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

Kolloid-faciliteret transport af glyphosat og pendimethalin

2 Baggrund og formål

• 2.1 Formål
• 2.2 Baggrund
  • 2.2.1 Kolloidstørrelser
  • 2.2.2 Kolloidtransport - et element i udvikling af jordprofiler
  • 2.2.3 De valgte pesticiders egenskaber
  • 2.2.4 Kolloidrelaterede processer
  • 2.2.5 Resultater af feltforsøg
  • 2.2.6 Hvor genereres pesticidholdige kolloider?

2.1 Formål

Formålet med dette projekt var at undersøge kolloidgenereringen og at kvantificere betydningen af kolloid-faciliteret makroporetransport af glyphosat og pendimethalin i den umættede zone i struktureret landbrugsjord. Den opnåede viden er blevet anvendt til udvikling af en modelkomponent, som skal kunne benyttes til simulering af kolloidfaciliteret pesticidtransport i den øvre del af rodzonen på umættede landbrugsjorde med makroporer (> ca. 1 mm).

Yderligere er kolloidernes sammensætning blevet undersøgt, idet kolloid-sammensætningen bl.a. er af afgørende betydning for kolloidernes evne til at sorbere pesticider. I karakteriseringen af kolloider er der særligt lagt vægt på at tilvejebringe viden om den højpolymere del af kulstoffet. Det er begrundet i en forventning om at dette kulstof ville kunne være særdeles vigtigt netop for adsorption og transport af apolære forbindelser.

To delformål har endvidere været at undersøge, hvilken betydning jordstruktur, eksemplificeret ved hjælp af forskellige former for jordbearbejdning, kan have på mobilisering og transport af kolloider i den umættede zone ved forekomst af makroporer, og at forsøge nærmere at klarlægge hvilken del af jordsøjlen, de pesticidbærende kolloider kommer fra.

2.2 Baggrund

2.2.1 Kolloidstørrelser

Kolloider er små bestanddele i jorden, der defineres på baggrund af deres størrelse. På trods af dette er der ikke i litteraturen fuld enighed om hvilke størrelser, der definerer kolloider. I Stumm (1977) og Puls & Powell (1992) defineres kolloider som partikler, der er mindre end 10 µm, mens Brady & Weil (1999) angiver kolloider til at være under 2 µm. Fælles for disse kilder er, at der ikke defineres en minimumsstørrelse for kolloiderne. I andre kilder angives der både minimums- og maksimumsstørrelser for kolloiderne som i f.eks. Buffle & Leppard, (1995), hvor kolloidstørrelsen afgrænses til at være mellem 1 nm og1 µm, eller med en lille ændring i ordlyden som i Kretzschmar & Sticher (1998) (efter Stumm, 1993), hvor kolloiderne skal være mellem 1 nm og1 µm i mindst en retning. I Oswald & Ibariaki, (2001) (efter Russell et al., 1989) angives størrelsesintervallet for kolloider til at være mellem 1 nm og 10 µm, mens kolloidstørrelsen i Ryan & Elimelech (1996) angives til at være fra1 nm til få mikrometer. McGechan og Lewis (2002) estimerer, at kontaminant-bærende kolloider har en størrelse på 0,1-10 mm.

Da kolloider defineres på baggrund af deres størrelse, medfører det, at der findes mange forskellige typer af kolloider som f.eks. ler, jern(hydro)oxider, makromolekyler som f.eks. opløst organisk karbon (DOC), silikater, bakterier, vira m.m. (Ouyang et al., 1996; McGechan & Lewis, 2002). Hver gruppe er blandt andet kendetegnet ved at have en afgrænset størrelse (Figur 2.1). Da kolloiderne består af denne heterogene gruppe af elementer, kan det forventes, at forskellige stoffer vil sorbere stærkere til nogle typer af kolloider end til andre. I Villholt et al., (2000) blev det fundet, at makromolekylerne DOCs maksimumskoncentration var mere dæmpet og forlænget i forhold til partikelkoncentration over 0,24 µm, hvilket Villholth et al., (2000) mener skyldes forskelle i frigivelse og transportmekanismer for de to typer stoffer.

Figur 2.1. Størrelsesordener på forskellige kolloider sammenlagt med bølgelængder for lys (Ullum (2001)).

Figure 2.1. Sizes of different colloids compared to wavelengths of light (Ullum (2001)).

I forsøg, hvor størrelsen af kolloidmigrationen har været i fokus, har man i laboratoriet målt på kolloider i effluenten, mens man i feltforsøg har set på turbiditeten i drænvand. For at finde koncentrationen af kolloider i vandprøverne er det i flere kilder angivet, at prøverne er blevet centrifugeret således, at en bestemt størrelse er blevet centrifugeret ned. Eksempler på dette er centrifugering til 0,24 µm i Villholth et al. (2000), de Jonge et al. (1998) og de Jonge et al. (2000). I Lægdsmand et al. (2005) var grænseværdien sat til 50 nm.

At man ikke altid måler på samme størrelse af kolloidfraktionen - se f.eks. i Holm et al. (2003), der definerer kolloidfraktionen som >0,7 µm, mens den i Kjaergaard et al. (2004a) defineres som partikler = 2 µm, kan medføre, at en direkte sammenligning af kolloidkoncentrationerne kan være uhensigtsmæssig.

2.2.2 Kolloidtransport – et element i udvikling af jordprofiler

Det er en central egenskab ved de mere udviklede danske morænelersjorde (Alfisols), at der er sket en vertikal transport af overvejende de fineste partikler fra A og E horisonterne til den underliggende lerberigede B horisont (se Tabel 3.1). Ved horisonter forstås her jordlag der er ens mht egenskaber, Ap refererer til pløjelaget og E til et lag herunder, der begge taber materiale. I lighed med transport af andre typiske komponenter (som f.eks komplekser af organisk stof og metalioner), der fører til dannelsen af B-horisoner, er denne typiske transport ikke principielt begrænset til B horisonterne, men vil også, i et begrænset omfang, føre til transport af jordkomponenterne videre ned i alle former for C horisonter. Transporterede stoffer vil dermed også i et vist omfang nå hen til eventuelle dræn, der er lagt i disse. Det kan endvidere ofte observeres i felten at den nedadgående transport af partikler heller ikke er strengt begrænset til partikler af lerstørrelse (partikler < 2 µm). Med faldende frekvens findes også silt, finsand og grovsand indlejret i det translokerede matriale i makroporernes vægge (se f.eks Kjaergaard et al. (2004d)).

De overordnede principper for mobilisering, transport og aflejring af ler-partikler kan beskrives ud fra kemiske og fysiske beskrivelser af tilstande i porevandets kemi, når det er nær ligevægt. Men detaljerne og dynamikken vil formentligt først blive afklaret, når det bl.a. bliver muligt at følge kinetikken i de meget hurtige ændringer i porevæskens egenskaber som følge af ionbytnings- og hydrolysereaktioner, som f.eks. afspejlet i pH-ændringer i porevæsken ned igennem kolonnen.

Transporten, der har ført til dannelsen af lerberigede B horisonter, er i Danmark foregået over årtusinder. Det er lang tid i forhold til den karakteristiske levetid for poresystemerne i A og E horisonterne (specielt bioporerne) så transporten ud af disse horisonter har ført til et relativt homogent fald i lerkoncentrationen i hele horisonten. Dette er ulig forholdene i B horisonten, hvor poresystemet har en meget langsommere dynamik. Transporten igennem makroporesystemet her, og specielt ændringen i de geokemiske egenskaber, fører til en forøgelse af lerindholdet ved aflejring specielt langs aggregatoverflader og porevægge. Det relativt yngste af det transporterede og aflejrede materiale er ofte relativt beriget med organisk stof stammende fra A- og E-horisonterne (Kjaergaard et al. (2004d)). Det er karakteristisk for partikler i teksturklasserne ler og silt, at de er sammensatte. Det skal forstås således, at hver enkelt partikel består af mindre partikler af forskellige eller ens mineraler, men også at der i hver enkelt partikel er både organiske og uorganiske komponenter.  Der findes ingen enkelt metode til at undersøge de forskellige komponenter, så undersøgelser af sådanne partikler bør altid være baseret på resultater fra mange forskellige metoder.

Fra røntgenkrystallografiske analyser af lerfraktionerne i danske jorde ved man, at forskellige typer af lermineraler dominerer sammensætningen. Fra ekstraktioner (se Tabel 3.1) og spektroskopiske undersøgelser af de samme fraktioner ved man desuden, at jernoxider i form af ultrafine krystaller af goethit og hematit er til stede i alle horisonter (Bender Koch, upubliceret).

Tilstedeværelsen af organisk stof bliver ofte kvantificeret som et total indhold af organisk kulstof i jorden. Denne parameter udviser normalt et stærkt faldende indhold med stigende dybde, men for især B horisonterne er der store rumlige variationer i indhold (højt i væggene af de aktive porer). Der er utvivlsomt en lang række forskellige egenskaber i jordene, der er bestemt af tilstedeværelsen af organisk kulstof.

Da netop kolloidfraktionen består af mange forskellige komponenter giver bestemmelser af mængden af kolloider ikke nødvendigvis et særligt præcist indblik i mængden af adsorptionsegenskaber, der transporteres. F.eks. har tidligere feltundersøgelser påvist en signifikant relativ ændring i indholdet af funktionelle grupper fra organisk stof i kolloider i løbet af afstrømningshændelser i drænvand fra marker (Holm et al. (2003)). Det er derfor af vigtighed at monitere den mineralogiske sammensætning af kolloider så tidsligt tæt som muligt.

2.2.3 De valgte pesticiders egenskaber

De to udvalgte pesticider sorberer kraftigt, men til forskellige komponenter i jorden. Glyphosat har med sin fosfatgruppe en for pesticider usædvanlig evne til at binde til jern- og aluminiumoxider, der ofte findes på kanterne af lermineraler. Glyphosat har også organiske grupper, der kunne sorbere til organisk stof, men associationen til jern- og aluminium synes at dominere (Gimsing et al. (2004)). Pendimethalin formodes at bindes stærkt til organisk stof. Udvalgte egenskaber for de to pesticider er vist i Tabel 2.1. I formuleringen Roudup Bio er glyphosat associeret med et isopropylammonium salt, der bl.a. har stor betydning for vandopløseligheden, som det fremgå af Tabel 2.1.

Tabel 2.1. Oversigt over glyphosats og pendimethalin fysiske, kemiske og biologiske egenskaber. Hvis ikke andet er angivet er data taget fra The e-Pesticide manual (2002).

Table 2.1. Overview of the physical, chemical and biological properties of glyphosate and pendimethalin. Where nothing is stated, the data are taken from The e-Pesticide manual (2002).

^$ Andersson and Wenell (1993) citeret fra Kreuger and Tornqvist (1998).

2.2.4 Kolloidrelaterede processer

En række processer og faktorer er beskrevet i litteraturen som vigtige i forhold til kolloidtransport og kolloidmedieret pesticidtransport. I det følgende er disse processer forsøgt opsummeret, og sidst i afsnittet er beskrevet resultater af andre danske markforsøg. De relevante processer er kolloidfrigivelse gennem jorderosion eller desorption/dispergering, processer som påvirker transporten undervejs i profilet (sorption/desorption af kolloider og/eller pesticid, diffusion, intern oplagring i jordvæske) samt fjernelse af kolloider fra vandfasen gennem filtrering og flokkulering. Undersøgelser viser, at jordbehandling, plantevækst, konsolidering af jordkolonnen og vandforholdene har væsentlig indflydelse på kolloidgenerering.

2.2.4.1 Frigivelse af kolloider

Frigivelse af kolloider beskrives på to måder i litteraturen, nemlig som frigivelse ved desorption i jordsøjlen og ved frigivelse i forbindelse med jorderosion på jordoverfladen. Begge processer er beskrevet i det følgende.

Ved desorption og dispergering

En række forskere har beskrevet frigivelse af kolloider ved desorption (Kjaergaard (2004a, b, c), Laegdsmand et al. (1999)) og udført forsøg med udtagne eller pakkede søjler med beskyttet overflade. Ved sådanne forsøgsdesign ses der bort fra jorderosion som kilde til kolloidgenerering. Den konceptuelle beskrivelse af processerne er her, at der foregår en desorption eller dispergering af kolloider på overfladen af aggregater i jordsøjlen og derefter en diffusion af frigivne kolloider gennem et grænselag af immobilt vand til “midten” af poren, hvor vandet er mobilt og transporteres. Når der ikke foregår en strømning, udlignes koncentrationen i porevandet ved diffusion, sådan at koncentrationen i det mobile vand er højest ved gennemstrømningens start. Koncentrationen bliver derefter diffusionsbegrænset. Frigivelsen af kolloider (dispergeringen) er meget afhængig af ionstyrken i jordvæsken (stiger med faldende ionstyrke) og af pH. Da kolloider er en samlebetegnelse for en heterogen gruppe elementer er det rimeligt at antage, at nogle stoffer (DOC) domineres af sorption/desorption og andre, f.eks. lerpartikler, ved dispergering.

Disse forsøg er overvejende udført ved et lille undertryk på søjlen, således at der ikke forventes udpræget makroporestrømning. Der er god overensstemmelse mellem kolloidforekomst i de udførte søjleforsøg og den konceptuelle beskrivelse. Ingen af de nævnte artikler inddrager generering af kolloider med pesticid.

Der er generel enighed i nyere litteratur (studier opsummeret af Kjaergaard et al. (2004c)) om, at kolloider ikke løsrives i nævneværdig grad af vand, der strømmer gennem jorden (i matrice og makroporer). Dette støttes af, at de højeste kolloidkoncentrationer normalt findes i begyndelsen af en drænhændelse, og når maksimum før den maksimale strømning måles.

Ved erosion

Det må forventes, at de erosionsprocesser, der er tale om, primært er “interrill-erosion”, dvs dråbeerosion og eventuelt strømning i tynde vandlag på jordoverfladen. Materialet i “interrill erosion” er i flg. Rose (1993) domineret af dråbeeroderet materiale. Jarvis et al. (1999) anser dråbeløsrevet materiale (erosion) for at være den vigtigste kilde til kolloidfrigivelse. Det skal i den sammenhæng nævnes, at ionstyrkeændringer og dispergering, som forventes at generere kolloider i profilet, også vil foregå på jordoverfladen i en regnhændelse. Ledningsevneændringen og dispergeringen kan forventes at være kraftigere her end i jorden, da regnvandet har en mindre ionstyrke end jordvandet. Dispergering og ionstyrkeændringer spiller derfor også en rolle i vurderingen af jordens erodibilitet. McGechan og Lewis (2002) nævner derudover partikulært og kolloidalt materiale til stede i gylle, anden husdyrgødning og slam som kilde til mobile kolloider.

Gao et al. (2004, 2005) har udviklet en model til beskrivelse af interaktionen mellem vand og sorberet stof i overfladelaget af jorden under en erosionshændelse. Modellen er baseret på dråbeerosionsmodeller af Hairsine og Rose (1991) og Sander et al. (1996). Modellen består af et vandlag på overfladen, et udvekslingslag og den underliggende jord. I begyndelsen mobiliseres meget sorberet stof fra udvekslingslaget på grund af kraftig opblanding, mens overførslen senere bliver bestemt af diffusionen fra jorden gennem udvekslingslaget. Modellen har derfor nogle af de samme egenskaber som Laegdmand’s et al. (1999) model, men diffusionsprocessen er ”vertikal” i stedet for ”horizontal”. Den største principielle forskel er, at der sker en kraftigere interaktion mellem jord og vandfase i udvekslingslaget på grund af den kraftigere opblanding i dråbeerosionsmodellen.

2.2.4.2 Koncentrationsniveau fundet i forskellige undersøgelser

Sammenlignes koncentrationsniveauet af kolloider opnået i søjleforsøg uden erosion og dråbeerosionsforsøg er de markant forskellige, men sammenligningerne kompliceres af forskellige definitioner på kolloider. Koncentrationer fundet i laboratoriet målt ved udløb af 8 cm lange søjler (Kjaergaard et al. (2004a)) var maximalt ca 150 mg/l for en jord med 12% ler, 100 mg/l for en jord med 18% ler og 75 mg/l for en jord med 28% ler (aflæst på figur), defineret som partikler i intervallet 50 nm – 2 μm. Koncentrationer målt ved drænudløb i forbindelse med feltforsøg med en sammenlignelig jord med 11% ler (Petersen et al., 2004) var op til maximalt 1000 mg/l. I det sidstnævnte tilfælde blev kolloidfraktionen defineret som >0,7 μm.

Til sammenligning resulterer dråbeerosionsforsøg normalt i koncentrationer målt i g/l. Palis et al. (1990a) finder koncentrationer fra 2,7 til 15,8 g/l (sandy clay loam, 24% ler) og Poesen (1981), der i sit forsøg kun opfanger en del af det dråbeeroderede materiale (under halvdelen), genererer 4-28 g sediment pr. mm nedbør pr m² (svarende til 4-28 g/l).  Kun en brøkdel af det dråbeeroderede materiale er i kolloidstørrelse, se Tabel 2.2.

Tabel 2.2. Sammenhæng mellem tid efter dråbeerosionens start, koncentration af dråbeeroderet materiale og forekomsten af små partikler i det eroderede materiale.  Efter Palis et al. (1990a).

Table 2.2. Relationship between time from initiation of splash erosion, concentration of splash eroded material and the presence of small particles in the eroded material. Adapted from Palis et al. (1990a).

* aflæst fra figur. Tallene kan sammenlignes med Kjaergaard et al.’s (2004a) fund på 75-100 mg/l genereret ved dispergering.

Selve beskrivelsen af løsrivelsen af materiale varierer. Hairsine og Rose (1991) anvendte en funktion af nedbørsintensiteten. Morgan et al. (1998) anvendte dråbernes kinetiske energi, men dette er baseret sig på forsøg med sand. Styczen og Høeg-Schmidt (1988) viste, at dråbeerosionsprocessen i sand kan sammenlignes med et elastisk stød, hvilket fører til en energirelation. I kohesive materialer bør processen snarere sammenlignes med et uelastisk stød, hvilket fører til, at dråbeerosionen bliver en funktion af dråbernes kvadrerede moment (mv)². Free (1960) fandt, at dråbeerosionen er proportional med den kinetiske energi opløftet til 0,9 for sand og den kinetiske energi opløftet til 1,46 for jord. Salles et al. (2000) efterviste den kendte energirelation for sand, men fandt en stærkere afhængighed af dråbediameteren for lerholdige jorde. I alle ovennævnte procesbeskrivelser indgår et udtryk for jordens erodibilitet.

Jordens erodibilitiet afhænger af dens tekstur, vandindhold og kohesion (der er afhængig af de to førstnævnte faktorer) (Poesen, 1981), men også af jordbehandling, organisk gødning, plantevækst og lignende. Poesen (1981) demonstrerede, hvordan et materiales median-kornstørrelse hænger sammen med dets erodibilitet i forhold til dråbeerosion. Den laveste partikelløsrivelse findes for lerjorde og meget grove sandjorde (median-partikelstørrelse hhv. mindre end 32 μm eller over 500 μm), mens løsrivelsesmaksimum findes for mediandiametre omkring 96-125 μm. Sammenlignes resultaterne fra Poesen (1981) med resultaterne af Kjaergaard et al. (2004c), findes der en tilsvarende sammenhæng for kolloidgenerering i forhold til jordens lerindhold.

For de fleste teksturer er der en positiv sammenhæng mellem vandindhold og løsrivelse, men sammenhængen kan blive negativ over et vist kritisk vandindhold. Poesen (1981)’s resultater viser, at løsrivelsen er størst ved markkapacitet for jorde med mediandiameter > ca. 125 μm, mens den for jorde med mindre mediandiameter kan være størst for lufttør jord. For stigende kohesion falder jorderosionen.

Poesens (1981) data indeholder ikke forsøg nær vandmætning, men Kjaergaard et al. (2004c) fandt den største udvaskning af kolloider ved en jordfugtighed svarende til pF 2 (markkapacitet) for jord med lavt lerindhold (12%) – men den største kolloiddannelse ved vandmætning. For jorde med højt lerindhold var kolloidgenereringen ved forskellige fugtighedsforhold ikke signifikant forskellig, men genereringen ved pF2 var dog mindre end eller lig med genereringen i våd og tør jord.

De af Poesen (1981) og Kjaergaard et al. (2004c) fundne relationer med hensyn kolloidgenereringens afhængighed af tekstur og fugtighed er altså overensstemmende, selv om processerne lokaliseres henholdsvis på overfladen og i jorden. For tørre jorde er det imidlertid kritisk hvordan opfugtningen finder sted, idet dispergeringen normalt er større efter en pludselig opfugtning end efter en langsom, se f.eks. Kjaergaard (2004a).

2.2.4.3 Det eroderede materiales størrelsessammensætning som funktion af tid

Palis et al. (1990a) målte sammensætningen af dråbeeroderet materiale som en funktion af tiden, og fandt et meget højere indhold af fine partikler i den første prøve, udtaget efter 0,6 min. end i senere analyser. Der sås altså en næsten øjeblikkelig høj forekomst af små partikler. Både den samlede dråbeeroderede mængde og fraktionen af små partikler faldt hurtigt efter nedbørens start (se Tabel 2.2). Der arbejdedes i disse forsøg med en jord med 24% ler.

Proffitt et al. (1991) fandt tilsvarende resultater i en let dispersiv “sandy clay loam” (32% ler). Her fandtes den fineste fordeling ved første prøvetagning efter 1,5 min, hvor ca. 30% af materialet klassificedes til at have en faldhastighed < 4 * 10^-6 m/s. Til sammenligning har lerpartikler en faldhastighed < 3,41 *10^-6 m/s.

I ovennævnte artikler forklares den høje forekomst af fine partikler altid ved den fysiske påvirkning af dråberne. Der er imidlertid intet til hinder for, at der også er tale om en dispergering ved opfugtningen, der medvirker til forekomsten af fine partikler. I de tilfælde, hvor fordelingen af faldhastigheder /partikler vedbliver at være anderledes end for originaljorden efter længere tids påvirkning, forklares det med nedbrydning af aggregaterne (underforstået- ved anden proces end dråbeerosion) (Palis et al., 1990a). Forfatternes forklaring på det kraftige fald i produktionen af små partikler over tid er, at der meget hurtigt sker en “forgrovning”, sådan at de større partikler ligger tilbage på overfladen og dækker for de mindre. Der er derfor efterhånden færre små partikler til rådighed til transport.

Studier af løs og kompakt jord (Misra og Rose, 1995) viste, at erodibiliteten i forbindelse med dråbeerosion var i størrelsesordnen en faktor 3 højere i løs jord sammenlignet med en kompakteret jord (Volumenvægte hhv. 0,84 g/cm³ og 0,97 g/cm³). Jordprøverne er pakkede, men væsentligt løsere end under normale markforhold, hvor volumenvægte omkring 1.5 g/cm³ er almindelige for A-horisonter.

2.2.4.4 Uens fordeling af stof i aggregater (peeling-effekt)

Ghadiri og Rose (1991 a og b) udførte forsøg med jorde med ret stabile aggregater. De fandt, at dråberne løsriver materialet yderst på aggregaterne først, og, at dette materiale havde signifikant højere indhold af C, N og pesticider end materialet i aggregaternes indre. En berigelsesratio (forholdet mellem koncentrationen på det eroderede materiale i forhold til gennemsnitskoncentrationen i jorden) på 2,5-3,0 i begyndelsen af forsøg for N og organisk C er dokumenteret i deres forsøg. For pesticider er berigelsesratioen i samme undersøgelse fundet til at være op til 1,58, oftest større på store aggregater end på små. Jorden var ikke sprøjtet i forsøget, og forskellene skyldtes altså tidligere pesticidbehandlinger. Disse forsøg er udført på jord med en høj aggregatstabilitet, og det må forventes, at denne mekanisme “blandes med” dispergering i jord med lav aggregatstabilitet. Aggregater i jorden kan tænkes at have en lignende uens fordeling af stof. Laegdsmand et al. (2005) fandt, at indholdet af organisk stof i udvaskede kolloider er 3-4 gange så stort som i kolloider frigivet i batchforsøg. For fosfor har van Riemsdijk et al. (1984) udviklet en ”shrinking core”-model, der beskriver adsorption af fosfat til overfladen og diffusion ind i aggregater.

2.2.4.5 Transport og desorption/sorption af kolloider i jord

På vejen gennem jorden kan kolloider sorbere igen. McGechan og Lewis (2002) nævner sorption som mulighed for ladede kolloider. Processen, hvor kolloiderne bevæger sig fra aggregatoverfladen gennem et immobilt vandlag og til det mobile porevand eller modsat, beskrives ved forskellen i koncentration mellem aggregatoverflader og det mobile vand, og omvendt proportionalt med diffusionsafstanden (Kjaersgaard et al. (2004a, b) og Laegdsmand et al. (1999)). Processen er, ifølge Laegdsmand et al. (1999), en funktion af ionstyrke (jo mindre ionstyrke, jo større frigivelse). Ligningerne indikerer en høj følsomhed overfor diffusionslængden fra aggregat til mobilt vand. Der opbygges altså en koncentration i porevandet, når det står stille, og denne mængde vil bevæge sig, når vandindholdet i jorden stiger. Opbygningen er vigtig ved beskrivelse af begyndelseskoncentrationen i udstrømmende vand, og anses af en række forfattere som årsagen til den høje initielle flux af kolloider, der ses i en hændelse.

2.2.4.6 Fjernelsesprocesser i jordsøjlen

Flokkulering kan tænkes at ske over en vis ionstyrke. Det kan beskrives som en førsteordens fjernelsesrate og ligner derfor andre filtreringsprocesser. Flokkuleringen er kun vigtig, når ionstyrken er høj.

McGechan og Lewis (2002) henviser til en række fjernelsesprocesser, der ofte er beskrevet i forbindelse med industrielle anvendelser. De opremser diffusion, interception, filtrering og sedimentation. Ren filtrering er, når partikler ikke kan bevæge sig gennem porer med en diameter mindre end deres egen, men andre fjernelsesprocesser kommer under samme overskrift. Det gælder retention til porøse overflader (nærmest sorption til jord) og sorption inde i en porøs matrice eller deposition inde i et porøst materiale. Filtreringen beskrives som en 1. ordens reaktion, hvor koefficienten er afhængig af pakkegeometrien, partikelstørrelsen, strømningshastigheden, elektrolytsammensætningen og overfladepotentialet på både partikler og poreoverflader. Jarvis (1994) beskriver filtreringen i matricen ved en simpel 1.ordens reaktion, hvor filtreringskoefficienten også kan udtrykkes som kolloiddepositionsrate-koefficienten (s^-1) divideret med hastigheden af kolloid partiklerne i det porøse medium (m s^-1).

hvor

-                     F er filtreringen (g m^-3h^-1)

-                     f_c er en referencefiltreringskoefficient (m^-1)

-                     θ er koncentrationen (g/m³)

-                     θ er vandindholdet (m³/m³)

-                     v er porevandshastigheden (m/h)

I makroporerne beskriver Jarvis (1994) filtreringen som en funktion af en referencefiltreringskoefficient (m^-1) gange en vægtet porevandshastighed ((V_ref/v)^nf*v, hvor nf er en eksponent og ganget med kolloidindholdet (c*θ). I dette tilfælde falder filtreringen med større gennemstrømningshastighed.

hvor

-                     F er filtreringen (g m^-3h^-1)

-                     f_ref er en referencefilterkoefficient, m^-1

-                     nf er en empirisk konstant

-                     v_ref er porevandshastigheden ved hvilken f_ref er målt

Denne beskrivelse er anvendt i MACRO og parameteriseret af Villholth et al. (2000) og McGechan et al. (2002). McGechan et al. (2002) anvendte ovennævnte modelbeskrivelse til at håndtere udvaskning fra jordoverfladen af partikulært og kolloidbundet fosfor fra gylle.

2.2.5 Resultater af feltforsøg

Petersen et al. (2002) beskriver udvaskning af kolloider og pendimethalin fra en mark med lerholdige horisonter [11% ler i A_p-horisonten] til dræn. I de beskrevne forsøg er det tydeligt, at den største mængde pendimethalin udvaskedes i begyndelsen af en drænhændelse, inden den maksimale drænafstrømning forekom. Det første år var udvaskningen ved den første hændelse markant større end de senere hændelser, mens hændelse nr. 2 gav de højeste koncentrationer det næste år. Pendimethalinkoncentrationen var lineært relateret til turbiditeten inden for en drænhændelse, men med langt den bedste korrelation i den første hændelse, hvorefter korrelationen blev ringere i de efterfølgende hændelser. Turbiditeten (som indikator for kolloidindholdet) toppede i begyndelse af en drænhændelse og udviste en hel del “haledannelse”, det vil sige, den faldt ikke så markant over tid, som pesticidkoncentrationen. Den største turbiditet observeredes i frost/tø-situationer. De øvrige hændelser fandt sted under, eller lige efter, ret kraftige nedbørstilfælde, og pesticidkoncentrationen toppede, før den maximale drænafstrømningsrate opnåedes. Forfatterne konkluderede, at den stærke positive korrelation mellem turbiditeten og pendimethalin-koncentrationen, der er fundet begge år, indikerede, at transporten af pendimethalin er faciliteret af kolloider, og at kolloiderne i drænet stammede fra overfladen.

Villholth et al. (2000) fandt på lignende måde, at mængden af pesticid og kolloider toppede før den maksimale drænafstrømning (15,5% ler). Den højeste målte kolloidkoncentration var ca. 130 mg/l.

De Jonge et al. (2000) beskrev et søjleforsøg med glyphosat. For en lerjord (15% ler) fandt de en udvaskning af kolloidbundet glyphosat, der tidsmæssigt svarer til de ovenfor beskrevne markforsøg. Glyphosaten blev udsprøjtet med vandingsvand og gik stort set igennem søjlerne i opløst form. For en sandjord var udvaskningen af kolloidbundet glyphosat lille, og toppede samtidigt med forekomsten af den højeste koncentration af både kolloid og bromid. Observationen kan være påvirket af, at der blev vandet med en basisk opløsning efter bromidtilsætningen, da base påvirker sorptionen af glyphosat.

Petersen et al. (2004) viste en markant effekt af jordbehandling på udvaskningen af kolloider. Hvor udvaskningen var tæt på 0 ved direkte såning, nåede turbiditeten for andre behandlinger op til 600-800 NTU/l, svarende til ca 5-700 mg sediment/l.

Schelde et al. (2006) fandt også at partikelkoncentrationen toppede før drænafstrømningen toppede, og senere faldt gradvist med drænafstrømningsraten. Studiet havde fokus på P, og mængden af P-udvaskning steg ca. med en faktor 4 efter pløjning. I vinterhalvåret dominerede partikulær P-transport over opløst P-transport, og udgjorde op til 80% af den totale udvaskede mængde.

Resultaterne kan forstås sådan, at der genereres kolloider i en længere periode, men at de pesticidholdige kolloider kun genereres i en ret begrænset periode. Med hensyn til den tidslige udvikling i kolloidgenerering er der forskellige erfaringer. Worrall et al. (1993, 1995) observerede et fald over tid (fra hændelse til hændelse) i koncentrationerne af suspenderet stof i afdrænende vand fra lysimeterforsøg, mens der ikke er en tydelig trend i observationerne fra Petersen et al. (2004) i et gammelt drænsystem. På grund af at det er udbredt praksis at placere materiale fra A-horisonten omkring drænrørene (og dermed skabe en ”omvendt” horisontfølge), vil der ofte være to mulige kilder for organisk stof i feltforsøg: den egentlige A-horisont og foringen af drænet med A-holdigt materiale. Grant et al. (1996) og Laubel et al. (1999) viste, at materialet i drænene har samme Cs-indhold som overjorden, hvilket ikke tyder på et stort bidrag fra muldjord rundt om drænene, idet drænene var lagt før atomprøvesprængningerne.

2.2.6 Hvor genereres pesticidholdige kolloider?

Argumenter, der taler for, at kolloider med pesticid genereres meget tæt på overfladen og i alle tilfælde i A-horizonten, og at dråbeerosion kan være en medvirkende faktor er:

-      Kontaktstedet for kolloider og pesticid er lige i jordoverfladen, hvor pesticidet sprøjtes ud. Alle andre steder i jorden må pesticidkoncentrationen i jorden og væskefasen være lavere.

-      Hardy et al. (1999) fandt, at 81% af partikulært materiale i drænafstrømning kom fra de øverste 5 cm og 100% fra de øverste 20 cm i en ”gleyed calcareous soil”, mens mere end 80% af partiklerne i dræn på en ”argillic brown earth” kom fra de øverste 20 cm af jorden. Grant et al. (1996) og Laubel et al. (1999) har desuden vist ved hjælp af ¹³⁷Cs at drænsediment stammede fra topjorden.

-      McGechan og Lewis (2002) citerede fund af bakterier i drænafstrømning når gylle spredes på tidspunkter med høj nedbør, og McGehan et al. (2002) fandt transport af partikulært/kolloidbundet P fra udbragt gylle. Der er altså evidens for at kolloider kan genereres og transporteres fra overfladen.

-      Kolloidtransport påvirkes af jordbehandling, sædskifte og plantedække, der alle har kraftig effekt på jordoverfladens beskaffenhed.

-      Dråbeerosion kan generere koncentrationer af små partikler i begyndelsen af nedbørshændelser, der er større, end hvad dispergering kan generere alene.

-      Dispergeringen forklares bl.a. med ændringer i ionstyrker. De allerstørste ændringer i ionstyrke finder sted på jordoverfladen. Den øjeblikkelige frigivelse af fint materiale, der er observeret i dråbeerosionsforsøg, kan være en kombination af dispergering og findeling på grund af den fysiske påvirkning. Jarvis et al. (1999) nævner både mekanisk nedbrydning, jordslæmning og dispergering af ler på grund af hurtig opfugtning af tør jord og kraftige ændringer i ionstyrke.

-      Faldet i genereringen af små partikler/kolloider på overfladen over tid og koncentrationsfordelingen af stof i aggregaterne kan være medvirkende til, at de højeste koncentrationer af pesticidassocieret kolloid findes i begyndelsen af nedbørshændelsen.

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

Version 1.0 Februar 2007, © Miljøstyrelsen.