra internationale databaser. Ved omregning fra K_oc til K_d er det antaget, at danske jorde i gennemsnit indeholder 1,5% C (K_d = K_oc /67). (Roberts 1998, a og b). (Tomlin, 1999). (Kjær et al., 2003).

De formulerede produkter afvejes og opløses hver for sig, men opblandes i grupper af 7 før udvanding og hver portion udvandes med i alt 9 liter vand med vandkande med spredebom. Se figur 6.3. Udvandingen sker på hver halvdel af bedet for sig. Supplerende vand op til i alt 50 liter pr. halvdel af bedet tilføres til sidst.

Figur 6.3. Behandling af biobedet med pesticidblanding foregår ved udvanding af en vandig opløsning af de 21 pesticider, se tabel 6.4. Første behandling og foto den 13. maj 2002. (Foto: Henny Rasmussen).

På grund af den massive behandling fremkommer der ret hurtigt et skadebillede i det behandlede græs. Figur 6.4 viser den begyndende skade den 24. maj, altså 11 dage senere. Nogle uger senere er græsset helt dødt, og skaden har spredt sig ca. 10 cm længere ud end det behandlede areal (Se figur 6.5).

Figur 6.4. Begyndende skadebillede på biobedet. Foto den 24. maj 2002. (Henny Rasmussen).

Figur 6.5. Billede af det behandlede biobed taget omkring august, hvor skaden på græsset er meget tydelig. Skaden er bredere end det behandlede areal, som er afgrænset af de gule pinde. Rammen i baggrunden er et drypvandingsanlæg til supplering af nedbør, for at sikre en jævn fordeling. (Foto: Henny Rasmussen).

Figur 6.6. Biobedet var overdækket med mælkede bølgeplader den 28. november –02 til den 28. marts –03. (Foto: Henny Rasmussen).

6.2.3 Temperatur og vandbalance

Temperatur. Bedet er udstyret med termofølere i henholdsvis 10 og 30 cm's dybde. Bilag 14 viser målinger af temperaturer i henholdsvis biobedet (fed skrift) og ved forskningscentrets klimastation i løbet af vinteren 2001/2002. Temperaturen var både i starten af målingerne og i den anden vinterperiode mindst 2-3 grader højere i biobedet end i den omgivende jord. Årsagen til den forhøjede temperatur er sandsynligvis den større biologiske omsætning i biobedet samt en ringere varmeledningsevne i biobedsmaterialet. Der skal dog også tages hensyn til, at biobedet har været overdækket med mælkede plastplader fra 28/11 –02 til 28/3 –03. Dette kan give forhøjelse af temperaturen i denne periode.

Vandbalance i biobedet. Opsamling af drænvand fra biobedet fremgår af bilag 14. Langt hovedparten af nedbøren i vinterhalvåret løber igennem. Fra 16/10 –01 til 11/3 –02 afdræner 262 af 290 mm (90%). I sommerperioden 12/3 til 14/8 afdrænede 145 mm af de tilførte 318 mm (46%).

Med det lidt svagt etablerede græstæppe og med det pesticidbehandlede areal uden græs, og dermed ringe fordampning, var det ikke muligt at undgå overskud af vand under de givne forhold. Det vil altså være vanskeligt at undgå vandmætning og dermed anaerobe forhold i bunden af bedet, hvis der ikke er mulighed for afdræning.

Beholder og brønd blev tømt før pesticidbehandlingen d. 13. maj, og prøver blev taget ud, så snart der kom vand.

Vandindhold målt ved TDR. Vandindholdet i 10 og 40-50 cm's dybde er blevet fulgt ved måling med TDR udstyr. Bilag 14 indeholder TDR-data. Tallene er ukalibrerede og skal blot ses som relative udtryk for vandindholdet i inkuberingsperioben. Det fremgår, at der som ventet generelt er et højere vandindhold i bunden af biobedet og at vandindholdet, specielt i det øverste lag aftager i sommerperioden.

6.2.4 Pesticider i perkolat og jordprøver

Pesticidkoncentrationen i perkolat fra biobedet fremgår af tabel 6.5. Der er analyseret for indhold den 13/5 (før behandling) samt den 14, 16, 21 og 27 maj, den 7 og 21 juni, den 17. juli, den 14. august, 12. september,den 15. oktober. Der er desuden analyseret den 11. november før anden tilførsel og igen den 12. december efter anden tilførsel og den 30. juni og 21. november 2003.

Tabel 6.5 viser, at bentazon, MCPA og mechlorprop, som kan forventes at være de mest mobile, kan findes i perkolatet den 14 og 16. maj, allerede dagen efter behandling den 13. maj. Der ses samtidig en meget svag stigning i koncentrationen af den konservative tracer (bromid). Jf. tabel 6.6 er der dog kun tale om mindre end 0,03% af det tilførte pesticid. Der er desuden et mindre flow af dimethoat, fluazifop og metribuzin d. 14 og 16. maj. Der kommer et større gennembrud ved målingen d. 21. juni næsten samtidig med at koncentrationen af sporstoffet bromid stiger. Denne måling repræsenterer også en relativt stor mængde perkolat (se tabel 6.5).

De højeste udvaskede koncentrationer findes af henholdsvis bentazon, dimethoat, fluazifob, MCPA, mechlorprop og metribuzin, med de højeste koncentrationer på henholdsvis 445, 29, 71, 12, 178 og 18 µg/l.

Der afdræner vand fra bedet inden for 1 time efter f.eks. en kraftig byge. Sandsynligvis sker der det, at regnvand eller vandingsvand fortrænger andet vand i bedet. De meget små mængder pesticid, som udvaskes lige efter behandlingen, skyldes højst sandsynligt makroporetransport.

I forbindelse med udtagning af jordprøver blev det konstateret, at bunden af biobedet er vandmættet, idet der samler sig et vandlag på 7 til 12 cm i bunden af det gravede hul. Tilsyneladende får lermembranen i bunden af bedet vandet til at stemme op. Der må dog samtidig kunne ske en mindre transport, måske gennem ormegange som kan give den meget hurtige respons for enkelte af stofferne.

I tabel 6.6 ses en beregning af hvor mange % af de tilførte pesticider der er genfundet i perkolatet. Tabellen viser, at regnet i % er det under 0,04% der vaskes ud i den enkelte udtagninger frem til juni måned hvor der kommer en væsentlig mængde af både bentazon, mechlorprop og fluazifop (og af bromid).

Fra behandlingen den 13 maj til den 15 oktober er der i alt fundet 45,7% af det tilførte bromid. Samtidig er 11% af det tilførte bentazon opsamlet i perkolatet, medens der for dimethoat, fluazifop, mechlorprop og metribuzin er opsamlet henholdsvis 0,4, 1,4, 1,8 og 0,3% af de udbragte 5 g.

Klik her for at se tabel 6.5

Klik her for at se tabel 6.6

6.2.5 Pesticidindhold i biobedsjorden

For at følge nedbrydningen og udvaskningen af de pesticider, som er udvandet på biobedet den 13. maj og den 27. november 2002, er der udtaget jordprofiler fra den behandlede del af biobedet henholdsvis den 26. juni og den 29. oktober 2002 og den 28 marts og den 30. juni 2003. Prøver er udtaget i 0-10, 10-25 og 25-40 cm's dybde.

Resultatet af analyserne fremgår af tabel 6.7. For 10 pesticider (bentazon, bromoxynil, dimethoat, fluazifop, ioxynil, kresosoxim-methyl, MCPA, mechlorprop, metamitron og prosulfocarb) er der allerede sket en væsentlig reduktion i koncentrationen i det øverste jordlag ved den første udtagning den 26. juni (1,5 måneder efter behandlingen den 13. maj). For de øvrige kan der påvises relativt høje indhold (omkring 20 mg/kg) ved første udtagning. Ved næste udtagning den 29. oktober er indholdet af de fleste pesticider under 3 mg/kg. Det gælder dog ikke Azoxystrobin, diuron, methabenzthiazuron, pirimicarb og propiconazol, som er til stede i de øverste 10 cm i koncentrationer fra 6 - 17 mg/kg. Der er udtaget prøver 4 måneder efter anden udvanding. Her er der stadig indhold over 10 mg/kg for en række stoffer. Ved prøveudtagningen den 30. juni, 7 måneder efter sidste udvanding, var azoxystrobin, methabenzthiazuron, pirimicarb, propiconazol og terbuthylazin til stede i koncentrationer fra 10 til 38 mg/kg. Stofferne lå navnlig i laget 10-25 cm, da der var efterfyldt med biobedsmateriale. Der var således ikke tale om, at stofferne havde bevæget sig ned i biobedet med vandet. Sammenholdt med jordkvalitetskriteriet på 1 mg/kg, vil bidraget fra biobedsmaterialet være meget begrænset ved en efterkompostering og udspredning over marken.

Som det fremgår af tabel 6.6, bliver der specielt fundet udvaskning af målelige mængder af bentazon og mechlorprop. Forsvinden af disse stoffer kan derfor i en vis udstrækning skyldes udvaskning. Det er dog kun bentazon, der udvaskes over 10%. Stofferne forsvinder altså primært ved nedbrydning i biobedsjorden.

Den relative nedbrydning i biobedet følger stort set den nedbrydningstid som er angivet i litteraturen (værdier for halveringstid er angivet i tabellen). De stoffer som i litteraturen angives mest stabile (diuron, pirimicarb og propiconazol) findes også i de højeste mængder i biobedet.Tabel 6.7. Indhold af pesticider i jordprofiler udtaget i den behandlede del af fuldskalabiobedet den 26/6 og 29/10 2002 og den 28/3 og 30/6 2003. Pesticider er tilført den 13. maj og 27. november 2002.

Klik her for at se tabel 6.7

6.2.6 Adsorption og frigivelse samt søjleforsøg

6.2.6.1

Baggrund og formål. Biobedsmaterialets sorptionsegenskaber ønskes bestemt for at få et standardiseret mål for materialets evne til at tilbageholde pesticider med forskellige fysisk-kemiske karakteristika. Da et givet biobedsmateriale i praksis må forventes at skulle fungere gennem en årrække er det desuden relevant at undersøge om materialets sorptionsegenskaber ændrer sig i løbet af driftsperioden.

Metode. Der er til adsorptionsbestemmelse udvalgt fem modelstoffer blandt de stoffer som i øvrigt indgår i projektet, således at et spektrum af stoftyper og forventede sorptionsegenskaber er dækket. De fem stoffer er bentazon, dimethoat, glyphosat, metribuzin og MCPA.

Metoden, der er benyttet til bestemmelse af adsorption, er baseret på OECD's metode 106 (OECD, 2000), men er her begrænset til kun at omfatte testning ved én koncentration af hvert enkelt pesticid (5 mg/l). Biobedsmaterialet, der benyttes til testen, er udtaget i den ubehandlede del af fuldskala biobedet. Materialet er en blanding af 50% snittet hvedehalm, 25% sphagnum og 25% markjord udtaget i pløjelaget.

Den udførte test er en såkaldt "batch equilibrium test", hvor 5 g homogeniseret, steriliseret biobedsmateriale rystes i 24 timer med 25 ml 0,001 M CaCl₂₂2, hvorefter stofkoncentrationen i væskefasen bestemmes og adsorptionen (K_d) til biobedsmaterialet beregnes.

Biobedsmateriale er udtaget og testet henholdsvis ca. 7 mdr., 13 mdr. og 18 mdr. efter anlæggelsen af biobedet. Der er ved hver lejlighed testet materiale fra tre lag i biobedet, hhv. 0-10 cm, 10-25 cm og 25-40 cm.

Resultater og diskussion. Resultaterne af de udførte adsorptionstests fremgår af tabel 6.8. Det fremgår af tabellen, at bentazon og MCPA ikke, eller i hvert fald kun i meget ringe grad, bindes til biobedsmaterialet, og også dimethoat udviser en lav grad af binding. Metribuzin bindes i nogen grad og glyphosat bindes stærkt til materialet.

Det er valgt kun at præsentere meget lave K_d-værdier som "<1" idet testmetoden ikke uden modifikationer er egnet til kvantificering af bindingskonstanter under denne værdi. Der synes dog at være en systematisk forskel mellem værdierne for bentazon og MCPA idet førstnævnte i alle forsøgene udviste mindre sorption til materialet end MCPA.

Der kan gennemgående ikke iagttages nogen tydelig eller systematisk forskel mellem bindingen til de forskellige lag, dog bindes glyphosat tydeligvis meget kraftigere i biobedets nederste lag end i de ovenliggende lag.

Tabel 6.8. Resultater af adsorptionstest med biobedsmateriale efter hhv. ca. 7, 13 og 18 mdr.

Glyphosat er et amfotert stof, dvs. et stof med både positivt og negativt ladede molekyledele. Derfor formodes årsagen til det observerede fænomen at være, at lerkolloider er blevet nedvasket til og ophobet i biobedets nederste lag i forbindelse med store nedbørsmængder i vinterperioden efter anlæggelsen af bedet. I dette lag har glyphosat derfor i højere grad både kunnet binde sig til det organiske stof og til de negativt ladede lerkolloider end i de højere lag.

Der synes at være en tendens til, at stofbindingen i de øverste 10 cm er en smule lavere 13 mdr. efter biobedets etablering end efter de første 7 mdr. Forskellen er næppe signifikant, men kan iagttages for alle fem modelstoffer. I bedets dybere lag er bindingskapaciteten enten uændret eller ligefrem blevet større i løbet af det halve år.

Noget lignende synes at gøre sig gældende i forsøget med materiale udtaget 18 mdr. efter anlæggelsen af biobedet. Dog har der i dette forsøg øjensynligt optrådt en ukendt faktor, der har indvirket på den observerede sorption af alle stofferne på nær glyphosat. Dette fremgår af, at der ved beregningen af K_d optræder negative værdier for bentazon, dimethoat og MCPA, og at også værdien for metribuzin er markant lavere end i de to første forsøg. Det er muligt, at denne faktor i princippet også indvirker på glyphosat, men at dette blot ikke lader sig erkende pga. dette stofs meget høje K_d-værdi.

6.2.6.2 Frigivelse

Baggrund og formål. Et biobed forventes at fungere gennem en årrække, hvor der med mellemrum efterfyldes med nyt materiale på toppen af biobedet. Efter et antal år må det imidlertid antages, at der vil være behov for at grave bedet op og lægge helt nyt materiale i for at sikre, at der sker en tilfredsstillende biologisk omsætning.

Det brugte materiale vil skulle bortskaffes/genanvendes, men for at kunne beslutte hvilken løsning, der vil være den rigtige, er det nødvendigt at kende noget til risikoen for udvaskning af pesticidrester fra det brugte materiale. Graden af frigivelse ved udvaskning ønskes derfor testet.

Metode. I forbindelse med godkendelse af pesticider testes mobiliteten normalt i forsøg med pakkede jordsøjler i laboratoriet samt i lysimetre. I relation til vurdering af genanvendeligheden af restprodukter og jord (bek. nr. 655 af 27. juni 2000) kræves risiko for udvaskning imidlertid testet ved en metode, der minder om desorptionsdelen af OECD's metode 106 (hvor adsorptionsdelen er benyttet i dette projekt jf. foregående afsnit). Da det umiddelbart blev vurderet, at søjleforsøg kunne være vanskelige at udføre reproducerbart med det ret grove og inhomogene biobedsmateriale blev det valgt at teste ved nedenstående batchmetode.

Metoden, prEN 12457-3, er i forslag som dansk standard for testning af udvaskelighed (primært af tungmetaller) og er identisk med den metode, som den europæiske standardiseringsorganisation CEN har foreslået til formålet. I projektet er dog kun gennemført trin 1 af metoden, kaldet prEN 12457-1, fordi denne vedrører den første del af udvaskningsforløbet og derfor er mest relevant for nedbrydelige stoffer som pesticider.

Ved metoden rystes 45 g (tørstof) brugt biobedsmateriale i 24 timer med 90 ml en 0,001 M CaCl₂2-opløsning (dvs. et væske-tørstof forhold på 2:1 (L/S-forhold = 2), hvorefter stofindholdet i væskefasen bestemmes. Materialet er på forhånd neddelt til en partikelstørrelse på maksimalt ca. 5 mm. Der er desuden foretaget en bestemmelse af startindholdet af pesticider i materialet ved at ekstrahere dette på traditionel vis med methanol i en roterende mixer over 2 timer og derpå måle den frigivne mængde stof.

Frigivelse er testet på materiale fra projektets eget fuldskala biobed samt på materiale fra to andre fungerende, danske biobede (hhv. Østjylland og Vestsjælland, se afsnit 6.4.3). På projektets eget biobed er der testet frigivelse fra biobedsmaterialet fire gange; den 26. juni og 29. oktober 2002 og den 28. marts og 30. juni 2003. Dvs. der er udført test på materiale udtaget ca. 1½, 5½, 10½ og 13½ mdr. efter 1. behandling (13. maj 2002), og for det materiale, der er udtaget i 2003, hhv. ca. 4 og 7 mdr. efter behandling nr. 2 (den 27. november 2002).

Ved hver udtagning er materialet opdelt i fraktioner efter dybde; hhv. 0-10 cm, 10-25 cm og 25-40 cm, der er testet og analyseret hver for sig. For materialet udtaget den 30. juni 2003 er der foretaget en opdeling i fire fraktioner (3-10, 10-20, 20-35 og 35-50 cm) idet der i mellemtiden var påfyldt nyt materiale på biobedet som kompensation for sammensynkning af startmaterialet.

Resultater og diskussion. Samtlige resultater af frigivelsesforsøgene findes i Bilag 15, mens der i nedenstående tabel 6.9 er vist data for frigivelsen af de tilførte stoffer ved test på materiale fra biobedets 10-25 cm lag i forhold til "totalindholdet" bestemt ved traditionel ekstraktion med methanol. Det skal fremhæves, at der ikke forekommer systematiske, dybderelaterede forskelle mellem de fundne frigivelsesgrader fra de forskellige lag, hvorfor 10-25 cm-laget kan opfattes som repræsentativt for de samlede forsøgsresultater.

Det skal dog nævnes, at forsøgene på materiale udtaget den 30. juni 2003 adskiller fra de øvrige ved, på grund af materialets beskaffenhed, at være udført ved et væske:jord-forhold på 3:1 (L/S = 3,0), hvor de øvrige er udført ved et forhold på 2:1 (L/S = 2,0). Det er for dette materiale valgt at bruge data fra 20-35 cm-laget, der vurderes at modsvare 10-25 cm-laget på de tre andre udtagningstidspunkter bedre end 10-20 cm-laget.

Tabel 6.9. Resultater af frigivelsestest efter prEN 12457-1 på biobedsmateriale udtaget i 10-25 cm's dybde på fire tidspunkter i løbet af projektperioden sat i forhold til totalindholdet bestemt ved traditionel ekstraktion med methanol. Stofferne er anbragt i fire grupper, hvor den første i gennemsnit har vist frigivelse >65%, den næste 35-65%, den tredje 10-35% og den fjerde <10%.

i.m.: ikke mulig at bestemme pga. resultater under detektionsgrænsen.
*: Frigivelse bestemt på materiale fra 20-35 cm-laget. Pga. materialets beskaffenhed er forsøget
udført ved L/S= 3.

Det ses af tabel 6.9, at der er stor forskel på frigivelsesraten for de i alt 21 testede stoffer, hvilket selvfølgelig kunne forventes da der er en tilsvarende stor forskel på deres sorptionsegenskaber (udtrykt ved K_d eller KOC). For enkelte meget mobile stoffer er der endog i nogle tilfælde beregnet en frigivelse fra biobeds-materialet på >100%, hvilket må tilskrives metodiske begrænsninger. Det er således tænkeligt, at for meget mobile stoffer er frigivelsen ved ekstraktion med vand (0,001 M CaCl₂2) over 24 timer (jf. prEN 12457-1) mere effektiv til at uddrive stoffet af biobedsmaterialet end en traditionel methanol-ekstraktion over kun 2 timer.

For flertallet af de testede stoffer, 13 ud af 21, er frigivelsen som gennemsnit imidlertid klart under 25% af "totalindholdet" og for 8 stoffers vedkommende endda 10% eller lavere.

Frigivelsesforsøg med materiale ("kompost") fra to opgravede lysimetre gav resultater, der er sammenlignelige med de ovenfor præsenterede resultater.

I relation til overvejelser omkring bortskaffelse af brugt biobedsmateriale bør også startkoncentrationerne i de enkelte forsøg indgå. Der er således sket en betydelig forsvinding af langt de fleste stoffer fra hhv. den 26. juni til den 29. oktober 2002 og fra den 28. marts til den 30. juni 2003. Forsvindingen af de enkelte stoffer mellem de to førstnævnte datoer er vist i tabel 6.10. Den laveste forsvinding, der er observeret i løbet af den pågældende 4-måneders periode, er 31%, men for næsten halvdelen af de opgjorte stoffer er der fundet en forsvinding på mere end 90%.

Den observerede forsvinding af stofferne udtrykker summen af en række mekanismer, som ikke er undersøgt nærmere i forbindelse med frigivelsesforsøgene: Nedbrydning, udvaskning og fordampning samt binding til eller indbygning i materialet i en grad, der gør pesticidet utilgængeligt for ekstraktion. Det skønnes dog, at den observerede forsvinding overvejende skyldes nedbrydning.

Tabel 6.10. Relativ forsvinding (%) af pesticider i biobedsmateriale mellem den 26. juni 2002 og den 29. oktober 2002. Forsvindingen er opgjort på basis af den samlede pesticidmængde i de tre udtagne delprofiler.

*: Den relative forsvinding kunne ikke bestemmes for bromoxynil og fenpropimorph syre.

En tilsvarende beregning kunne ikke foretages for perioden 28. marts til 30. juni 2003 da søjlesegmenterne var udtaget forskelligt og derfor ikke umiddelbart kunne sammenlignes. De overordnede træk var dog de samme som vist i tabel 6.10 for perioden 26. juni til 29. oktober 2002, dog med større spredning på tallene og en tendens til lavere forsvindingsrater end vist i tabellen. De samlede data for begge perioder findes i Bilag 16.

Det er sandsynligt, at stofomdannelsen reelt har været mindre i den sidste periode end hen over sommeren i 2002, da temperaturerne i omgivelserne og biobedsmaterialet har været lave gennem vinteren og der desuden har været en vis opstuvning af vand i biobedet, som har bevirket ringe iltadgang til de nederste lag og dermed dårlige betingelser for omsætning af stofferne.

6.2.6.3 Søjleforsøg, frigivelsespotentiale og adsorption

De søjleforsøg, der beskrives i dette afsnit, udgør ikke direkte en del af Miljøstyrelsens projekt, men stammer fra en specialeopgave udført af Klavs Maack Linde på Miljøkemilinien på Københavns Universitet. Opgaven må dog betegnes som meget relevant i forhold til projektet, og den har været koordineret med projektets aktiviteter, hvorfor det er valgt at give et sammendrag af hovedresultater og konklusioner.

Baggrund og formål
På forhånd var det forventet, at fastlæggelse af pesticiders mobilitet ud fra søjleforsøg udført med frisk biobedsmateriale ville være vanskelig på grund af den inhomogene tilstand af det friske materiale. Dermed ville ensartet pakning af søjlerne blive besværlig, og resultaterne kunne derfor formodes at ville være karakteriseret ved stor spredning og ringe reproducerbarhed.

Specialeprojektets formål var at undersøge mobiliteten af fem udvalgte pesticider i søjleforsøg med både frisk (< 1 år gammel) og ældet (> 6 år gammel) biobedsmateriale samt at vurdere reproducerbarheden af de to sæt forsøg. Desuden blev effekten af hhv. 1, 30 og 90 dages inkubering på frigivelsespotentialet af pesticider fra de to biobedsmaterialer undersøgt og endelig blev de fem pesticiders adsorption (K_d-værdier) til materialet bestemt.

Metode
Søjlerne blev pakket så ensartet som muligt med lufttørret og delvis homogeniseret (< 10 mm) biobedsmateriale. Den nødvendige findeling af det friske biobedsmateriale medførte, at det ikke var muligt at pakke søjlerne med en tæthed svarende til den oprindelige massefylde – disse søjler blev derfor pakket mere kompakt end under forholdene in situ.

Søjleforsøgene blev i det væsentlige udført efter retningslinier fra US EPA, hvor elueringsvæsken tilsættes med så høj hastighed som muligt i forhold til søjlematerialets afdræningskapacitet. Efter tilsætning af 100 mg af hvert af de 5 pesticider samt bromidtracer, blev en væskemængde (i form af 0,001 M CaCl₂2) svarende til 200 mm nedbør tilsat over få timer med en elueringshastighed på 150-300 ml/time, hvorefter eluatet blev opsamlet i portioner á ca. 5-45 ml.

Frigivelsespotentialet fra det eksponerede biobedsmateriale blev bestemt efter guideline prEN 12457-1, som beskrevet under afsnit 6.2.5.2, med enkelte modifikationer. I dette forsøg anvendtes kun 5 g tørstof og 10 ml 0,001 M CaCl₂2-opløsning og materialet var kun neddelt til en størrelse på < 10 mm.

Adsorptionen er bestemt som beskrevet i afsnit 6.2.5.1 på hhv. nyt (8 mdr. gammelt) og ældet (ca. 6 år gammelt) biobedsmateriale, med enkelte modifikationer. Det ny biobedsmateriale er mindre findelt (< 10 mm), og bestemmelsen er foretaget på en blanding af materiale fra dybderne 0-10, 10-25 og 25-40 cm i fuldskala biobedet.

De fem undersøgte pesticider var azoxystrobin, dimethoat, glyphosat (¹⁴C-mærket), metribuzin og propiconazol.

Resultater og diskussion
Figur 6.7 viser mobiliteten i nyt og gammelt biobedmateriale udtrykt som mængde udvasket stof på det tidspunkt, hvor 50 % af den tilsatte bromid-tracer var vasket ud af søjlerne. Resultaterne viser, at der generelt blev udvasket mere pesticid fra det friske materiale end fra det gamle, men også at standardafvigelserne var en smule større og reproducerbarheden dermed, som forventet, dårligere i forsøgene med det friske materiale.

Den relative mobilitet af pesticiderne i de to typer materiale blev fundet at være næsten ens, med undtagelse af azoxystrobin, som ikke blev fundet i signifikante mængder i de udvaskede fraktioner fra det gamle materiale. Dette indikerer, at pesticidernes fysisk/kemiske egenskaber har haft betydning for mobiliteten i begge materialer, men også at præferentiel strømning i søjlerne sandsynligvis har spillet en stor rolle idet der, mod forventning, ikke blev observeret en reduceret mobilitet i det ny biobedsmateriale, som havde det største indhold af organisk kulstof.

Figur 6.7. Mobilitet af pesticider i søjleforsøg med frisk og ældet biobedsmateriale.

Resultaterne indikerer således, at der for både nyt og ældet biobedsmateriale kan forekomme udvaskning af især de vandopløselig pesticider (dimethoat og metribuzin) under kraftige regnskyl. Figur 6.8 viser eksempler på udvaskningsprofiler fra hhv. frisk og ældet biobedsmateriale.

Figur 6.8. Eksempler på udvaskningsprofiler fra søjleforsøgene (Linde, 2003).

Gennem de udførte forsøg blev det endvidere bekræftet, at inkubering af biobedsmaterialet forud for test af udvaskning, havde en signifikant reducerende effekt på frigivelsespotentialet for 3 af de 5 pesticider (dimethoat, metribuzin og ¹⁴C-glyphosat.)

En sammenligning mellem adsorption til hhv. friskt og ældet biobedsmateriale, (tabel 6.11) viste, at stofferne i højere grad bandt sig til det friske end til det gamle materiale. Årsagen formodes primært at være det ældede materiales lavere indhold af organisk stof.

Tabel 6.11. Adsorption af pesticider til frisk og ældet biobedsmateriale (Linde, 2003).

6.2.7 Biologisk aktivitet og nedbrydning

6.2.7.1 Biologisk aktivitet

Bestemmelse af biologisk aktivitet er målt i biobedsmaterialet ved nedbrydning af 14C –mærket natriumacetat, som er en meget let udnyttelig næringskilde for mikroorganismer i jorden. Det er vanskeligt med denne metode at udføre undersøgelser ved meget høje vandindhold (vandmættet). Der var derfor næsten ingen forskelle i nedbrydningshastigheden i de forskellige dybder, mens forholdene i selve biobedet sandsynligvis ser anderledes ud, f.eks. fordi der kan være mere vand og mindre ilt i de underste jordlag.

Figur 6.9. Nedbrydning af ¹⁴C-mærket acetat i jord fra fuldskala biobed udtaget 17. april 2002 (7 måneder gammelt) i 0-10, 10-25 og 25 – 40 cm's dybde (Nielsen, 2003).

6.2.7.2 Nedbrydning af glyphosat i biobedsjord

Foreløbige resultater for nedbrydningsforsøg med ¹⁴C-glyphosat fremgår af figur 6.10 og 6.11. Nedbrydningen er målt ved udskillelsen af ¹⁴CO₂ dels i forskellige koncentrationer i samme jorddybde (figur 6.10), og dels i samme koncentration i forskellige jorddybder (figur 6.11).

Figur 6.10 viser, at nedbrydningen som forventet er stærkt reduceret ved den meget høje koncentration (5000 ppm) medens der ikke er større forskel mellem de øvrige. Biobedsjorden er relativt hurtig til at nedbryde glyphosat, selv ved 50 mg/kg, idet over 50% af det tilsatte 14C er udskilt i CO₂ efter en måned.

Klik her for at se figur 6.10

Klik her for at se figur 6.11

Nedbrydningen af glyphosat i forskellige jorddybder i biobedet fremgår af figur 6.11. Medens nedbrydningen i 0-10 og 10-25 cm's dybde er nogenlunde ens, over 50% 14C udskilt efter 30 dage, så er der en reduceret nedbrydning i dybden 25-40 cm. Det skyldes sandsynligvis et større vandindhold eller en lavere biotilgængelighed på grund af den højere K_d-værdi vist i tabel 6.8. Endvidere er der udført forsøg med jord, hentet dels på vaskepladser hos landmænd og dels i gammelt biobed. Disse undersøgelser afrapporteres i specialerapport af Anja Nielsen, Kbh. Univ. (2003).

6.3 Risiko ved større spild af pesticider på biobedet

6.3.1 Opbygning, drift og behandling

De planlagte aktiviteter for det lille biobed til test af konsekvenserne af større spild af pesticider fremgår af tabel 6.13: Bedet er fyldt den 12. oktober, og behandlet som det store biobed (se tabel 6.3), men er desuden tilført et simuleret spild af 50 g glyphosat og 50 g fenpropimorph. Jord blev gravet op (april/maj 2003), anbragt på en presenning ca. ½ år og derefter analyseret, for at se hvor høj den tilbageværende koncentration var i biobedsmaterialet.

Tabel 6.12. Behandling af minibiobede, etableret i lysimetre (70x70cm).

Tømning af modelbiobede (lysimetre):

Materialet er den 23. maj 2003 gravet op med en gravegreb, læsset på trillebør og tømt af på presenninger anbragt på de tidligere modelbiobede (kasser på 2x1 m). Det opgravede materiale hang sammen i klumper, således at der ikke skete nogen særlig effektiv opblanding under opgravningen.

På tidspunktet for opgravning var der et lag biobedsmateriale i lysimetrene på ca. 35 cm. Biobedet er altså siden etableringen den 12 oktober 2001 sunket ca. 15 cm.

Biobedsmaterialet henlå på presenningerne indtil sidst på efteråret og blev derefter blandet og analyseret for indhold af pesticiderfor at få et billede af hvor store rester der er i biobedsmaterialet, når det skal bortskaffes.

Figur 6.12. Små biobede er etableret i lysimetre (70x70 cm). I bunden er fyldt ca. 50 cm sand, derpå 10 cm ler, 50 cm biobedsmateriale og græstørv af rullegræs (se fuldskalabiobed). Udvanding af pesticider den 13. maj og den 28. november, 2002. Foto den 24. maj.

6.3.2 Temperatur og vandindhold

Jordtemperaturer og vandindhold i biobedsjorden er registreret ved termofølere og TDR-udstyr. Temperaturmålinger og TDR-målinger fremgår af bilag 14. Desuden fremgår de opsamlede vandmængder fra de to lysimetre i forsøgsperioden af bilaget.

6.3.3 Pesticider i perkolat og jordprøver

Tabel 6.13 viser indholdet af pesticider i perkolat fra minibiobedene, hvor der foruden cocktailen på 21 pesticider som er tilført fuldskala biobedet, også er tilført et simuleret spild på 50 g glyphosat og 50 g fenpropimorph. Resultaterne minder om dem, der blev fundet i perkolatet fra fuldskala biobedet, med høje koncentrationer af bentazon, dimethoat, fluazifop, og metribuzin. Der er ikke påvist større indhold af MCPA og mechlorprop, muligvis fordi de nedbrydes i gruslaget på ca 50 cm under biobedet. Det store spild har ikke medført en større udvaskning af hverken fenpropimorph eller metabolitten fenpropimorph syre. Glyphosat og AMPA er fundet i perkolatet i modsætning til i fuldskalabiobedet.

Klik her for at se tabel 6.13

Klik her for at se tabel 6.14

Det er kun fenpropimorph, der stadig findes over 10 mg/kg i biobedsmaterialet efter kompostering. Det vil dog ikke være et problem i forbindelse med udspredning, da jordkvalitetskriteriet på 1 mg/kg vil nås når der sker en udspredning på jorden og eventuelt en opblanding i de øverste cm.

6.4 Danske erfaringer med biobede

Aktiviteterne under denne projektdel fremgår af tabel 6.15. Interviews og prøveudtagning er foretaget på to gårde ved henholdsvis Odder i Østjylland og ved Fårevejle på Lammefjorden.

Tabel 6.15. Aktiviteter under ”Danske erfaringer med biobede”:

6.4.1 Beskrivelse af de to danske biobede

Biobed ved Odder
Biobedet er opbygget i en tidligere ajlebeholder 3 x 4 meter, 2,5-3 meter dyb. der er slået hul i bunden af beholderen og støbt op omkring, således at der kunne lægges køreriste på til transport. Beholderen er i bunden påfyldt 0,5-1 meter ler og derefter fyldt med en blanding af halm, sphagnum og jord (blandingsforhold ikke opgivet). Opfyldes jævnligt med sphagnumblanding fra Pajbjergfonden og nyt græstæppe. Bedet falder ca. 25 cm pr år, og der var efter det oplyste påfyldt 75 cm halmblanding i februar 2002. Påfyldning af sprøjten sker på biobedet medens vask og rengøring sker på bevokset areal.

Jordprøver blev udtaget omkring det område hvor pesticiderne blev påfyldt gennem påfyldningsbeholder den 9. januar 2003. Prøver udtaget med jordbor i 0-15 og 15-22 cm's dybde. Se figur 6.13. Der var ikke mistanke om, at der var sket større spild.

Detaljer vedrørende sprøjtetype, ejendommens afgrøder, størrelse og de pesticider, som er benyttet på ejendommen, fremgår af Bilag 5.

Figur 6.13. Biobed opbygget på gård ved Odder. Jordprøver udtaget med jordbor omkring det område, hvor påfyldningsbeholderen findes under fyldning.

Fårevejle
Biobedet ved Fårevejle er etableret i 1997 i en 80 cm dyb udgravning. Der er i bunden anbragt en lermembran på stof, cm 5 cm tyk. Beholderen blev derefter fyldt med en blanding af 50% halm, 25% sphagnum og 25% pløjejord (blandet med rendegraver på vogn). Der blev etableret muldlag med græs, men det kunne ikke bære traktoren (der er ikke etableret køreramper). Der er siden starten påfyldt muldjord én gang (ikke biobedsblanding), og der er omkring 1999 pålagt ca. 15 cm nøddesten.

Sprøjten fyldes på biobedet medens udvendig vask foretages få gange pr. år i lade. Vaskevand ledes til dræn via olieudskiller.

Jordprøver blev udtaget midt under det sted, hvor sprøjten holder, fordi det var her traktorføreren regnede med, at risikoen for spild var størst. Prøver blev udtaget med jordbor i 0-10, 10-20 og 20-30 cm's dybde den 19. marts 2003. Se figur 6.13. Der er ikke mistanke om, at der er sket større spild.

Figur 6.14. Biobed opbygget ved Fårevejle. Jordprøver udtaget med jordbor ca midt under sprøjten, hvor traktorføreren skønnede risikoen for spild var størst.

Tabel 6.16 viser pesticidindholdet i de udtagne jordprofiler fra biobede ved Odder og Fårevejle. Resultaterne viser, at der på begge biobede er sket spild. Højeste indhold var 83 mg/kg prosulfocarb og 27 mg/kg azoxystrobin. De forskellige spild kan ikke henføres til bestemte episoder, så det er ikke muligt at estimere omfanget af spildet ud fra den tid, der er gået. Tomme felter i tabel 6.16 skyldes, at der ikke er foretaget analyse for de pågældende stoffer, da de ikke har været anvendt.

Forekomsten af pesticider viser hensigtsmæssigheden i også at benytte biobede ved fyldning af sprøjter for at undgå ukontrollerede forureninger, da anvendelsen af biobede har betydet at en jord- og grundvandsforureningen ikke har fundet sted.

Tabel 6.16. Påvisning af pesticider i jordprøver fra biobede ved Odder og Fårevejle.

6.4.2 Sammenligning af nyt og gammelt biobed

Det er gennem en række tests forsøgt at sammenligne egenskaberne ved et nyt (8 mdr.) med egenskaberne ved et gammelt (6 år) biobed. Der er således udført teksturanalyse, bestemmelse af biologisk aktivitet, biomasse, binding, frigivelse og søjleudvaskning. Forskelle i jordprøvernes tekstur fremgår af tabel 6.17, som viser at ler-, silt- og sandindhold er af samme størrelsesorden medens indholdet af organisk C er dobbelt så stort i det nye biobed sammenlignet med det gamle Der er kun meget lidt nitrat-N i det nye biobedsjord, sandsynligvis på grund af N-forbrug ved halmnedbrydningen.

Tabel 6.17. Teksturanalyse og indhold af organisk C samt nitrat og ammonium i ny biobedsjord (8 mdr.) sammenlignet med gammelt (6 år).

6.4.2.1 Mikrobiel biomasse og aktivitet

For at sammenligne den biologiske aktivitet i et nyt biobed med aktiviteten i et gammelt, er biomassen og bestemt i jord fra et modelbiobed på 1x2 meter startet på DJF, Flakkebjerg i 1996 og i jord fra det nystartede biobed (2001).

Tabel 6.18 viser biomassen målt ved SIR-metoden (Substrat Induceret Respiration), Anderson og Domsch (1978) i de to jordprøver. Der er en aftagende biomasse ned gennem profilen i biobedet, men tallene er noget uregelmæssige, og der er ikke nogen tydelig forskel mellem biomassen i det nye og det gamle biobed, hvis man ser det nye biobed i hele profilen. Jord fra andre vaskepladser viste heller ikke tydelig lavere biomasse sammenlignet med biobedet, undtagen Asnæs jorden.

Tabel 6.18. Mikrobiel biomasse i jord udtaget i ”gammelt” biobed (startet 1996) sammenlignet med biomassen i jord fra relativt ungt biobed (startet 2001).

6.4.3 Frigivelsesforsøg

Metode
Materiale fra de to biobede ved hhv. Lammefjorden og Odder er blevet testet for frigivelse af pesticider efter samme metode, som er beskrevet for biobedet på Flakkebjerg jf. afsnit 6.2.5.2. Dog havde materialet i biobedet fra Odder en så speciel karakter, at forsøget måtte udføres ved et væske:jord-forhold på 6:1 (altså L/S = 6), hvor standardmetoden foreskriver L/S = 2.

I begge biobede er der kun testet og analyseret for stofferne azoxystrobin, dimtheoat, metribuzin, propiconazol og prosulfocarb i både biobedsmateriale og væske fra frigivelsesforsøget.

Resultater og diskussion
De få og spredte resultater af frigivelsesforsøgene med eksternt indhentet biobedsmateriale er opsummeret i tabel 6.19. Begge materialer fremstod, som andetsteds beskrevet, som atypiske ift. det anbefalede, og nedenstående data kan således næppe tillægges stor værdi.

Man bemærker, at frigivelsen fra Odder-materialet gennemgående er mindre end fra Lammefjords-materialet trods testningen ved det meget højere L/S-forhold.

Tabel 6.19. Resultater af frigivelsestest efter prEN 12457-1 på biobedsmateriale fra hhv. Lammefjorden og Odder. Data er sat i forhold til totalindholdet bestemt ved traditionel ekstraktion med methanol.

i.m.: Beregning ikke mulig pga. resultater under detektionsgrænsen.
i.a.: Ikke analyseret.

6.4.4 Konklusion

Det må forudses, at hvis man vil udbrede anvendelsen af biobede til mange landbrugsbedrifter, så vil den enkelte landmand bruge sin fantasi og ”de forhåndenværende søms princip” i sin opbygning af bedet. Der må derfor forudses et behov for tilsyn, f.eks. et eller to konsulentbesøg i forbindelse med opbygningen.

Det optimale ville være et årligt tilsyn, men det er sandsynligvis for kostbart. Der er dog ikke tvivl om, at blot man erstatter vaskepladsen på den grusbelagte gårdsplads med vask på en 60-80 cm dyb udgravning med en lermembran i bunden og fyldt med biobedsmateriale, vil det betyde en væsentlig reduktion af udvaskningsrisikoen.

Sammenligning af den gamle (6år) og den nye (8 mdr.) biobedsjord viser, at der er sket ca. en halvering i indholdet af organisk stof i den ”gamle” biobedsjord i forhold til den nye (4,2 mod 8,9% organisk C). Biomassen er ikke meget forskellig i den nye og den gamle biobedsjord. De svenske anbefalinger med skift af biobedsmateriale efter ca. 6 år vil sikre, at der stadig vil være et højt organisk kulstofindhold til at tilbageholde pesticiderne.

6.5 Konklusioner og anbefalinger

Litteraturresultater peger på, at biobedet fungerer effektivt til opsamling og nedbrydning af pesticidspild. Der kan dog være problemer med udtørring og manglende sugeevne, og der kan ske transport af svagt bundne pesticider. Med opbevaring af det ”udbrændte” biobedsjord på presenning i 6 til 8 måneder kan jorden uden problemer udspredes på dyrket jord.

De danske tests af biobedet har omfattet afprøvning af et biobed i fuld skala belastet med 21 pesticider, risiko for udvaskning efter større spild på to modelbiobede, analyser fra to danske biobede og sammenligning af ny og gammel biobedsjords evne til at binde og nedbryde udvalgte pesticider. Undersøgelsen har omfattet måling af jordtemperatur og vandindhold i biobedene, pesticiders sorption, frigivelse, transport og nedbrydning i biobedsmaterialet samt pesticidkoncentrationer i perkolat fra biobedene og i jordprofilerne.

• Biobedet er etableret som betonkonstruktion af firmaet Perstrup A/S (4 x 3,8 x 0,8m, pris 26.500 kr for betonelementer monteret), og er fyldt 27/9 2001. Bedet er behandlet med 21 pesticider, 5 g af hver, den 13. maj 2002 og 27. nov. 2002.
• Biobedets temperatur var ca. 2°C i vinterhalvåret og ca. 20°C om sommeren. Temperaturen var gennemgående 1 til 2 grader højere end tilsvarende målinger fra lokal klimastation. Årsagen er sandsynligvis den større biologiske omsætning (Bilag 14).
• Når bedet var udækket i vinterperioden 2001/ -02 afdrænede ca. 90% af nedbøren og i sommerperioden –02 afdrænede ca. 45%.
• Biobedet blev tildækket 28/11-02 til 28/3 –03 og bundventilen var lukket fra 27/11 –02 til 17/6 –03. Vand blev målt og oppumpet hhv. 30/6 –03 og 21/11 –03, hvor henholdsvis 973 og 873 liter blev opsamlet. Trods overdækning i vinterperioden kunne bedets fordampning den følgende sommer altså ikke følge med tilførslen. Det er derfor vanskeligt at undgå vandmætning og dermed anaerobe forhold i bunden, hvis afdræning forhindres. (Bilag 14).
• Udvaskning af pesticider i biobedet viste, at lave koncentrationer af de mest mobile pesticider (bentazon, MCPA og mechlorprop) kunne findes i perkolatet få dage efter tilførsel, op til 30 til 50 µg/L af bentazon indenfor ca. 2 uger, og max.-koncentrationer af bentazon på 200 til 400 µg/L mellem 1og 5 måneder efter pesticidtilførsel til biobedet. I løbet af 6 mdr. er der i alt opsamlet ca. 46% af den tilførte bromidtracer og henholdsvis 11% bentazon og 0,4, 1,4, 1,8 og 0,3 % af dimethoat, fluazifop, mechlorprop og metribuzin. De øvrige 16 pesticider og 2 metabolitter blev sjældent påvist og koncentrationerne ligger undtagen for MCPA <2 µg/L. (tabel 6.5 og 6.6).
• Pesticidkoncentrationen i biobedsjorden aftog væsentligt for 10 pesticider (bentazon, bromoxynil, dimethoat, fluazifop, ioxynil, kresoxim-methyl, MCPA, mechlorprop, metamitron og prosulfocarb) allerede 1,5 måneder efter behandling af bedet medens de øvrige lå på ca. 20 mg/kg (udtagning 26. juni, 2002). Azoxystrobin, diuron, methabenzthiazuron, pirimicarb, propiconazol og terbutylazin er mere stabile i biobedet. De findes i koncentrationer på 13 til 54 mg/kg 7 måneder efter den sidste udvanding. Stofferne ligger dog i det øverste jordlag, og har ikke bevæget sig med vandet (tabel 6.7).
• Adsorption til hhv. 7, 13 og 18 mdr. gammelt biobedsmateriale i forskellig dybde er undersøgt for bentazon, dimethoat, glyphosat, MCPA og metribuzin. Bentazon og MCPA bindes meget lidt (K_d < 1), dimethoat (K_d <1 til 1,7), metribuzin gennemgående 1,3 til 3,2 og glyphosat 22 til 83. Resultaterne svarer godt til, at både bentazon, dimethoat, MCPA og metribuzin findes i perkolat fra biobedet (tabel 6.5). Adsorptionen er desuden undersøgt for azoxystrobin, dimethoat, metribuzin, propiconazol og glyphosat i ny og i 6 år gammel biobedsjord. K_d.værdierne var størst i det nye biobedsmateriale (hhv. 44,6, 0,6, 2,2, 65,0 og 21,1) og ca. halvt så store i den gamle biobedsjord (tabel 6.11). Stofferne med de høje K_d-værdier findes ikke i perkolatet. Den mikrobielle biomasse (SIR) i nyt og gammelt biobed og i nogle traditionelle vaskepladser viste kun i et tilfælde meget lavere aktivitet i vaske- fyldepladsen tabel 6.17). Humusindholdet var ca. halvt så stort i gammel som i ny biobedsjord (tabel 6.15).
• Risikoen for udvaskning af stofferne fra udbrændt biobedsjord, der skal bortskaffes er undersøgt i batch-udvaskningtests efter prEN-11457-1. Denne test anvendes på restprodukter og forurenet jord med henblik på vurdering af muligheden for at genanvende disse materialer på forskellig måde. For 13 ud af 21 stoffer var frigivelsen under 25% af totalindholdet i materialet, mens der for 3 stoffer blev fundet frigivelse på mere end 65%. For disse tre stoffer var totalindholdet dog samtidig reduceret med mindst 94% i forhold til koncentrationen umiddelbart efter tilførslen af pesticider til biobedet, altovervejende som følge af nedbrydning. For 16 ud af 19 opgjorte stoffer var denne reduktion på mere end 2/3 af startkoncentrationen og for intet stof mindre end 30%.
• Søjleudvaskningen af azoxystrobin, dimethoat, glyphosat, metribuzin og propiconazol er målt i ny og gammel biobedsjord. Udvaskningen var størst i det nye biobedsmateriale, og dimethoat og metribuzin blev udvasket i de største mængder (figur 6.7).
• Nedbrydningen af glyphosat er undersøgt ved 0,005, 0,5, 10, 50 og 5000 mg/kg og i forskellige jorddybder i biobedet. Nedbrydningen forløb hurtigt ved koncentrationer op til 50 mg/kg, men langsomt ved 5000 mg/kg. Nedbrydningen var langsomst i jorden udtaget i 25 – 40 cm's dybde, på grund af vandmætning og større binding.
• Spild. Til 2 lysimetre med biobedsmateriale er der foruden cocktail'en på 21 pesticider tilført et simuleret spild på 50 g glyphosat og 50 g fenpropimorph den 13. maj og den 28. nov. 2002. Udvaskningen af cocktailen af pesticider ligner fuldskala bedet idet bentazon, dimethoat, fluazifob og metribuzin udvaskes noget frem til 1 måned after sidste behandling. De massive belastninger med fenpropimorph og glyphosat har medført, at både metabolitten fenpropimorph syre samt glyphosat og dets metabolit AMPA findes i perkolatet.
• Analysen af pesticidindholdet i biobedsjord efter henliggen på presenning i 8 måneder viste et indhold af fenpropimorph på 12 mg/kg og for glyphosat på 13 mg/kg og AMPA 41 mg/kg, medens stort set alle andre var under 3 mg/kg. Selv ved et indhold på 41 mg/kg i dele af biobedsjorden, vil man dog let komme under jordkvalitetskriteriet på 1 mg/kg ved udspredning og opblanding i markjord. Eksempelvis vil et årligt spild på 220 g fordelt i 8 tons biobedsmateriale (ved et biobed på 4 gange 4 gange 0,5 meter) kunne spredes på 0,27 ha, idet der typisk med møgspreder doseres 30 tons pr. ha. Det giver en koncentration på 0,85 mg/kg i de øverste 7 cm. Så selv ved en konservativ betragtning uden nedbrydning, vil det være forsvarligt at sprede biobedsmaterialet på marken efter opgravning uden yderligere opbevaring på pressenning, der i sig selv kan medføre udvaskning, hvis biobedsmaterialet ikke er overdækket. Har man mulighed for yderligere opbevaring under overdækning, vil det dog være at foretrække, da det vil give en yderligere reduktion i pesticidindholdet.
• To danske biobede er undersøgt og jorden er analyseret for udvalgte pesticider. Det ene bed opbygget 1997 i en åbnet ajlebeholder, var 2,5 – 3 meter dybt og fyldt med 0,5- 1 meter ler i bunden og en halmblanding. Pris ca. 25.000 kr. Det andet er fra 1996 og består af en 80 cm udgravning med lermembran og oprindelig fyldt med biobedsblanding, men efterfyldt med jord og nøddesten. Pris 10 – 25.000. Begge bruges kun til påfyldning af sprøjten. Jordprøver blev analyseret for 20 forskellige pesticider, hvoraf kun nogle angives at være brugt. På en lokalitet fandtes 3 af fire som var angivet at være brugt samt yderligere en (fenpropimorph) som ikke var angivet. På den anden fandtes 4 ud af 5 angivne samt to MCPA og prosulfocarb, som ikke var opgivet. 23 påvisninger var under 2,2 mg/kg og 3 påvisninger var på hhv. 27 mg/kg (azoxystrobin) og 83 og 54 mg/kg (prosulfocarb).

Anbefalinger:

• Det er projektets anbefaling, at biobede kan bruges på bedrifter med et enkelt sædskifte og navnlig hvis vask af sprøjten foregår i marken
• Da biobedet ikke helt fjerner udsivningen af svagt bundne pesticider, bør det ikke etableres nær boringer og brønde.
• Et biobed kan etableres ud fra forhåndenværende emner og egen arbejdskraft for mellem 10 og 25.000 kr. Skal det opbygges af betonelementer er prisen højere.
• Der vil være et relativt stort vandoverskud, både ved kraftige sommerbyger og i vinterperioden. Bedet kan derfor næppe fungere uden mulighed for afdræning, og bør etableres med dræn til samlebrønd eller med semipermeabel lermembran.
• De mest mobile pesticider bentazon, dimethoat, fluazifop, mechlorprop og metribuzin blev også bundet dårligt til biobedsmaterialet. Der blev udvasket henholdsvis 11% bentazon og 0,4, 1,4, 1,8 og 0,3 % af de andre 4 indenfor 6 måneder, hvor samtidig 46% af bromid-traceren er udvasket. De øvrige 16 pesticider og to metabolitter er sjældent påvist. Der er altså sket en væsentlig tilbageholdelse af pesticiderne. Det er dog tilrådeligt, at vask og sprøjtetømning foretages i marken for at reducere vandoverskuddet og pesticidbelastningen.
• De fleste pesticider nedbrydes godt i biobedet, men azoxystrobin, diuron, methabenzthiazuron, pirimicarb, propiconazol og terbutylazin er forholdsvis stabile i biobedet. De er målt i biobedets øverste jordlag op til 10 til 38 mg/kg. Som skønnet ovenfor vil det opgravede biobedsmateriale kunne spredes på marken uden risiko for at overskride jordkvalitetskriteriet på 1 mg/kg.
• Hvis der sker spild af større mængder pesticider på biobedet, skal spildet opgraves og bringes til destruktion idet nedbrydningen vil foregå væsentligt langsommere ved høj koncentration, og selv godt bundne pesticider kan udvaskes ved meget høje koncentrationer.

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

Version 1.0 April 2005, © Miljøstyrelsen.