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

Pesticidtruslen mod grundvandet fra pesticidpunktkilder på oplandsskala

3 Protokol for dataindsamling

• 3.1 Dataindsamling
• 3.2 Kilder
• 3.3 Datakontrol
  • 3.3.1 Trin 1
  • 3.3.2 Trin 2
• 3.4 Databasens indhold
  • 3.4.1 Stofnavn
  • 3.4.2 CAS nr.
  • 3.4.3 Standatkode
  • 3.4.4 Molekylformel
  • 3.4.5 Systematisk IUPAC-navn
  • 3.4.6 Strukturformel
• 3.5 Metabolittræ
• 3.6 Parametre og værdier
  • 3.6.1 Damptryk
  • 3.6.2 Henrys konstant
  • 3.6.3 Opløselighed
  • 3.6.4 Molvægt
  • 3.6.5 Massefylde
  • 3.6.6 Kow
  • 3.6.7 Koc
  • 3.6.8 Kd
  • 3.6.9 Pka
  • 3.6.10 Diffusionskoefficient i vand
  • 3.6.11 Halveringstid, DT50
• 3.7 Målebetingelser
  • 3.7.1 Bedste bud
  • 3.7.2 Datakvalitet
  • 3.7.3 Beregnet
  • 3.7.4 Datakvalitet
  • 3.7.5 Temperatur
  • 3.7.6 Kulstofindhold
  • 3.7.7 pH
  • 3.7.8 Opdatering
  • 3.7.9 Forsøgstype
  • 3.7.10 Redoxforhold
  • 3.7.11 Medium
  • 3.7.12 Land
  • 3.7.13 Bemærkninger
  • 3.7.14 Reference

3.1 Dataindsamling

I bilag A findes stofliste A med i alt 173 stoffer, bestående af de pesticider og deres nedbrydningsprodukter, der typisk analyseres for i grundvandet i Danmark. For alle stoffer i stofliste A, er der indsamlet generelle data om stofnavn, CAS-nr., standatkode, systematisk IUPAC-navn og molekylformel.

For udvalgte stoffer, jf. bilag A – stofliste B, som omfatter 61 stoffer, der er fundet i det dansk grundvand, er der desuden indsamlet data om molvægt, massefylde, opløselighed, damptryk, Henrys konstant, fordelingskoefficient i oktanol-vand (K_ow), organisk kulstof-vand (K_oc) og sorberet-opløst stoffer (K_d), diffusionskoefficient i vand og pKa samt halveringstider (DT₅₀) i forskellige media og under forskellige forhold.

Såfremt moderstof og metabolitter indgår i stoflisten, er disse linket i databasen via et metabolittræ, jf. afsnit 3.5.

Ved indsamling og indtastning af data for stofferne i stoflisterne er der udfyldt dokumentationsblanketter som sammen med kopier af referencerne udgør projektdokumentation af dataindsamling. Dette materiale er desuden anvendt ved stikprøvekontrol af datakvalitet.

3.2 Kilder

En række oplysninger om pesticider kan findes i databaser, der er nævnt i afsnit 1.4 samt i datablade eller rapporter fra de følgende kilder.

• EU monografier. Ca. 95 endelige og 108 foreløbige rapporter evalueret af EU-lande (European Union, 2006 og European Food Safety Authority, 2006).
   
• IPCS INCHEM. International programme on Chemical Safety (WHO/FAO). Pesticides datasheets (93 pesticider) og “Environmental Health Criteria Monographs. Data er citeret med referencer til original litteratur (IPCS INCHEM, 2006).
   
• US EPA Pesticides: Topical and Chemical Fact Sheets and Reregistration Eligibility Decisions. Alle data er med kildeangivelse, men omfatter ofte upublicerede studier udført af producenten (US EPA, 2006a).
   
• United Nations National Library of Medicin. Toxnet. Toxicology Data Network. Søgning i alle databaser, herunder Dangerous Substances Data Bank (DSDB), som blandt andet omfatter kemiske egenskaber og stoffernes skæbne i miljøet. Data er citeret med referencer og er “Peer reviewed” (United nations National Library of Medicin, 2006).
   
• The e-Pesticide Manual. CD Version 3.2. 2005/06. Update of 13th. edition. British Crop Protection Council. Ed. Tomlin, C.D.S. Den nyeste version af manualen omfatter nye reviderede data om fysisk-kemiske egenskaber og miljøskæbne. Manualen har derimod ingen kildeanvisninger (Tomlin, 2006).
   
• Metabolic Pathways of Agrochemicals. Terry Roberts. 2002. The Royal Society of Chemistry (Roberts, 2002).

Ovennævnte kilder betragtes som primære kilder af god kvalitet og datakvaliteten angives som “god” (se afsnit 3.7.3).

Herudover er der foretaget en litteratursøgning via Web of Science - en verdensomfattende tidsskriftslitteratur hos Danmarks JordbrugsForskning (DJF) for de kritiske parametre, som anvendes i risikovurderingsværktøjet, jf. tabel 3.7. Disse referencer kan være af varierende kvalitet.

3.3 Datakontrol

3.3.1 Trin 1

Trin 1 omfatter indsamling samt indtastning af data i databasen.

Dataindsamling og indtastning sikres på tre niveauer:

• Niveau 1: Dataindsamling og indtastning iht. til protokol beskrevet i dette afsnit.
• Niveau 2: Løbende stikprøvekontrol af indtastning.
• Niveau 3: Dataudtræk af udvalgte parametre (K_d og DT₅₀) og opdeling af pesticider i kemiske grupper, jf. bilag B.

3.3.2 Trin 2

Trin 2 omfatter evaluering af kvaliteten af data samt screening for manglende parametre, med henblik på iværksættelse af en litteratursøgning efter de for risikovurderingen kritiske parametre. Yderligere kontrolleres forslag til “Bedste bud” (jf. afsnit 3.7.1) i trin 2.

3.4 Databasens indhold

3.4.1 Stofnavn

Almindeligt anvendte navne for aktivstoffer, f.eks. dichlobenil.

3.4.2 CAS nr.

CAS-nr. står for Chemical Abstract Service nummer, som entydigt identificerer et stof (men ikke et produkt) og som kan anvendes ved litteratursøgning i databaser m.v. I nogle tilfælde har et stof samme navn og molekylformel, men forskellig rummelig struktur (isomere). Disse stoffer vil have forskellige CAS-numre. I disse tilfælde vil den hyppigst forekommende isomer blive registreret i databasen. I databasen registreres disse typer oplysninger under bemærkning, f.eks. at stoffet har forskellige isomerer med et relative indbyrdes indhold (f.eks. isomer A og B i forholdet 7:3).

3.4.3 Standatkode

STANDAT definerer det format, som benyttes ved indberetning af data til de statslige fagdatacentre. STANDAT er udviklet til at sikre, at data vedrørende det ydre miljø kan udveksles hurtigt og sikkert mellem de institutioner, der indsamler og anvender data. Standatkodelisten og ansøgninger om nye standatkoder for stoffer administreres af STANDAT-sekretariatet hos Danmarks Miljøundersøgelser (Danmarks Jordbrugsforskning, 2006).

Såfremt der findes en 4-cifret STANDATkode for det pågældende pesticid, registreres dette. Ellers vil dette felt stå blankt.

3.4.4 Molekylformel

Molekylformlen angiver et molekyles sammensætning af grundstoffer i rækkefølgen kulstof og brint efterfulgt af de andre grundstoffer i alfabetisk orden, f.eks. dichlobenil - C₇H₃Cl₂N.

3.4.5 Systematisk IUPAC-navn

Stoffets systematiske navn beskriver sammensætningen af funktionelle grupper i molekylet i henhold til IUPAC-konvention (International Union of Pure and Applied Chemistry, 2006), f.eks. dichlobenil: 2,6-dichlorobenzonitrile.

3.4.6 Strukturformel

Strukturformler indsættes som jpg-filer med filformat; h150 x b200, såfremt de findes i litteraturen. Strukturformler tages hovedsagelig fra “The e-pesticid manual (Tomlin, 2006), f.eks. dichlobenil.

3.5 Metabolittræ

I databasen oprettes forbindelser (relationer) mellem de moderstoffer og metabolitter, der findes i databasen, jf. stoflisten i bilag A. Disse oprettes via et metabolittræ, og metoden er beskrevet i brugermanualen for redigering og stofregistrering i bilag H.

Stoffet vises øverste i diagrammet og evt. moderstoffer findes til venstre og evt. metaboliter i til højre, jf. figur 3.1. og figur 3.2.

Figur 3.1: Skærmbillede fra pesticiddatabasen visende metabolittræer for henholdsvis Glyphosat og AMPA.

Figur 3.2: Skærmbillede fra pesticiddatabasen visende metabolittræer for Atrazin.

Disse relationer anvendes i risikovurderingsværktøjet til at beregne den videre nedbrydning af metabolitter i grundvandszonen. Disse metabolitter kan kun medregnes i den horisontale transport, såfremt der foreligge oplysninger om deres fordelingskoefficienter og halveringstider.

3.6 Parametre og værdier

For de udvalgte stoffer er der indsamlet værdier for de følgende parametre, og målebetingelser er noteret for hver værdi, jf. afsnit 3.7:

3.6.1 Damptryk

Damptrykket er det tryk, som stoffet i gasfasen i ligevægt med fastfase eller væskefase, besidder ved en given temperatur og tryk. Damptrykket er opgivet typisk ved 10, 20 eller 25°C. Damptryk er opgivet i Pascal, Pa.

3.6.2 Henrys konstant

Henrys konstant beskriver fordelingen mellem luft og vand og kan angives med forskellige enheder. Henrys konstant er i databasen angivet som Pa.m³/mol, men kan omregnes til en dimensionsløs konstant ved at dividere med gaskonstanten på 8,314 (Pa·m³/(mol·K) og temperatur i kelvin (K).

3.6.3 Opløselighed

Stoffets opløselighed i vand ved den angivne temperatur er opgivet i mg/l.

3.6.4 Molvægt

Stoffets molvægt er angivet i g/mol.

3.6.5 Massefylde

Stoffets massefylde ved den angivne temperatur og tryk er angivet i g/ml.

3.6.6 K_ow

Stoffets fordelingskoefficient mellem oktanol og vand er dimensionløs.

3.6.7 K_oc

Stoffets fordelingskoefficient mellem organisk kulstof og vand er angivet i ml/g eller l/kg.

K_oc anvendes ved beregning af den vertikale transport igennem den umættede zone, jf. kapitel 8, hvorfor der for alle stoffer i stofliste B i databasen altid er defineret eller skønnet et bedste bud for K_oc-værdier i det øverste jordlag (muldjord). I den vertikale model beregnes K_d udfra K_oc-værdien for det angivne organiske indhold jorden.

Hvor K_oc-værdier ikke kan findes i litteraturen, er K_oc beregnet ved hjælp af et amerikansk program udviklet af USEPA (EPI suite version 3.12) (US EPA, 2006b) til estimering af K_oc-værdier på baggrund af kemisk struktur defineret ved en “SMILES” kode (Simplified Molecular Input Line Entry Specification som angiver en entydig beskrivelse af molekylets kemiske struktur i form af korte ASCII koder). I programmet indtastes enten SMILES-koden, der kan findes i e-Pesticide Manual (Tomlin, 2006), eller der foretages en søgning efter stoffet ved hjælp af funktionen “Name Lookup” i EPI-suite (US EPA, 2006b). Ved beregningen tages hensyn til stoffernes dissociationsgrad. Der angives i Bemærkninger, at den pågældende værdi er beregnet og den anvendte formel til beregning angives tillige. Såfremt en K_oc-værdi er skønnet eller beregnet, er datakvalitet angivet som usikker. Som det fremgår af (Kjeldsen og Christensen, 1996) observeres store variationer i k_oc-værdier når f_oc er mindre end 0,001 og der i litteraturen findes talrige formler til beregning af k_oc-værdier, herunder flere som er uafhængig af f_oc. I (Kjeldsen og Christensen, 1996) har man derfor anbefalet metoder baseret på estimering udfra den molekylære struktur.

Værdier for øvrige medier er opgivet, såfremt de findes i de tilgængelige litteraturkilder. Såfremt K_oc er bestemt på grundlag af såvel sorption som desorption, er den sorptionsbaserede K_oc-værdi angivet. Til omregning fra indhold af organisk stof (f_om, “organic matter”) til organisk kulstof (f_oc), er en omregningsfaktor på 0,58 anvendt (Lindhardt, 2000), dvs. at f_oc er halvt så stor som f_om.

3.6.8 K_d

Fordelingskoefficienten mellem jord og vand er angivet i henhold til målebetingelser for jordtype, relativ andel organisk indhold (f_oc), og om værdien er beregnet eller målt. Enheden er i l/kg eller (ml/g).

Såfremt der ikke findes en litteraturværdi, kan K_d beregnes med en passende formel, f.eks.:

K_d = K_oc • f_oc

Ifølge (Kjeldsen og Christensen, 1996) bliver korrelation mellem stoffets fordelingskoefficient, K_d, og det relative indhold af organisk stof, f_oc, mindre lineære ved f_oc under 0,001, dvs. 0,1% organisk kulstof, hvilket er tilfældet i mange akvifer.

K_d for sand og kalk med en f_oc på 0,0001 (0,01%) anvendes i beregningen af den horisontale transport i grundvandet, jf. kapitel 9. Derfor er der angivet et bedste bud for disse to media. Såfremt der ikke findes en litteraturværdi for K_d i sand eller kalk med en f_oc på 0,0001, er K_d beregnet eller skønnet, f.eks. der antages en K_d værdi i sand at gælde for kalk. Det noteres i Bemærkninger, om værdien er skønnet i henhold til et andet medie eller om den er beregnet. Såfremt en K_d er skønnet eller beregnet er datakvaliteten angivet som usikker. Værdier for øvrige medier er opgivet, såfremt de findes i de tilgængelige litteraturkilder.

I litteraturen oplyses nogle gange om fordelingskoefficienter baseret på Freundlich isotermer - Kf-værdier, hvor Kf = Cj/Cw^1/n (Clausen, Arildskou og Larsen, 2002). Disse værdier indtastes som K_d-værdier, idet 1/n ofte er mellem 0,8 og 1,0 og derfor af mindre betydning i forhold til de mange andre datausikkerheder, men forholdet er alligevel noteret i Bemærkninger.

Såfremt K_d i litteraturen er bestemt ud fra både sorption og desorption, er den sorptionsbaserede K_d-værdi benyttet. Yderligere er K_d i nogle tilfælde opgivet for både steril og ikke-steril jord. I disse tilfælde anvendes værdien for usteril jord, da dette forhold er nærmest virkeligheden.

K_d-værdier er knyttet til en bestemt jordtype. I udenlandske referencer er jordtyperne angivet som f.eks. sand loam, sandy clay loam, loamy sand og silt loam. I databasen er jordtypen ikke forsøgt oversat, men angivet som beskrevet i referencen. I afsnit 3.7.11 er sammensætning (tekstur) for disse jordtyper beskrevet.

3.6.9 Pka

I tilfælde, hvor et stof har flere pKa-værdier (flere syregrupper eller lignende), opgives den værdi, der er tættest på den naturlige pH omkring 6,5-7,0 i grundvand. De øvrige værdier noteres under Bemærkninger. Dissocierer stoffet ikke, findes der ingen pKa-værdi, og feltet står tomt. pKa er dimensionsløs.

3.6.10 Diffusionskoefficient i vand

Der er kun fundet diffusionskoefficienter for nogle få stoffer. Parameter anvendes ikke i risikovurderingsværktøj og der er derfor ikke foretaget yderligere litteratursøgninger efter disse parametre. Enhed er m²/s.

3.6.11 Halveringstid, DT₅₀

Stoffets halveringstid, DT₅₀, er den tid i dage, der medgår til at et stof er nedbrudt til 50% af den oprindelige mængde. Jordtypen angives i databasen og om det er laboratorie- eller feltforsøg samt om der er tale om aerobe eller anaerobe forhold. Såfremt der findes flere værdier for halveringstider, noteres primært værdier for europæiske forsøg.

Halveringstider anvendes i beregning af såvel den vertikale transport i den umættede zone som den horisontale transport i grundvandet, jf. kapitel 8 og 9. Derfor er der i databasen som minimum angivet bedste bud for halveringstider, DT₅₀ for det øverste jordlag under aerobe forhold. Disse bedste bud angives som følger:

Aerobe forhold i den umættede zone (top jord)

• ja, oxiderende (aerobe forhold)
• ja, muld

Desuden for grundvand angives bedste bud under både aerobe og anaerobe forhold som følger:

Aerobe forhold i grundvand

• ja, oxiderende (aerobe forhold)
• ja vand

Anaerobe forhold i grundvand

• ja, reducerende (anaerobe forhold)
• ja vand

De bedste bud for halveringstider er illustrerede i tabel 3.1.

Tabel 3.1: Skærmbillede visende de bedste bud for halveringstider for 2,4-D.

Halveringstiden kan dog ikke beregnes, og såfremt dataene ikke findes i litteraturen, må de vurderes ud fra lignende stofgrupper, jf. tabel 3.3. Datakvaliteten angives i disse tilfælde som usikker, og den sammenlignelige stofgruppe noteres i Bemærkninger.

Halveringstider i jorden under aerobe forhold kan for næsten alle pesticider findes i forbindelse med godkendelsesprocedurer for Bekæmpelsesmidler. Nedbrydning skal undersøges i mindst 3 - 4 forskellige jordtyper under laboratorieforhold, og kun såfremt halveringstiden under disse forhold er over 60 døgn ved 20°C eller over 90 døgn ved 10°C, skal der udføres feltforsøg (EU, 2000). Typisk findes stor spredning i de mange litteraturværdier for halveringstider for et stof i jorden, da disse data stammer fra såvel markforsøg som laboratorieforsøg under forskellige forsøgsbetingelser (Lindhart, 2000). De fleste halveringstider i jord er dog målt under aerobe forhold, medmindre forsøg er udført i lerjord, hvor der er risiko for vandmætning og anaerobe forhold.

Halveringstider beskriver ofte alene den primære nedbrydning, dvs. at stoffet omdannes til andre stoffer (nedbrydningsprodukter), men kan også være baseret på mineraliseringsforsøg med C-14 mærkede stoffer. De fleste forsøg er udført ved temperaturer fra 10 - 25°C - laboratorieforsøg typisk ved 25°C (Lindhardt et al., 2000). Det er tidligere antaget (Styczen et al., 2004), at halveringstider fordobles ved et fald i temperaturer på 10°C. I databasen er der ikke foretager omregning i forhold til temperatur, og temperaturen for den målte værdi er angivet under målebetingelser.

Imidlertid er stoffernes skæbne i vand og grundvand kun sjældent undersøgt.

I grundvandsmiljøet er der væsentlig mindre organisk stof, færre mikroorganismer og mindre mikrobiel aktivitet (Styczen, Petersen og Sørensen, 2004). I litteraturen findes værdier for biologisk nedbrydning i vand og vand-sedimentsystemer, hvor der ofte kan være tale om aerobe forhold (i relation til overfladerecipienter). Generelt vil en halveringstid målt på jord-vand “whole system” være højere end en halveringstid målt i “vandfasen”, og såfremt det er muligt vælges “whole-system” værdier ved angivelse af bedste bud for halveringstider. Såfremt der ikke findes en halveringstid i grundvand kan en halveringstid for andre media, f.eks. jorden, anvendes til vurdering af, om stoffet er let eller svært nedbrydeligt. Desuden findes værdier for hydrolyse (kemisk omdannelse) og såfremt andre oplysninger ikke haves, kan disse data for hydrolyse anvendes til at indikere nedbrydningspotentiale i vand.

I litteraturen findes nogle få studier af nedbrydning i den mættede grundvandszone (som typisk vil være anaerobe). Halveringstiderne under aerobe forhold er for de fleste pesticider væsentligt hurtigere end under anaerobe forhold, dog visse chlorerede pesticider kan nedbrydes under både aerobe og anaerobe forhold (Albrechtsen et al., 2000; Kjærsgaard et al., 1998 og Pedersen, 2000). Desuden nedbrydes visse pesticider som DNOC og Dinoseb sandsynligvis abiotisk (dvs. uden mikrobiologiske agenter) under reducerende forhold (Albrechtsen et al., 2000; Kjærsgaard et al., 1998 og Pedersen, 2000).

Selv om der ifølge feltundersøgelser ikke er dokumenteret nedbrydning i grundvandet, kan der alligevel ske en meget langsom nedbrydning, som ikke opdages inden for forsøgsperioden. Eftersom stofferne kan have opholdstider i grundvandsmagasinerne på op til 30 – 50 år, kan en høj halveringstid på flere årtier alligevel have en betydning, og der er derfor antaget en default-værdi på 10.000 dage for nedbrydning af de ikke-nedbrydelige stoffer i grundvandszonen under anaerobe forhold. Imidlertid nedbrydes forureningen kun i vandfasen, dvs. når den strømmer, og ikke når den sidder påhæftet partikler, jf. afsnit 9.6. Dette betyder, at nedbrydning af stoffer med en halveringstid på 10.000 dage (27 år) foregår så langsomt, at det vil være ubetydeligt i de fleste oplande.

I litteraturen er nedbrydning af pesticider i jorden klassificeret i fire grupper Albrechtsen et al., 2000), jf. tabel 3.2.

Tabel 3.2: Tidligere anvendt klassificering af halveringstider i jord (Albrechtsen et al., 2000).

Såfremt der ikke findes data om halveringstider i vand eller stoffet angives som ikke-nedbrydeligt, indsættes der i pesticiddatabasen en default-værdi for halveringstiden i grundvand under anaerobe forhold i henhold til lignende stofgrupper, opdelt i let, mellem eller svært nedbrydelige stoffer, som fremgår af tabel 3.3.

Tabel 3.3: Forslag til default-værdier for halveringstider.

Fremgår det af kilderne, at stoffet ikke nedbrydes under de pågældende forhold (redox og medie angives), angives værdien 10.000 dage, svarende til 27 år. Denne høje værdi skal indikere ingen eller minimal nedbrydning.

3.7 Målebetingelser

For hver værdi angives følgende oplysninger.

3.7.1 Bedste bud

For hver værdi kan der tilknyttes en eller flere attributter som Bedste bud. Disse anvendes blandt andet til at sortere, hvilke værdier, der skal anvendes i risikovurderingsværktøjet. Såfremt en værdi ikke er valgt som bedste bud angives “nej”.

Der er defineret de fire følgende typer af bedste bud:

Overordnet Bedste bud

Et Overordnet Bedste bud angives for parametrene molvægt, massefylde, opløselighed, damptryk, Henrys konstant, K_ow, diffusionskoefficient og pKa. Udvælgelse af et overordnet bedste bud foretages ud fra en vurdering af referencens kvalitet, værdiens størrelse, temperatur, pH samt andre relevante oplysninger om måleværdierne.

Er ingen målebetingelser umiddelbart afgørende for valg af Overordnet Bedste bud, vælges en værdi med den bedste reference (helst EU-monograf) eller en værdi, der ligger tæt på en median- eller gennemsnitsværdi. Hvis der i litteraturen er angivet en gennemsnitsværdi (“mean”), bruges denne som bedste bud. Såfremt der er oplyst en range, f.eks. 5 – 156, vælges en værdi som ligger midt imellem de to yderpunkter – 80,5.

Bedste bud for redoxmiljø, medium og kulstof

For parametrene K_oc, K_d og halveringstid er værdien afhængig af målebetingelserne, og der er derfor angivet et bedste bud for forudbestemte scenarier, f.eks. muldjord, sandjord, lerjord og kalk, aerobe eller anaerobe forhold. Der er følgende muligheder for valg af bedst bud jf. tabel 3.4.

Tabel 3.4: Muligt valg af betingelser for bedste bud.

K_oc

For K_oc er der som minimum angivet et bedste bud for muldjord, da denne værdi anvendes til at beregne K_d for den vertikale transport i forhold til bestemte jordlag med forskellige indhold af organisk kulstof, jf. kapitel 8. De bedste bud for K_oc -værdi for muldjord er vist for 2,4-D i tabel 3.5 som værdi nr. 20 ud af 21 værdier.

Tabel 3.5: Bedste bud for K_oc i topjord for 2,4-D.

K_d

For K_d er der som minimum angivet et bedste bud for sand og kalk, da disse værdier anvendes til at beregne transporttider i grundvandsmagasinet. Det antages, at grundvandsmagasinet er et sand- eller kalkmagasin med et indhold af organisk kulstof på mindre end 0,01% (dvs. f_oc, den relative fraktion af organisk kulstof i jorden er mindre end 0,0001). Som bedste bud på K_d for kalk og sand omregnes en K_d fra K_oc i forhold til en f_oc på 0,0001, jf. tabel 3.6 og 3.8.

Tabel 3.6: Skærmbillede fra pesticiddatabasen visende bedste bud for K_d i grundvandsmagasinet for 2,4-D.

Halveringstid

I databasen foreligger der som minimum et bedste bud for halveringstider for muldjord under oxiderende forhold samt for grundvand under både oxiderede og reducerede forhold.

Af nedenstående tabel fremgår det, for hvilke parametre/forhold der altid er angivet bedste bud-værdier, jf. tabel 3.7.

Tabel 3.7: Påkrævede bedste bud for den vertikale og horisontale transport i risikovurderingsværktøjet.

3.7.2 Datakvalitet

Datakvaliteten afgøres ud fra følgende klassificering, jf. tabel 3.8:

Tabel 3.8: Klassificering af datakvalitet.

3.7.3 Beregnet

I databasefeltet “Beregnet” noteres om værdien er beregnet. I tabel 3.9 vises den beregnet værdi for det bedste bud for K_d for 2,4-D i sandjord med en f_oc på 0,0001.

Tabel 3.9: Skærmbillede fra pesticiddatabasen visende det bedste bud for K_d i grundvandsmagasinet for 2,4-D.

3.7.4 Datakvalitet

Datakvaliteten afgøres ud fra følgende klassificering, jf. tabel 3.10:

Tabel 3.10: Klassificering af datakvalitet.

3.7.5 Temperatur

Temperaturen (celcius) for forsøgs- eller feltmålinger er opgivet, såfremt den findes i referencen.

3.7.6 Kulstofindhold

Kulstofindholdet i jorden (relevant for K_oc- og K_d- værdier) er såfremt den er opgivet i referencen angivet som relativ andel, f_oc, f.eks. 0,0005 er lig med 0,05%.

3.7.7 pH

pH for forsøgs- eller feltmålinger er opgivet, såfremt den findes i referencen.

3.7.8 Opdatering

Dato for indtastning/opdatering af data er indsat automatisk under redigering.

3.7.9 Forsøgstype

Oplysninger om forsøgstype er angivet som markforsøg eller laboratorieforsøg.

3.7.10 Redoxforhold

Redoxforhold under forsøget (relevant for halveringstider) er opgivet som oxiderende eller reducerende, såfremt det findes i referencen.

3.7.11 Medium

Medium (jordtype) ved forsøgs- eller feltmålinger er angivet som beskrevet i referencen, da der i mange udenlandske referencer angives en beskrivelse af jordteksturen, som ikke anvendes i Danmark. Dette er illustreret i figur 3.3, hvor der vises et trekantsdiagram for opdeling i jordtypen med angivelse af de engelske betegnelser: Sand loam, sandy clay loam, loamy sand og silt loam m.fl.

Især betegnelsen “loamy” er problematisk at oversætte, idet der ikke findes et tilsvarende begreb på dansk. “Loamy” er en jord med god (optimal) tekstur i relation til plantedyrkning (passende forhold mellem ler, silt og sand).

Figur 3.3: Diagram visende eksempler på engelske betegnelser for jordteksturer og deres klassificering.

I den danske litteratur klassificeres jordens tekstur ofte i henhold til de 12 jordbundsnumre, JB-nr., fra Den Danske Jordklassificering, som er baseret på en opdeling i fraktioner af ler, silt, sand og et humusindhold mindre end 10%. Humusjord er jord med et humusindhold på mere end 10%. En grov dansk inddeling i ler, lerblandet sandjord, siltjord og sand er illustreret i figur 3.4.

Figur 3.4: Diagram visende ofte anvendte danske betegnelser for Jordteksturer og deres klassificering (Skov- og naturstyrelsen, 2006).

Der skal understreges, at der i både den udenlandske og danske litteratur findes andre betegnelser og klassificeringer for jordens tekstur.

3.7.12 Land

Land, hvori forsøget er foretaget, f.eks. i tabel 3.11 kan man aflæse at laboratorieforsøg er udført i Danmark.

Tabel 3.11: Skærmbillede fra pesticiddatabasen visende målebetingelse for en K_d- værdi og hvoraf det fremgår, at forsøget er udført i Danmark.

3.7.13 Bemærkninger

Her noteres alle relevante kommentarer til dataene samt baggrund for valget af bedste bud.

3.7.14 Reference

Med mindre værdien er skønnet eller beregnet er der for hver værdi angivet en reference. Såfremt en værdi er skønnet eller beregnet er dette noteret i bemærkninger og datakvalitet er angivet som usikker.

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

Version 1.0 Februar 2007, © Miljøstyrelsen.