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

Kolloid-faciliteret transport af glyphosat og pendimethalin

3 Materialer og Metoder

• 3.1 Indledning
• 3.2 Beskrivelse af lokaliteter for udtagning af intaktkolonner
• 3.3 Udtagning og grundlæggende karakterisering af intaktkolonner
  • 3.3.1 Udtagning af intaktkolonner
  • 3.3.2 Trimning af kolonnerne
  • 3.3.3 Intaktkolonnernes fysiske dimensioner
• 3.4 Forsøgsopstilling samt indledende kolonneforsøg
  • 3.4.1 Vandingsapparatet, prøveudtagning og bestemmelse af effluentmængde
  • 3.4.2 Vandingsvandet samt indledende vanding
  • 3.4.3 Udvælgelse af kolonner på basis af sporstofforsøg med bromid
• 3.5 Gennemstrømningsforsøg med glyphosat og pendimethalin
  • 3.5.1 Oversigt over prøveudtagninger
• 3.6 Bestemmelse af sorptions- /desorptions-kinetik af pesticid i effluenten
• 3.7 Desorptionsforsøg med dråbeerosionspartikler
• 3.8 Kolloidkarakterisering
• 3.9 Pesticidadsorption til jord og halm
• 3.10 Effekt af jordoverfladens beskaffenhed på glyphosattransport
• 3.11 Effekt af udbringningsmetode af pendimethalin
  • 3.11.1 Mineralisering af pendimethalin til CO2
• 3.12 Fraktionering af effluent fra gennemstrømnings-
  forsøg med pendimethalin vha. nano-filtrering
• 3.13 Karakterisering af strømningsmønstre
  for vand og stof samt bestemmelse af
  restkoncentrationer af pesticid i kolonnerne
  • 3.13.1 Farvesporstofforsøg med Brilliant Blue
  • 3.13.2 Prøveudtagning for bestemmelse af pesticid i kolonnerne
• 3.14 Analyser og resultatbehandling
  • 3.14.1 pH, ledningsevne og turbiditet
  • 3.14.2 Opløst organisk stof
  • 3.14.3 Aktivitetsmålinger og validering
  • 3.14.4 Kemiske analyser af pendimethalin og glyphosat/AMPA
  • 3.14.5 Databehandling

3.1 Indledning

Der blev udført laboratorieforsøg med glyphosat- og pendimethalintransport igennem uforstyrrede jordkolonner udtaget på KVL´s tidligere undersøgte forsøgslokalitet Rørrendegaard ved Høje Tåstrup. Denne forsøgslokalitet blev udvalgt, da det er et meget velundersøgt område, og da der på denne lokalitet tidligere er gennemført feltundersøgelser af kolloid-faciliteret transport af pendimethalin, som også blev undersøgt i dette projekt. Der blev fokuseret på forskelle i transport som følge af forskellig jordstruktur, og kolonnerne blev udtaget, så de repræsenterede træk af jordstrukturen ved to meget forskellige former for jordbearbejdning, hhv. minimalt bearbejdet jord og traditionel dyrkning med én årlig pløjning. Inden forsøgene med pesticider blev der gennemført sporstofforsøg med bromid på alle kolonner. Sporstofforsøgene blev gennemført for at fastlægge strømningsmæssige forhold i kolonnerne af hensyn til senere modellering, men også for at klarlægge om der var gennemgående makroporer i de udtagne kolonner, så de egnede sig til forsøg med kolloid-faciliteret pesticidtransport.

Dette kapitel beskriver udførelsen af de enkelte aktiviteter i projektet, indbefattende udtagning og trimning af intaktkolonner, udvælgelsen af kolonner til forsøg med pesticider (glyphosat og pendimethalin), måling af sorptions- /desorptions-kinetik for pesticiderne mellem opløst fase og kolloid/partikel-fase i effluenter fra sporstofforsøgene og fra såkaldte dråbeerosionspartikler genereret og opsamlet ved jordoverfladen, samt kolloidkarakterisering. Forsøgsdesign for måling af pesticidadsorption til jord og halm, dvs. for bestemmelse af ligevægts-fordelingskoefficienter (K_d og K_oc-værdier), er skitseret. Endvidere beskrives supplerende forsøg med pendimethalin, hvor effluenter blev fraktioneret vha. nanofiltrering for at identificere kolloidalt materiale mindre end 0,02 μm og for at belyse eventuelle effekter af udbringningsmetoden af pesticidet. Endelig beskrives metoder anvendt til karakterisering af strømningsmønstre for vand og stof samt bestemmelse af restkoncentrationer af pesticid i kolonnerne. Til slut beskrives analyser og resultatbehandling.

3.2 Beskrivelse af lokaliteter for udtagning af intaktkolonner

Jorden, der blev undersøgt i nærværende projekt, er fra KVL’s forsøgsgård Rørrendegård i Taastrup 20 km vest for København. Jordprøver i form af store intaktkolonner blev udtaget så skånsomt som muligt. Intaktkolonnerne blev udtaget på et forsøgsareal udlagt med henblik på at belyse effekter af jordbearbejdning på hydrauliske egenskaber samt vand og stoftransport i umættet jord. Jorden er tidligere beskrevet af Petersen et al. (2001), Poulsen (2002) samt Petersen et al. (2003, 2004). Den er udviklet på moræne-aflejringer fra sidste istid. I henhold til det danske klassifikationssystem er der tale om en JB6 jord med et lerindhold i pløjelaget på 11-13%. I henhold til Soil Taxonomy (Soil Survey Staff, 1998) karakteriseres jorden som en Agrudalf, idet der forekommer en lerberiget horisont under pløjelaget. I Tabel 3.1 er vist jordens partikelstørrelsesfordeling samt udvalgte kemiske parametre. Målingerne blev foretaget på jord udtaget på de lokaliteter, hvor jordkolonnerne blev udtaget.

Tabel 3.1. Partikelstørrelsesfordeling og kemiske karakteristika for jorden udtaget hhv. i den minimalt bearbejdede og den pløjede mark.

Table 3.1. Particle size distribution and chemical characteristics for the soil sampled in the minimally tilled and the ploughed field.

Selvom afstanden mellem de to undersøgte lokaliteter (hhv. i den minimalt bearbejdede og den pløjede mark) kun var ca. 20 m er der en klar forskel på den teksturelle sammensætning af de lidt dybere jordlag, specielt under ca. 40 cm dybde (Tabel 3.1). Lerindholdet er højest for pløjemarks-lokaliteten.

Tidligere undersøgelser har vist, at jordstrukturen i de øverste ca. 25 cm af profilen er stærkt præget af jordbearbejdningen (Petersen et al, 2001). Hvor der ikke er pløjet (siden 1996), har jorden gradvist sat sig, hvorved volumenvægten er blevet forholdsvis høj (ca. 1,60 g cm^-3 i 10-15 cm dybde). Der er forholdsvis mange store, sammenhængende makroporer (især bioporer), som er forbundet med jordoverfladen. Antallet af sammenhængende bioporer er langt lavere, hvor jorden er pløjet, mens volumenvægten er lavere og porøsiteten er højere. Specielt er volumenandelen af drænbare porer (> 30 µm) højere, hvor jorden er pløjet. Strukturstabiliteten er langt lavere i de øverste 25-30 cm af den pløjede jord end i tilsvarende dybder i den minimalt bearbejdede jord.

Der er klare indikationer af bedre makroporeforbindelse mellem overflade og underjord (under ca. 25 cm dybde), hvor jorden ikke bearbejdes. Tidligere standardiserede undersøgelser med farvetracer (Brilliant Blue) på forsøgsarealet har således vist, at antallet af strømningsaktive, overfladeforbundne makroporer under 30 cm dybde var 2-5 gange større uden jordbearbejdning end med forskellige former for jordbearbejdning baseret på pløjning (Petersen et al., 2001).

Under ca. 35-40 cm dybde har jorden fra begge lokaliteter en veludviklet aggregeret struktur med sprækkesystemer mellem aggregaterne. Sprækkerne har ofte belægninger af orienterede lerpartikler (”clay skins”). Der er endvidere på begge lokaliteter mange vertikalt orienterede bioporer (regnormegange og gamle rodkanaler). Bioporerne (tydeligst i regnormegangene) har også ofte belægninger af orienterede lerpartikler samt af organisk materiale. Optællinger i tidligere markstudier foretaget i 50 cm dybde har vist, at antallet af store regnormegange ofte ligger i intervallet 1-5 per 100 cm² horisontal flade. Disse bioporer og deres forbindelse med overfladelaget formodes at være af stor vigtighed i relation til nærværende projekt. Tidligere undersøgelser på forsøgsarealet, hvor Brilliant Blue blev tilført jordoverfladen med vandingsvand ved høj vandingsintensitet, har således vist en langt mere omfattende transport af traceren i underjordens bioporer (specielt regnormegange) end i sprækkesystemer mellem underjordens aggregater (Petersen et al., 1997; Petersen et al., 2001). Antallet af bioporer aftager normalt med jorddybden under 35-40 cm dybde. Antallet af vertikalt orienterede regnormegange aftager hastigt med dybden under ca. 90 cm jorddybde, men der forekommer regnormegange i mindst 130 cm dybde (Petersen et al., 2001).

Jordmatricen er forholdsvis tæt under 35 cm dybde med typiske volumenvægte i intervallet 1,65-1,69 g cm^-3 (Petersen et al., 2001).

3.3 Udtagning og grundlæggende karakterisering af intaktkolonner

3.3.1 Udtagning af intaktkolonner

Der blev udtaget uforstyrrede jordkolonner (intaktkolonner) fra både minimalt forstyrret jord, som ikke havde været bearbejdet i ca. 1 år, og som ikke var pløjet siden 1996, og fra traditionelt bearbejdet jord, som var pløjet, harvet og tilsået (med hvede) ca. 1 måned før udtagningen. Overfladerne for de 2 jordbehandlinger var, som illustreret på Figur 3.1, meget forskellige.

Der blev udtaget 2x6 kolonner, dvs. 6 kolonner fra det traditionelt bearbejdede (pløjede) areal og 6 fra det minimalt bearbejdede areal. Efter udtagning blev jordkolonnerne opbevaret på køl ved ca. 2 °C. For nærmere beskrivelse af udtagningen af jordkolonnerne henvises til Bilag 1.

a.                                                                b.

Figur 3.1. Karakteristiske billeder af overfladens udseende ved udtagning af intaktkolonner i november 2004 for (a) den minimalt bearbejdede jord, hvor ukrudt har etableret sig mellem stubbene fra den tidligere hvedeafgrøde og (b) traditionel jordbearbejdning (pløjning, harvning, såning).

Figure 3.1. Representative pictures of the condition of the surface at the time of sampling of soil columns (November, 2004), for (a) the minimally tilled soil, where weeds were established in the stubble from the earlier wheat crop and (b) traditional tillage (ploughing, harrowing and sowing).

3.3.2 Trimning af kolonnerne

I laboratoriet blev de udtagne kolonner klargjort til gennemstrømningsforsøg. Dette skete ved først at frigøre jordoverfladen (toppen) ved at skære celle-plastmaterialet op med en sav hele vejen rundt langs kolonneomkredsen i samme niveau som overfladen. Plastdækket blev forsigtigt taget af, og enkelte løsnede jordklumper blev fjernet fra overfladen. Der blev draget stor omsorg for, at overfladen i videst muligt omfang blev bevaret intakt.

Bunden af kolonnerne blev tilpasset ved at skære den overskydende længde af, så kolonnerne fik en total længde på 50 cm. Med en vinkelmåler blev det sikret, at bunden var vinkelret i forhold til den vertikal akse. Der blev draget stor omsorg for, at strukturen i grænsefladen blev bevaret intakt, specielt at bioporerne ikke blev lukkede i forbindelse med trimningen. Selve celleplastmaterialet blev skåret over med en sav, mens jord-kolonnerne blev brækket af med en spatel. Figur 3.2 viser trimning af kolonnerne fra den pløjede mark samt de mange bioporer. Der var generelt 5-10 cirkulære bioporer (primært regnormegange), med diameter i intervallet 1-8 mm, pr. 100 cm² horisontal flade i 50 cm dybde.

De trimmede kolonner blev placeret på rulleborde (3 stk. pr. bord) med en bordplade bestående af en galvaniseret metalrist, hvorpå der lå et galvaniseret trådnet (hulstørrelse 3x3 mm). Kolonnerne blev efterfølgende opbevaret på køl (2-3,5 °C) indtil brug i gennemstrømningsforsøg. En nøjere visuel karakterisering af kolonnerne er givet i Bilag 1.

Figur 3.2. Trimning af bunden på kolonnerne (kolonnediameter = 30 cm). Bemærk de mange åbne bioporer (regnormegange) og den tætsluttende celleplast ved kanterne.

Figure 3.2. Preparation of the bottom of the columns (column diameter = 30 cm). Note the many open biopores (worm holes) and the plastic material that adheres closely to the soil along the edges.

3.3.3 Intaktkolonnernes fysiske dimensioner

Tabel 3.2 viser de estimerede fysiske dimensioner af en kolonne umiddelbart efter udtagning samt efter trimning. Estimerede vandindhold ved hhv. markkapacitet (30% af totalvolumenet) og under mættede forhold ses i Tabel 3.3 for en trimmet kolonne. Jordens markkapacitet er bestemt i tidligere undersøgelser til at ligge i intervallet 27-32% (Petersen et al. (2001)).

Tabel 3.2. Estimeret volumen, volumenvægt, tværsnitsareal samt tør og vandmættet vægt af hhv. færdigtrimmet og netop udtaget intaktkolonne.

Table 3.2. Estimated volume, bulk density, cross section and dry and water saturated mass of the prepared column and the just sampled column, respectively.

Tabel 3.3. Estimeret vandindhold i trimmet kolonne ved markkapacitet hhv. under vandmættede forhold. Vandindholdet er bestemt ud fra parametre i Tabel 3.2.

Table 3.3. Estimated water content in prepared column at field capacity and saturated conditions, respectively. The water content is determined from the parameters in Table 3.2.

En trimmet kolonnes porevolumen er ca. 14 l. En nedbørsintensitet på 15 mm/time svarer til 1060 ml/time. Efter 2 timers nedbør er der derfor tilført vand svarende til ca. 15% af den samlede porevolumen.

3.4 Forsøgsopstilling samt indledende kolonneforsøg

3.4.1 Vandingsapparatet, prøveudtagning og bestemmelse af effluentmængde

En skematisk illustration af hovedelementer af den anvendte opstilling til alle kolonneforsøg er givet i Figur 3.3. Vandingsvand blev tilført kolonnerne via en pumpe (FMI Pump QG 150) og en vandfordeler. Fordeleren var forsynet med 78 injektionsnåle af mærket Trumo, 25G (0,8 mm indv. diameter og 25 mm i længden), hvilket svarede til en tæthed på ca. 1100 nåle per kvadratmeter. Fordeleren roterede langsomt under vandtilførslen for at udjævne tilførslen af vand på jordoverfladen mest muligt. Der var fri afdræning fra kolonnernes bund. Prøver af effluenten blev udtaget manuelt. Når der blev udtaget effluentprøver fra udløbet af kolonnerne, blev tidspunktet registreret. Effluenten blev vejet kontinuerligt, og vægten blev logget. Vægten af udtagne effluentprøver blev inkorporeret i loggede data vha. tidsregistreringen.

Figur 3.3. Skematisk illustration af opstilling til kolonneforsøg. Forsøgene blev udført med fri afdræning ved bunden af kolonnerne.

Figure 3.3. Schematical illustration of the experimental design of the column experiments. The experiments were carried out with free drainage at the bottom of the columns.

Vandtilførslen blev i alle forsøg holdt konstant med en intensitet på 15 mm per time (svarende til 17,7 ml pr. minut). Dråbernes faldhøjde var 50 cm.

Dråbestørrelsen ved den benyttede nedbørsintensitet blev målt ved at opfange 20 dråber og veje dem. Der blev lavet ti gentagelser. En dråbe vejede 6,4 +/- 0,5 mg, hvilket svarer til en dråbediameter på 2,3 +/- 0,9 mm for kugleformede dråber.

3.4.2 Vandingsvandet samt indledende vanding

Vandingsvandets kemiske sammensætning, herunder specielt dets elektriske ledningsevne og indhold af natrium-ioner set i forhold til andre kationer, formodes at være vigtig i relation til kolloidgenereringen. Derfor tilstræbes en kemisk sammensætning og ledningsevne for vandingsvandet, der er sammenlignelig med forholdene i naturlig nedbør.

Kemisk sammensætning af regnvand er specificeret med årsmiddelværdier for Jylland, Fyn og Sjælland i Miljøstyrelsen (1996). Tabel 3.4 gengiver disse data for Sjælland, og viser til sammenligning sammensætningen af det vandingsvand, som blev anvendt i nærværende projekt. Ledningsevne og pH for det benyttede vandingsvand er vist i Tabel 3.5.

Tabel 3.4. Indhold af stoffer i nedbør (årsmiddelværdier) på Sjælland (modificeret fra Miljøstyrelsen, 1996) og i det anvendte vandingsvand.

Table 3.4. Content of solutes in precipitation (yearly averages) on Sealand (modified from Miljøstyrelse, 1996) and in the irrigation water used for the trials.

^$Årsmiddelværdier.

Tabel 3.5. pH og ledningsevne i vandingsvandet.

Table 3.5. pH and conductivity of the irrigation water.

^$ Gennemsnit af tre gentagelser.

Inden udførsel af sporstofforsøg med bromid (og pesticid) blev søjlerne vandet op ved tilførsel af vandingsvand. Vandet blev tilsat for at sikre, at der var fri afdræning ved bunden af kolonnerne og for at sikre en tilstand (primært vandindhold i kolonnerne), der kunne reproduceres over alle de efterfølgende sporstofforsøg.

3.4.3 Udvælgelse af kolonner på basis af sporstofforsøg med bromid

Kolonner, der skulle bruges til gennemstrømningsforsøg med pesticider, skulle være ubeskadigede og have makroporer, der påvirkede strømningsmønsteret. Ligeledes var det væsentligt, at der var kolloider i effluenten fra kolonnerne i relation til både vurdering af betydningen af den kolloid-bårne transport af pesticider og til studiet af sorption/desorptions-kinetikken mellem kolloidfraktionen og pesticiderne. Kolonner til gennemstrømningsforsøgene blev primært udvalgt på baggrund af sporstofforsøg med bromid. Disse sporstofforsøg blev udført dels for at medvirke til at sikre ens start- og randbetingelser i kolonnerne i de efterfølgende gennemstrømningsforsøg med pesticider, dels for at få et estimat for, hvornår den første puls af partikler og opløst stof ville nå udløbet, og dels helt grundlæggende for at sikre tilstedeværelsen af gennemgående makroporer i de kolonner, som der siden skulle arbejdes med. Bromid (37,8 mmol bromid i KBr) blev tilført som en puls i vandingsvandet ved forsøgets start ved at indsprøjte 37 ml 1M KBr i trykudligningskammeret over nålene. Efterfølgende blev der tilført 30 mm vand i løbet af 2 timer. Effluenten blev opsamlet i plastbeholdere á voluminer på 30-60 ml. Der blev målt turbiditet, pH samt ledningsevne i prøverne som beskrevet i afsnit 3.14.1. Derudover måltes bromidkoncentrationen vha. en bromidelektrode (Radiometer ISE25Br) og en referenceelektrode (Radiometer, ref251). Sporstofforsøgene med bromid er nøjere beskrevet i Bilag 2.

I Tabel 3.6 er angivet procentandelen af tilført bromid indeholdt i den første afdræning, dvs. i en effluentmængde svarende til ca. 5% af kolonnernes porevolumen (700 ml). For kolonnerne udtaget i den minimalt bearbejdede mark blev der genfundet 4,3 ± 3,9% af det tilsatte bromid mod 7,0 ± 2,8% i kolonner fra den pløjede mark i dette første effluent efter tilførsel af bromid. Der blev altså indledningsvis udvasket lidt mere bromid fra kolonnerne udtaget i den pløjede mark i forhold til kolonnerne fra den minimalt bearbejdede mark. At makroporestrømning var dominerende, afspejles bl.a. i, at en relativt stor procentdel af det netop tilførte bromid blev opsamlet i effluenten, og at bromid-koncentrationen var høj i starten for derefter at aftage med tiden, Bilag 2.

Tabel 3.6. Procent af tilsat bromid opsamlet efter afdræning af en vandmængde svarende til ca. 5% af porevolumen (=700 ml).

Table 3.6. Percent of added bromide collected after drainage of an amount of water equal to about 5% of the pore volume ( 700 ml).

§: udvalgte kolonner

Der blev udvalgt fire kolonner (kolonne 1, 2, 4 og 5) fra den pløjede mark og fire kolonner (kolonne 2, 3, 4 og 6) fra den minimalt bearbejdede mark til videre forsøg. De udvalgte kolonner er markeret i Tabel 3.6. Kolonnerne med den største procentdel af opsamlet bromid blev udvalgt. Disse kolonner havde desuden nogenlunde intakte jordoverflader samt intakte og velafrettede bunde uden huller fra sten, Bilag 1.

For nærmere beskrivelse af de udvalgte kolonner og sporstofforsøgene med bromid henvises til Bilag 1 og 2.

3.5 Gennemstrømningsforsøg med glyphosat og pendimethalin

Der blev anvendt 4 intaktkolonner til forsøgene for hver jordbehandling, to til glyphosat og to til pendimethalin (Tabel 3.6). Der blev anvendt radioaktivt mærkede pesticider til forsøgene. Det var planlagt, at pendimethalin skulle være mærket med tritium (³H), mens glyphosat skulle være mærket med ¹⁴C, således at de to stoffer kunne tilføres og måles uafhængigt i samme kolonneforsøg. De indledende forsøg viste imidlertid, at det ikke var muligt at bruge det leverede ³H-pendimethalin, se Bilag 3. Det blev derfor i løbet af projektperioden besluttet i stedet at anvende ¹⁴C-pendimethalin. Både pendimethalin og glyphosat var således mærket med ¹⁴C-isotopen.

Opstillingen til forsøg med radioaktivt mærkede pesticider var som vist i Figur 3.4 med enkelte tilføjelser. Ved forsøg med pendimethalin blev der etableret et punktudsug over opstillingen. Dette var vigtigt rent arbejdsmiljømæssigt, da pendimethalin er flygtigt. I alle forsøgene var der udspændt en plastkrave rundt om kolonnens top for at opsamle jordpartikler, som blev slået løs i overfladen og kastet ud over siderne med opspringende vanddråber (herefter benævnt som dråbeerosionspartikler). Dråbeerosionspartikler er således jordpartikler, der er blevet mobiliseret i jordoverfladen i forbindelse med vandtilførsel (dråbeerosion), og som potentielt vil kunne transporteres ned gennem jordens makroporesystem.

Det tidslige forløb for et gennemstrømningsforsøg er skitseret på Figur 3.4. Forløbet af hvert gennemstrømningsforsøg er kort beskrevet i det følgende.

Figur 3.4 Tidsplan for pesticidtilførsel og vandingshændelser i et kolonne-gennemstrømningsforsøg. Alle 3 vandingshændelser indbefatter tilførsel af 15 mm time^-1 i to timer.

Figure 3.4. Time schedule for pesticide application and irrigation events in a flow experiment on a soil column. All 3 irrigation events comprise the addition of 15 mm of water per hour for two hours.

1)       Kolonnen blev opfugtet med vandingsvand, hvorefter den henstod udækket til dagen efter, hvor pesticiderne blev tilført. Opfugtningen skete ved at tilføre vandingsvand (15 mm per time) med vandingsapparatet, til der blev observeret afdræning ved bunden. Vandtilførslen blev herefter fortsat i yderligere 35 minutter.

2)       Før opfugtningen og efter sporstofforsøgene blev kolonnerne opbevaret på køl ved 2-3,5 °C. Kolonneoverfladen og bunden af kolonnen var dækket med plast for at modvirke fordampning.

3)       Der blev tilført pesticid til jordoverfladen med en forstøver.

I forsøgene med glyphosat blev der tilsat 12,51 mg glyphosat til kolonnerne, hvilket kan omregnes til ca. 1770 g/hektar (ca. 40% mere end normaldoseringen^[2].). 4,5% af glyphosaten blev tilsat som ¹⁴C-glyphosat, mens resten (95,5%) blev tilsat som umærket stof i form af den gængs anvendte pesticidformulering Roundup Bio (Monsanto). Til hver kolonne blev følgende stamopløsninger tilført:

• 3,90 ml ¹⁴C-glyphosat stamopløsning, der indeholdt 0,14 g ¹⁴C-glyphosat, 1,5 g umærket glyphosat og 0,01 g AMPA pr l opløsning. Der var tilsat blank formulering til stamopløsningen. Blankformuleringen var leveret af Monsanto og svarede til den formulering, der er tilsat Roundup Bio. Den specifikke aktivitetskoncentration af stamopløsningen var ca. 0,80 MBq per mg glyphosat.
• 2,25 ml Roundup Bio stamopløsning, der indeholdt 2,6 g glyphosat og 0,1 g AMPA pr l opløsning.
• 5 ml vandingsvand. Der blev eftersprøjtet med 2x1 ml vandingsvand for at få pesticidrester ud af forstøveren.

I forsøgene med pendimethalin blev der tilført 14,24 mg pendimethalin til kolonnerne, hvilket kan omregnes til 2014 g hektar^-1 (ca. 101% af normaldoseringen). 4,2% af pendimethalinen blev tilsat som ¹⁴C-pendimethalin, mens resten af pendimethalinen (95,8%) blev tilsat som umærket stof. Stamopløsningerne blev tilført på jordoverfladen med en forstøver. Følgende mængder stamopløsning blev tilført per kolonne:

• 4,0 ml ¹⁴C-pendimethalin stamopløsning leveret af BASF, der indeholdt 0,16 g ¹⁴C-pendimethalin og 0,86 g umærket pendimethalin = 1,023 g pendimethalin pr l. Den specifikke aktivitetskoncentration af stamopløsningen var ca. 4,55 MBq pr. mg pendimethalin.
• 5 ml acetone.

Forstøveren blev renset ved efterfølgende udsprøjtning af 2 * 1 ml acetone. Derefter blev der tilført:

• 3,9 ml Stomp stamopløsning (produceret af BASF), der indeholdt 2,60 g pendimethalin pr. l,
• 5 ml vandingsvand,

hvorefter forstøveren blev renset ved udsprøjtning af 2 * 1 ml vandingsvand.

Stamopløsningernes indhold af pendimethalin, glyphosat og AMPA blev kvantificeret ud fra kemiske analyser.

Det indledende kolonneforsøg (se Bilag 3) viste, at tilsætning af et aktivitets-niveau på 9 MBq af ¹⁴C-glyphosat var passende. I det indledende kolonneforsøg blev kolonne 6 fra den pløjede mark benyttet som testkolonne. I testkolonne blev der genfundet 6,4% af tilsat bromid jf.Tabel 3.6. Til gennemstrømningsforsøgenen er der tilsat hhv. ca. 10 MBq ¹⁴C-glyphosat og ca. 20 MBq ¹⁴C-pendimethalin til kolonnerne for at tage højde for evt. mindre gennemstrømning end i testkolonnen.

4)       Der blev i alt udført 3 vandinger (hver med 15 mm/time i 2 timer, dvs. i alt 30 mm) som foregik 5, 8 og 12 dage efter opfugtning af kolonnerne. Dette er skitseret på Figur 3.4.

5)       Til hvert gennemstrømningsforsøg (også opfugtningen) blev der spændt en ny plastkrave uden om kolonnen til opsamling af dråbeerosions-partikler.

6)       I hvert gennemstrømningsforsøg blev al effluenten opsamlet i prøver á ca. 40 ml. Tabel 3.7 viser en oversigt over analyser på de enkelte effluentprøver i hver af de tre vandingshændelser. Hvis prøven skulle filtreres (fjernelse af partikler > 0,02 μm), blev dette gjort hurtigst muligt efter prøveudtagningen (dvs. inden for 1-2 minutter) for at minimere den mulige omfordeling af pesticider mellem kolloid-bunden og opløst form.

7)       Fraktioneringen af de udtagne vandprøver blev opnået ved filtrering gennem uorganiske anopore-filtre (0,02 μm filtre fra Frisenette). Ti ml effluent blev filtreret igennem et 0,02 μm filter (engangsfilter) ned i et tælleglas. Der blev udtaget 9 ml filtrat, som blev overført til et nyt tælleglas med 10 ml scintillationscocktail, og aktiviteten i prøven blev talt på scintillationstæller. Tilsvarende blev der udtaget 9 ml af den ufiltrerede prøve til et tælleglas med 10 ml scintillationscocktail^[3].

8)       Totalindholdet af pesticid blev bestemt i både de udtagne (ufiltrerede) og i de filtrerede effluentprøver ved hjælp af væske-scintillations-analyse (LSC). Endvidere blev turbiditet, pH og ledningsevne målt i de ufiltrerede prøver. Yderligere blev enkelte prøver (både filtrerede og ufiltrerede) analyseret for total opløst carbon (TOC).

9)       I scintillationstælleren blev der ligeledes målt på tre baggrundsprøver, der bestod af 9 ml effluent fra opfugtning af kolonnen. Endvidere blev aktiviteten af ¹⁴C-glyphosat stamopløsningen målt, og herfra blev den specifikke aktivitetskoncentration korrigeret. Stamopløsningen blev fortyndet med en faktor 100, inden der blev udtaget 0,5 ml prøve til et tælleglas med 10 ml scintillationscocktail og 8,5 ml effluent fra opfugtningen. Der blev lavet trippel-bestemmelse.

10)   Dagen efter at gennemstrømningsforsøget var afsluttet, blev dråbeerosions-partiklerne skrabet af plastkraven, sigtet igennem et 100 mm filter, hvorefter vægten af lufttørt filtrat (<100 mm) blev bestemt og gemt til efterfølgende desorptionsforsøg (se afsnit 3.7). Grænsen på 100 mm blev valgt ud fra erfaringer fra tidligere udførte feltforsøg, hvor der ikke blev observeret store partikler (> 100 μm) i drænvand.

Der blev således gennemført 3 gennemstrømningsforsøg per kolonne baseret på hver sin vandings-hændelse, og der blev udført gennemstrømningsforsøg på 8 kolonner. De ovenfor beskrevne punkter 6-10 blev gentaget ved hver vandingshændelse, og hele proceduren blev gentaget for hver kolonne.

3.5.1 Oversigt over prøveudtagninger

I gennemstrømningsforsøgene blev effluenten opsamlet i prøver á ca. 40 ml. Tabel 3.7 viser en oversigt over analyser på de enkelte effluentprøver fra hver af de 3 vandingshændelser.

Tabel 3.7. Oversigt over analyser i effluentprøver fra hver af de 3 vandingshændelser udført på hver enkelt kolonne.

Table 3.7. Overview of analyses of effluent samples from each of the 3 irrigation events carried out on each column.

I alle vandingshændelser var prøveudtagningen fokuseret på undersøgelse af mængden og andelen af kolloidbåret pesticid. I den 1. vandingshændelse blev der ligeledes fokuseret på sorptions- / desorptions-kinetikken af pesticid i forhold til partikler i effluenten. I 2. og 3. vandingshændelse blev koncentrationen af opløst organisk kulstof (TOC) samt dens fordeling mellem kolloider og opløst fase i effluenten målt. Der blev udtaget en ekstra prøve (nr. 21) i 2. og 3. vandingshændelse til yderligere undersøgelse af sorptions- / desorptions-kinetikken af pesticid til partiklerne i effluenten. Kolonnen afdryppede natten over, og resteffluenten blev (uden filtrering) straks nedfrosset og holdt frosset indtil efterfølgende kemisk analyse af pesticidindholdet.

3.6 Bestemmelse af sorptions- /desorptions-kinetik af pesticid i effluenten

Undersøgelse af sorptions- /desorptions-kinetikken blev udført ved, at der blev opsamlet ca. 40 ml effluent i et 100 ml Pyrex glas, hvorefter et stopur blev tændt. Der blev med det samme udtaget 10 ml prøve, som blev filtreret ned i et rent tælleglas. Tiden blev noteret. 9 ml af filtratet blev udtaget til aktivitets-måling. Herefter blev der udtaget 9 ml effluent, hvor totalaktiviteten (opløst + partikulært) blev bestemt. Efter ca. 5 minutter blev der yderligere udtaget 10 ml effluent, som blev filtreret til efterfølgende aktivitetsbestemmelse. Dette blev gentaget efter ca. 10 minutter, og hvis der var prøve nok igen efter ca. 30 minutter. Tiden efter endt filtrering blev noteret.

Målingerne skulle vise, om, og i givet fald hvordan og hvor hurtigt, andelen af kolloidbåret pesticid ændrede sig på forskellige tidspunkter efter udvaskningen.

3.7 Desorptionsforsøg med dråbeerosionspartikler

Formålet med disse forsøg var at få et indblik i, hvor hurtigt en evt. desorption af pesticid fra dråbeerosions-partiklerne foregik, og at se om dynamikken kunne relateres til sorptions-/desorptions-kinetikstudierne af pesticid i effluenten under gennemstrømningsforsøgene.

Desorption af ¹⁴C-pesticid fra opsamlede dråbeerosionspartikler (< 100 μm) blev fulgt over tid ved at opslemme de opsamlede partikler i vand, udtage og filtrere (0,02 μm) 10 ml suspension til forskellige tider, og efterfølgende måle ¹⁴C- aktiviteten i filtratet. Filtratet blev overført til en glasflaske med teflonbelagt skruelåg. Der blev tilsat så meget vandingsvand, at der blev opnået en partikelkoncentration på 100 mg/l. Der blev løbende udtaget prøver over tid (2 minutter, 10 minutter, 1 time, 2 timer, 1 døgn, 2 døgn). Der blev udtaget 10 ml suspension, som straks blev filtreret igennem 0,02 μm filtre. 9 ml af filtratet blev overført til et rent tælleglas, der blev tilsat 10 ml scintillationscocktail og aktiviteten blev målt.

3.8 Kolloidkarakterisering

I dette projekt er der anvendt flere metoder til at karakterisere kolloiderne afhængig af den problemstilling, der ønskes belyst. To problemstillinger har været af interesse:

• Kolloidsammensætningen i kolonneforsøgene er undersøgt for at belyse eventuelle ændringer i sammensætningen af kolloiderne.
• Detaljeret karakterisering af adsorbenter i jord og drænprøver i feltundersøgelser og kolonneforsøg.

Til førstnævnte undersøgelser er der anvendt infrarød spektroskopi, fordi denne teknik generelt har en stor følsomhed for at detektere lermineraler og visse funktionelle grupper i organisk stof. De små prøvemængder, der udvaskes i kolonneforsøg er derved ikke en generel begrænsning.

Til karakterisering af adsorbenterne er anvendt en række forskellige teknikker, der er specielt følsomme overfor forskellige egenskaber ved adsorbenterne, evt. kombineret med kemisk behandling af prøverne med henblik på at selektivt berige nogle af prøvens komponenter.

Til kolloidkarakterisering er der anvendt en række karakteriseringsteknikker, som infrarød spektroskopi (IR), kulstof -13 NMR spektroskopi (¹³C-NMR), transmissions-elektronmikroskopi (TEM) kombineret med elementanalyse, og røntgendiffraktion (XRD).

Infrarød spektroskopi og kulstof -13 NMR er typiske ”short range order”-teknikker (beskriver bindingen af atomerne i strukturen), som især er følsomme overfor hhv. kemiske bindinger og elektronstrukturen omkring specifikke elementers atomkerner. XRD er en typisk ”long range order”- teknik (beskriver en regelmæssighed i atomernes placering i hele krystallet), som især er velegnet til at skelne imellem forskellige typer af lermineraler i prøverne. TEM er en mellemting i den forstand, at den kæmpestore forstørrelse, der kan anvendes, muliggør short-range-order undersøgelser, selvom diffraktionen typisk er basis for long range order-karakterisering. Det meste af den viden, man i dag har om sammensætningen af jorders finfraktion, er baseret på teknikker, der er velegnede til studier af long-range-order. At short-range-order imidlertid kan være knyttet til en stærkt forøget reaktivitet, er understøttet af studier af syntetisk fremstillede modelsystemer. Fokusering på komponenter med short-range-order er specielt vigtig i forbindelse med kolloid-faciliteret transport, fordi en høj-reaktiv komponent vil kunne transportere adsorberet stof helt ude af proportion med den mængde, der er til stede af komponenten. For yderligere beskrivelse af de anvendte teknikker henvises til bl.a. Wilson (1994) og Amonette og Zelazny (1994).

De udvaskede mængder af kolloider i kolonneforsøgene er meget små, og i praksis er der kun få mg til rådighed for karakteriseringen. Vi har derfor valgt at gennemføre en relativ tidslig tæt monitering af kolloider i effluentprøverne med IR, hvortil der typisk anvendes 0,25 – 0,50 mg prøve. Der er målt lidt over 100 prøver som transmissionsmålinger i KBr-piller før og efter opvarmning til 100°C. Formålet med opvarmningen er at mindske indholdet af absorberet vand i prøven. Den samme fremgangsmåde blev anvendt i et tidligere studie (Holm et al. (2003)).

Den kemiske opkoncentrering af organisk stof er foretaget som sekventiel behandling med saltsyre og flussyre som beskrevet i Bender Koch og Christiansen (1994).

3.9 Pesticidadsorption til jord og halm

Formålet med dette forsøg var at bestemme ligevægtsfordelingskoefficienter (K_d og K_oc-værdier) for pendimethalin-, glyphosat- og AMPA-adsorption til jord og halm. Der blev lavet isotermer for de rene aktivstoffer af glyphosat og pendimethalin, for nedbrydningsproduktet AMPA og for aktivstofferne glyphosat og pendimethalin tilsat formulering. Til pendimethalin og glyphosat blev der tilsat hhv. Stomp og RoundupBio som formulering. For pendimethalin og glyphosat med formulering blev der lavet adsorptionsisotermer til jord, halm og til en blanding af jord og halm Forsøget er detaljeret beskrevet i Bilag 4.

3.10 Effekt af jordoverfladens beskaffenhed på glyphosattransport

For yderligere at undersøge effekter af organisk materiale på jordoverfladen (jorddækning) på transporten af glyphosat, blev der lavet supplerende forsøg med en tidligere anvendt testkolonne (kolonne 6) fra den pløjede mark, idet kolonnens overflade blev beskyttet mod dråbeerosion af halm. Det indledende test-gennemstrømningsforsøg med glyphosat er beskrevet mere detaljeret i Bilag 3.

Kolonnen havde i perioden siden testforsøget været sat på køl. Fem måneder efter testforsøget blev kolonnen opfugtet på ny. I den anledning blev der udtaget 5 prøver af effluenten. I de 5 prøver var gennemsnitligt 87% af glyphosaten associeret til kolloider (Tabel 4.15). For at se om der i løbet af de 5 måneder var sket en omdannelse af ¹⁴C-glyphosat til ¹⁴C-CO₂ blev der tilsat syre til en delprøve for at estimere ¹⁴C-CO₂ indholdet. Der blev tilsat 1 M HCl til 9 ml prøve, som herefter henstod en time uden låg inden tilsætning af scintillationscocktail.

Efter opfugtningen blev der fordelt usprøjtet byghalm på kolonneoverfladen (ca.190 g m^-2). Byghalmen blev fordelt manuelt i stykker á ca. 5 cm så hele overfladen var dækket. Derefter blev der tilført vandingsvand som i et traditionelt gennemstrømningsforsøg (se afsnit 3.5), idet der blev udtaget og undersøgt 20 effluentprøver på traditionel vis med undtagelse af, at alle prøver blev korrigeret for ¹⁴C-CO₂-indholdet. Dagen efter dette gennemstrømnings-forsøg blev der igen tilsat ¹⁴C-glyphosat til kolonnen (udsprøjtet oven på halmen), og fire dage efter blev der lavet et traditionelt gennemstrømningsforsøg, hvor ¹⁴C-aktiviteten i alle prøverne blev korrigeret for ¹⁴C-CO₂.

3.11 Effekt af udbringningsmetode af pendimethalin

På grund af pendimethalins lave opløselighed i vand blev aktivstoffet ¹⁴C-pendimethalin først udsprøjtet i en acetoneopløsning på jordoverfladen. Derefter blev der udsprøjtet en Stompformulering i vandig opløsning. Det er muligt, enten at ¹⁴C-pendimethalin kan udfældes i krystaller på jordoverfladen, når acetonen er fordampet, og at disse krystaller er mere mobile end pendimethalin i Stomp-formuleringen, eller at pendimethalin i Stompformulering af en anden grund opfører sig anderledes end frit pendimethalin (f.eks. på grund af binding i miceller^[4]). K_d-værdier af formuleret og ikke formuleret pendimethalin afviger dog ikke væsentligt fra hinanden, se Bilag 4.

Effekten af udbringning blev undersøgt nærmere ved i to kolonneforsøg (med 2 af de ubrugte kolonner, hhv. nr. 5 fra den minimalt bearbejdede mark og nr. 3 fra den pløjede mark) at anvende hhv. en opdelt og en samlet udbringnings-metode af pendimethalin til kolonneoverfladen og sammenligne forholdet mellem de radioaktive tællinger og de kemiske analyser af pendimethalin i effluenterne. Forsøget er detaljeret beskrevet i Bilag 8.

3.11.1 Mineralisering af pendimethalin til CO₂

Der gik 5 dage fra tilførslen af pendimethalin til den første vandingshændelse. I den periode blev kolonnen opbevaret ved stuetemperatur (ca. 23 °C). Nedbrydningsprodukter af pendimethalin vil ikke blive detekteret i de kemiske analyser, hvorimod de nedbrydningsprodukter, der stadig indeholder ¹⁴C (herunder slutproduktet ¹⁴C-CO₂), vil blive detekteret ved de radioaktive tællinger. Det er derfor nødvendigt at kunne vurdere, hvorvidt der i perioden sker omfattende nedbrydning af ¹⁴C-pendimethalin til ¹⁴C-CO₂.

Dette forhold undersøges nærmere ved at tilsætte syre til en effluentprøve hvorved CO₂ uddrives af opløsningen. Hvis der sker et betydeligt fald i de radioaktive tællinger, skyldes det forekomst af ¹⁴C-CO₂. Dette vil altså være en indikation af, at der er sket fuldstændig nedbrydning af pendimethalin til CO₂, mens eventuelle mellemprodukter ikke måles/registreres.

3.12 Fraktionering af effluent fra gennemstrømningsforsøg med pendimethalin vha. nano-filtrering

Hypotesen er, at aktivstoffet pendimethalin i en opløsning med Stomp-formulering kan bestå af udfældende pendimethalin-krystaller, pendimethalin bundet i miceller og/eller pendimethalin bundet til opløste (empirisk defineret ved porestørrelsen af det anvendte filter) organiske forbindelser (DOC). Formen af pendimethalinkrystaller og pendimethalin associeret til miceller vil bl.a. afhænge af koncentrationsniveauet af pendimethalin. Pendimethalin i lave koncentrationer (under opløselighedsproduktet) vil befinde sig i den opløste fase, mens der formodentlig udfældes krystaller ved høje koncentrationer. Ligeledes er miceldannelsen koncentrationsafhængig, idet miceller ikke kan dannes under en kritisk koncentration.

Pendimethalinkoncentrationen i stamopløsningerne, der blev tilført kolonnerne, var meget høj, hvorimod koncentrationen i effluenten var meget lav (2-30 µg/L). Derfor er det muligt, at pendimethalin på kolonneoverfladen var associeret til miceller og/eller var udfældet i krystaller. Under en vandingshændelse er det muligt at disse miceller og krystaller blev transporteret med vand til områder med lav koncentration af pendimethalin, hvor pendimethalinen atter blev opløst. Pendimethalin adsorberes stærkt i jord, hovedsagligt til den organiske fraktion. Men da der var meget DOC i effluenten (og måske også på jordoverfladen), er det også muligt, at pendimethalin blev bundet til DOC og på den måde forblev i opløsning under transporten igennem kolonnen.

Det er ikke muligt i projektet at identificere og skelne mellem ovennævnte hypotetiske pendimethalinformer. Men det er muligt at belyse, om pendimethalinet transporteres ”i aggregater” snarere end i ren opløst form, og derfor i praksis opfører sig som kolloider. Denne hypotese blev undersøgt ved at lave størrelsesfraktioner af kolonneeffluenten fra gennemstrømningsforsøget med de to udbringningsmetoder af pendimethalin.

Effluenterne fra de to kolonneforsøg blev opdelt i tre størrelsesfraktioner:

1. Partikler større end 500.000 Dalton (svarende til 0,02 ?m anotop-filteret). Fraktionen vil kunne indeholde pendimethalin bundet til jordpartikler, store krystaller og pendimethalin bundet til meget store organiske molekyler, eventuelt associeret til lerpartikler.
2. Molekyler/partikler større end 500 Dalton og mindre end 500.000 Dalton. Fraktionen vil kunne indeholde små pendimethalinkrystaller, pendimethalin i miceller og pendimethalin bundet til organiske makromolekyler.
3. Molekyler mindre end 500 Dalton. Fraktionen vil kunne indeholde aktivstoffet i ren opløsning.

Fraktioneringen af effluenterne i de tre størrelsesfraktioner blev udført ved hjælp af nanofiltrering (500 Dalton) under anvendelse af en ”stirred cell” og filtrering igennem 0,02 ?m sprøjtefilter. Forsøget er detaljeret beskrevet i Bilag 8.

3.13 Karakterisering af strømningsmønstre for vand og stof samt bestemmelse af restkoncentrationer af pesticid i kolonnerne

Afslutningsvis blev der gennemført et farvesporstofforsøg med efterfølgende sektionering af jordkolonner for dels at karakterisere strømningsmønsteret for vand og stof (mobilt farvestof, pesticid), dels at bestemme restkoncentrationer samt mængden af pesticid i forskellige dele af kolonnerne.

3.13.1 Farvesporstofforsøg med Brilliant Blue

Efter forudgående opfugtning af kolonnerne som i gennemstrømnings-forsøgene med pesticid blev Brilliant Blue tilført i vandig opløsning (4,0 g l^-1) ved at tilføre kolonnen en standard-vandingshændelse med farveopløsning (15 mm time^-1 i 2 timer). Brilliant Blue er letopløseligt i vand og relativt mobilt i jord (Flury og Fluhler, 1995). Kolonnerne henstod urørt i mindst 1 døgn efter tilførsel af farveopløsningen. Derpå blev de sektioneret i 5-10 cm tykke lag og snitfladerne blev fotograferet. Sektioneringen blev påbegyndt ved bunden for at gøre det muligt at følge gennemgående, strømningsaktive makroporer hele vejen gennem kolonnerne (Figur 3.5). Øverst i kolonnerne blev det tilstræbt at sektionere i 5 cm-intervaller, men hvor dette ikke var muligt, fordi jorden var løs og usammenhængende, blev der i stedet sektioneret i dybderne 7 og 15 cm.

Figur 3.5 Markering af sektionerne på kolonnen (kolonne 2, pløjet mark) startende ved bunden i 50 cm dybde (kolonnediameter = 30 cm).  Metoden sikrer bl.a., at billeder af snitfladerne efter opskæringen kan positioneres præcist i fht. hinanden.

Figure 3.5. Sectioning of the colomns (colunm 2, ploughed field), starting at the bottom at 50 cm’s depth (column diatmeter = 30 cm). The method ensures, among other, that the picture of the cuts can be positioned in relation to each other after the cutting is carried out.

3.13.2 Prøveudtagning for bestemmelse af pesticid i kolonnerne

I forbindelse med farvesporstofforsøget blev der udtaget jordprøver i fire kolonner (repræsenterende 2 jordbehandlinger og 2 pesticider) til bestemmelse af koncentration og mængde af tilbageværende ¹⁴C-aktivitet (pesticidkoncentration samt ¹⁴C i eventuelle nedbrydningsprodukter) forskellige steder i jorden. Prøvetagningen blev foretaget i hvert jordlag som følger: 1) Der blev udtaget 5-10 prøver fra forskellige blåfarvede områder i nærheden af blåfarvede bioporer og sprækker. 2) Der blev udtaget ca. 10 prøver fordelt tilfældigt på områder, hvor der ikke var synlig farve på snitfladen (cylindriske jordkerner repræsenterende hele laget). Det var ikke muligt at prøveudtage uden for farvede områder i det øverste lag. 3). Der blev udtaget 10 prøver helt tilfældigt baseret på koordinater givet vha. en tilfældighedsgenerator (cylindriske jordkerner repræsenterende hele laget). Prøverne blev sammenblandet til én fællesprøve pr. lag inden for hver hovedgruppe.

Endvidere blev der taget prøver af overfladelaget (afskrabning af ca. 5 mm jord, 5-10 delprøver), og der blev udtaget enkelte prøver af farvet jord ved kolonnens sider i tilfælde med blåfarvning ved kanten.

3.14 Analyser og resultatbehandling

3.14.1 pH, ledningsevne og turbiditet

Ledningsevnen blev målt med en ledningsevnecelle (Radiometer, CDC 641T) og pH blev målt med en kombineret pH elektrode (Radiometer, pHC 2005-8) direkte i prøverne. Turbiditeten blev målt med et turbidimeter (Tintometer Gmbh, Tyskland, Turbidity LAB-VIS). Inden turbiditetsbestemmelse blev prøverne omrystet, hvorefter de blev overført til prøveglasset. Prøven henstod i 60 sekunder i turbidimeteret, inden turbiditeten blev aflæst.

3.14.2 Opløst organisk stof

Enkelte effluentprøver blev analyseret for opløst organisk stof i både filtrerede og ufiltrerede prøver. Indholdet af opløst organisk stof blev målt på en TOC Analyser” ved måling hhv. før og efter syretilsætning. Indholdet blev estimeret som differencen mellem totalt kulstof og mineralsk kulstof. Mineralsk kulstof er indholdet af carbonater og hydrogencarbonater, der omdannes til CO₂ ved tilsætning af syre. Totalkulstof-bestemmelsen giver et samlet estimat for mængden af organisk stof samt mineralsk kulstof, der omdannes til CO₂ ved opvarmning til 680 °C.

3.14.3 Aktivitetsmålinger og validering

I de udtagne effluentprøver blev totalindholdet af ¹⁴C-glyphosat og ¹⁴C-pendimethalin bestemt i både de ufiltrerede og de filtrerede vandprøver ved hjælp af væske-scintillations-analyse (LSC). Som scintillationscocktail blev der anvendt 10 ml InstaGel (PerkingElmer) til 9 ml prøve.

Jordprøver blev lufttørret og formalet vha. en kuglemølle (350 rpm i 1 minut). Radioaktiviteten i jordprøverne (250 mg) blev målt vha. scintillationstælling efter afbrænding ved 800 °C under iltgennemstrømning i en oxidizer (Packard Sample Oxidizer Model 307) efterfulgt af ¹⁴C-CO₂ optagelse i Carbosorb E (Packard) og Permafluor E+ (Packard).

3.14.3.1 Detektionsgrænse for aktivitetsmålingerne

Detektionsgrænsen for ¹⁴C-glyphosat- og ¹⁴C-pendimethalin-aktivitetsbestemmelserne vha. LSC analyse blev bestemt ved at tælle aktiviteten på blankprøver og prøver med en meget lav ¹⁴C-aktivitet af hhv. glyphosat og pendimethalin.

Detektionsgrænsen (DL) blev beregnet ud fra ligning (1) (DHI-Water and Environment, 2004):

                                                               (1)

S_b:     Standardafvigelse for m gentagelser af blankbestemmelser eller prøver med mindre aktivitet end 5 gange DL.

df:     Frihedsgrader (m-1).

n:       Antal af blankbestemmelser der bruges til rutinebestemmelser, n = 3.

t_0,95:    t-faktor for 95% konfidensinterval (= 2,02 for m=6).

Effluent fra opfugtningen blev anvendt som blankprøver og som matrix i prøver med meget lav ¹⁴C-aktivitet. Resultater af seks gentagelser af blankprøver og seks gentagelser af prøver med meget lav ¹⁴C-aktivitet er vist i Tabel 3.8. Detektionsgrænsen for ¹⁴C-glyphosate var 16,4 DPM og for ¹⁴C-pendimethalin 50,5 DPM.

Tabel 3.8 Middelaktivitet, standardafvigelse (S_b) og detektionsgrænsen (DL) for hhv. ¹⁴C-glyphosat og ¹⁴C-pendimethalin.

Table 3.8. The average activity, standard deviation (S_b) and detections limit (DL) for ¹⁴C-glyphosat and ¹⁴C-pendimethalin, respectively.

^a: Prøvernes middelaktivitet er korrigeret for baggrunden (blankprøver).

^b: Standardafvigelse, S_b, for de korrigeret prøver er summen af hhv. S_b for blankprøver og for ukorrigeret prøver.

3.14.3.2 Verifikation af aktivitetsmålingerne vha. LSC analyse

Præcisionen af ¹⁴C-aktivitetsbestemmelserne blev testet vha. standardknapper med en dokumenteret aktivitet på 103.900 dpm (Perking Elmer, Finland). Knapperne blev opløst i 9 ml vandig kolloid suspension (udtaget under opfugtningen) i hver sit tælleglas, efter 2-3 minutter blev tilsat 10 ml LSC cocktail. Der blev lavet 3 gentagelser. Kvantificering af ¹⁴C-aktivitet vha. LSC analyse havde en præcision på 100,2 ± 0,8%.

3.14.3.3 Test af turbiditetens indflydelse på tælleeffektiviteten

For at teste om den målte ¹⁴C-aktivitet blev formindsket som følge af et stigende indhold af partikler i opløsningen blev der tilført 2000 DPM ¹⁴C-carbonat i 20 ml opløsning med forskellig turbiditet (0-300 NTU). En turbiditet på 300 NTU svarer til en partikelkoncentration på 385 mg/L. Figur 3.6 viser ¹⁴C-tællehastighed som funktion af turbiditet. For de i alt 13 prøver sker der ikke nogen dæmpning i tælleeffektiviteten pga. af partikelindholdet.

Figur 3.6. ¹⁴C-tællehastighed som funktion af turbiditet.

Figure 3.6. Measured ¹⁴C-activity  as function of turbidity.

3.14.4 Kemiske analyser af pendimethalin og glyphosat/AMPA

Formål med analyserne var at verificere de radioaktive tællinger for at være sikker på at det er hhv. pendimethalin og glyphosat, der måles på, og ikke ¹⁴C-nedbrydningsprodukter inklusive ¹⁴C-kuldioxid eller radioaktive urenheder.

3.14.4.1 Pendimethalin

Prøverne blev analyseret direkte eller efter opkoncentrering på fastfasekolonne. Der blev anvendt C-18 Seppak-kolonner fra Waters. Efter konditionering af kolonnen blev prøven påsat, kolonnen blev tørret ved gennemsugning med luft, hvorefter pendimethalinen blev taget af kolonnen med en blanding af methanol og acetonitril. Der blev tilsat propylenglycol som keeper, og prøven blev inddampet på vacuumcentrifuge og genopløst i 0,5 ml 50% methanol. Sideløbende med de øvrige prøver blev der medtaget vandprøver med kendt indhold af pendimethalin, så der kunne korrigeres for tab under prøveforberedelsen.

Kromatografi

Der blev benyttet et Hewlett Packard MSD 1100 system med en Hypersil BDS kolonne. Stoffet blev kromatograferet ved hjælp af en gradient bestående af 10 mM ammoniumacetat og methanol. Retentionstiden for pendimethalin var ca. 11 minutter.

Massespektrometrisk detektion

Massespektrometret var forsynet med APCI-inlet, og der blev målt på masserne 212, 222 og 224, hvorved det var muligt at skelne mellem umærket pendimethalin (m/z 212) og pendimethalin mærket med henholdsvis 5 og 6 ¹⁴C kulstofatomer. Ved direkte injektion af vandprøven var detektionsgrænsen omkring 0,3 µg l^-1, mens brug af fastfaseekstraktion reducerede detektionsgrænsen med en faktor 20 under forudsætning af, at der var 100 ml til rådighed for analyse. Resultaterne var behæftet med en usikkerhed på 20% RSD.

3.14.4.2 Glyphosat og AMPA

For at derivatisere glyphosat og AMPA i vandprøven blev der tilsat 9-fluoromethylchloroformiat (FMOC) under basiske betingelser. Prøven blev ekstraheret med en blanding af dichlormethan og 2-propanol under basiske, og derefter sure, betingelser. Prøven blev inddampet og vasket med dichlormethan og derefter genopløst i 1 ml 50% methanol.

Kromatografi

Der blev benyttet et Hewlett Packard MSD 1100 system med en Hypersil BDS kolonne. Gradienten bestod af 10 mM ammoniumacetat og acetonitril. Retentionstiden var ca. 13 og 14 minutter for henholdsvis glyphosat og AMPA.

Massespektrometrisk detektion

Der blev benyttet et Applied Biosystems Sciex API 2000 dobbelt massespektrometer til detektionen med et Electrospray inlet i negativ MRM mode. Der blev målt på moder/datter-ionerne m/z 390/168 (glyphosat) og m/z 332/110 (AMPA). Som intern standard blev benyttet ¹³C-¹⁵N-mærket glyphosat, der blev målt på m/z 392/170. Uheldigvis var der i visse prøver interferens fra den ¹⁴C-mærkede radioaktive standard, der indgik i forsøgene. Det var derfor ikke muligt i alle forsøg at bruge intern standard til korrektion. Detektionsgrænserne for glyphosat og AMPA var 0,02 µg l^-1, hvor der var 100 ml vandprøve til rådighed, mens detektionsgrænserne var tilsvarende højere ved mindre prøvevolumen. Resultaterne var behæftet med en usikkerhed 10% RSD.

3.14.5 Databehandling

3.14.5.1 Pesticidkoncentration

Ud fra den specifikke aktivitetskoncentration af ¹⁴C-pesticidstamopløsningen og forholdet mellem mærket og umærket pesticid, der var tilsat kolonnen, blev den målte ¹⁴C-aktivitet omregnet til koncentration af pesticid (summen af mærket og umærket) i hhv. jordprøverne fra de forskellige lag i kolonnerne, samt de totale og filtrerede effluentprøver fra gennemstrømningsforsøgene. Opløst pesticid blev antaget at være det pesticid, der var i de filtrerede prøver dvs. som kunne passere igennem et filter på 0,02 μm. Kolloid-associeret pesticid blev beregnet som differencen mellem koncentrationen i totale og filtrerede prøver.

3.14.5.2 Partikelkoncentration

Partikelkoncentrationen blev beregnet ud fra en eksperimentelt bestemt sammenhæng mellem målt turbiditet (x) og partikelkoncentration (y). For 70 effluentprøver var partikelkoncentrationen givet ved y = 109,82 ln(x) – 241, med en korrelationsfaktor(R²) på 0,74. Der er redegjort nøjere for bestemmelsen af korrelationen mellem partikelkoncentrationen og turbiditet i Bilag 5.

3.14.5.3 Massebalancer

Til udregning af massebalancer for pesticider blev der taget hensyn til mængder af tilført pesticid, mængder af udvasket pesticid (summen af pesticidindholdet i de enkelte prøver) samt tilbageværende mængder af pesticid i kolonnerne (mængde pesticid integreret over hvert dybdeinterval kolonnen).

3.14.5.4 Korrelationsanalyser

Korrelationen mellem pesticidindhold og turbiditet i effluentprøverne blev analyseret vha. lineær regressionsanalyse i Excell udført på alle tilgængelige data (jvf. Tabel 3.7), men separat for hver vandingshændelse.

Fodnoter

^[2] Der blev tilført mere end normaldoseringen da den kemiske analyse af ¹⁴C-glyphosat-stamopløsningen indeholdt betydeligt mere umærket glyphosat end forventet.

^[3] Scintillationscocktail er typisk sammensat af et primært energiabsorberende opløsningsmiddel tilsat et primært og evt. et sekundært fluorescensmiddel der kan registreres af detektoren.

^[4] Miceller er samlinger af molekyler med en hydrofil og en hydrofob ”ende”. De orienterer sig i forhold til den opløsning, de befinder sig i. I vand vender den hydrofile del udad og hydrofobe stoffer kan optages i micellens midte, hvorved deres effektive opløselighed stiger.

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

Version 1.0 Februar 2007, © Miljøstyrelsen.