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

Kolloid-faciliteret transport af glyphosat og pendimethalin

4 Resultater af eksperimentelle studier

• 4.1 Indledning
• 4.2 Karakterisering af præferentielle strømningsveje
  • 4.2.1 Visuel bedømmelse af farvespor i den minimalt bearbejdede jord
  • 4.2.2 Visuel bedømmelse af farvespor i den pløjede jord
  • 4.2.3 Strømningsveje for Brilliant Blue og forekomst af pesticid
• 4.3 Massebalancer i sporstofforsøgene med pesticid
  • 4.3.1 Udvasket pesticid
  • 4.3.2 Vertikal fordeling af pesticid i jorden samt massebalancer for pesticiderne
• 4.4 Effluentens sammensætning i løbet af gennemstrømningsforsøgene
  • 4.4.1 Udvaskning af jordpartikler
• 4.5 Kolloidernes kemiske sammensætning
• 4.6 Kolloidernes betydning for transport af glyphosat og pendimethalin
  • 4.6.1 Fordelingskoefficienter (Kd og Koc) samt overfladens betydning for transporten af glyphosat
  • 4.6.2 Sorption / desorption af pesticid fra partikler i effluenten
  • 4.6.3 Desorption af pesticid fra 'dråbeerosions partiklerne'
• 4.7 Opløst organisk stof
• 4.8 Verifikation af de radioaktive målinger
  • 4.8.1 Udbringningsmetode for pendimethalin
  • 4.8.2 Nedbrydning af pendimethalin i kolonnen
  • 4.8.3 Molekylære størrelsesfraktioner af pendimethalin

4.1 Indledning

Gennemstrømningsforsøg blev gennemført for at undersøge kolloidgenereringen og for at kvantificere betydningen af kolloid-faciliteret makropore-transport af pendimethalin og glyphosat i kolonnerne. Den kolloid-faciliterede transport af pesticiderne blev kvantificeret for jordkolonner med forskellig strukturtilstand opnået ved forskellig jordbearbejdning, hhv. en minimalt bearbejdet jord og en pløjet jord. Efterfølgende blev strømningsvejene i intaktkolonnerne karakteriseret på grundlag af forsøg med det svagtadsorberende farvesporstof Brilliant Blue og bestemmelse af pesticidfordelingen i jorden.

4.2 Karakterisering af præferentielle strømningsveje

Efter udførsel af gennemstrømningsforsøgene med pesticid blev præferentielle strømningsveje i kolonnerne visualiseret ved hjælp af farvestoffet Brilliant Blue FCF tilført under lignende vilkår som pesticiderne (se metodebeskrivelse i afsnit 3.13.1). Denne metode har tidligere vist sig anvendelig til at kortlægge de mest aktive transportveje for vand og mobile stoffer i jord (Flury og Fluhler, 1995; Gjettermann et al., 1997; Petersen et al., 1995, 1997).

Sporstofforsøgene med Brilliant Blue viste umiddelbart, at der var forskel på strømningsmønstrene ved de to jordbehandlinger i de øverste 30 cm.  Under 30 cm’s dybde havde jordbehandlingen derimod ingen umiddelbart synlig effekt på strømningsmønstrene.

Under ca. 30 cm dybde var de farvede områder altid koncentreret omkring bioporer (regnormegange), på nær ved kolonnernes nederste rand i 50 cm dybde, hvor farvesporene var mere udflydende (sandsynligvis fordi farven fordelte sig i forbindelse med afdrypningen). Resultaterne viste, at gennemstrømningen af farvestof i den nedre del af kolonnerne foregik i store bioporer. Omkring de store strømningsaktive bioporer var der typisk et område af matricen med radius på ca. 0,5-2 cm, som var gennemfarvet. Denne gennemfarvning i underjorden af et forholdsvis stort område omkring strømningsaktive makroporer er ikke observeret i farvningsforsøg udført i felten og skyldes sandsynligvis, at der er trængt farveopløsning ud fra porerne til jordmatricen. Denne proces kan være blevet forstærket af det relativt høje vandindhold i den nedre del af kolonnen under forsøgene. Antallet af store strømningsaktive bioporer (regnormegange optalt i søjlernes nederste sektion) var forholdsvis beskedent (3-7 per søjle).

4.2.1 Visuel bedømmelse af farvespor i den minimalt bearbejdede jord

Et typisk eksempel på farvespor på opskårne snitflader i en kolonne fra den minimalt bearbejdede mark er vist i Figur 4.1. Generelt ses det, at der i de øverste 25 cm er en del stærkt afgrænsede, farvede områder, som optræder omkring snævre sprækker og bioporer. Der var planterødder i mange af i disse strømningsaktive sprækker og porer.

Figur 4.1. Oversigt over snitfladerne i kolonne 2 fra den minimalt bearbejdede mark.

Figure 4.1. Overview of sections prepared from column 2 from the minimally tilled field.

I kolonnerne fra den minimalt bearbejdede mark var det generelt nemt at skelne mellem strømningsaktive bioporer og sprækker i de øverste 25 cm, da sprækkerne havde mindre udstrækning i vertikal retning, Figur 4.2.

Figur 4.2. Tynde sprækker i 5-10 cm’s dybde i kolonne 6 (venstre) og tydelige bioporer i 7 cm’s dybde i kolonne 3 (højre), begge fra den minimalt bearbejdede mark.

Figure 4.2. Thin cracks at 5-10 cm depth in column 6 (left) and distinct biopores at 7 cm depth in column 3 (right), both from the minimally tilled field.

4.2.2 Visuel bedømmelse af farvespor i den pløjede jord

Der var flere farvede områder i de øverste 25 cm af den pløjede jord end i tilsvarende dybder i den minimalt bearbejdede jord, og farven dækkede samlet set større andele af snitfladerne. De farvede områder var grovere og mere udflydende end i kolonnerne fra den minimalt bearbejdet mark, og det var generelt svært at se en sammenhæng mellem struktur (makroporer) og blåfarvning. I 20-25 cm’s dybde var der dog i 3 ud af 4 kolonner fra den pløjede mark (kolonne nr. 1, 2 og 5) et kompakt lag af halm, der ledte vandet (farvestoffet) lateralt ud til andre sprækkesystemer uden direkte forbindelse med overfladen, Figur 4.3.

Figur 4.3. Farvede sprækker i 20-25 cm’s dybde (venstre) og nedpløjet halm fordeler strømningen ud i mindre sprækker (højre). Kolonne 2, pløjet mark.

Figure 4.3. Coloured cracks at 20-25 cm depth (left) and incorporated straw distributes the flow to smaller cracks (right). Column 2, ploughed field.

Det var generelt svært at skelne mellem aktive bioporer (rodkanaler) og aktive sprækker i de øverste 25 cm af den pløjede jord.  Der blev identificeret enkelte store gennemgående bioporer (kolonne 1 og 4), som i øvrigt oftest indeholdt planterødder, Figur 4.4.

Figur 4.4. Gennemgående farvet makropore, der omkransede en planterod i 50 cm’s dybde (Kolonne 5, pløjet mark)(venstre)og stor farvet regnormegang i 15-20 cm’s dybde (kolonne 4, pløjet mark) (højre).

Figure 4.4. Continuous, coloured macropore that encircled a plant root at 50 cm depth (column 5, ploughed field) (left) and a large coloured worm hole at 15-20 cm depth (column 4, ploughed field) (right).

Under pløjelaget (0 - ca. 25 cm dybde) var de aktive strømningsveje (som i den minimalt bearbejdede jord) domineret af store bioporer (regnormegange, evt med tilknyttede mindre rodkanaler), og hovedparten af de store bioporer, der var strømningsaktive (blå) i 30 cm’s dybde var også aktive i 50 cm’s dybde, Figur 4.5 - Figur 4.6.

Figur 4.5. Gennemgående farvede makroporer i hhv. 50 cm’s dybde (venstre) og 30 cm’s dybde (højre). Kolonne 1, pløjet  mark.

Figure 4.5. Continuous, coloured macropores at 50 cm depth (left) and 30 cm depth (right), respectively. Column 1, ploughed field.

Figur 4.6. Gennemgående farvede makroporer i hhv. 50 cm’s dybde (venstre) og 30 cm’s dybde (højre). Kolonne 2, pløjet mark.

Figure 4.6. Continuous, coloured macropores at 50 cm depth (left) and at 30 cm depth (right), respectively. Column 2, ploughed field.

4.2.3 Strømningsveje for Brilliant Blue og forekomst af pesticid

Koncentrationen af tilbageværende pendimethalin og glyphosat i jorden (5-50 cm’s dybde) fundet med forskellig prøveudtagningsstrategi ses i Figur 4.7 og Figur 4.8 (metodebeskrivelse findes i afsnit 3.13.2). Koncentrationerne er givet som middelværdi og som interval fra største til mindste måleresultat ved 2 gentagelser (intervallet er i visse tilfælde meget snævert og derfor vanskeligt at se). Værdier fundet i jordoverfladen er ikke vist i Figur 4.7 og Figur 4.8, fordi de var langt højere (se Figur 4.9 og Figur 4.10) og fordi det ikke var muligt at prøveudtage uden for farvede områder øverst i kolonnen.

Der var generelt ikke noget målbart ¹⁴C-pesticid i prøver udtaget tilfældigt, men uden for de farvede områder (Figur 4.7 og Figur 4.8). Kun i én prøve udtaget i 25-30 cm dybde i kolonne 6 fra den upløjede jord blev der med sikkerhed fundet glyphosat (Figur 4.7), hvilket kan skyldes forurening af prøven.

Ved den helt tilfældige prøveudtagning blev der fundet noget ¹⁴C-pesticid, men middelkoncentrationerne var forholdsvis lave. Den helt tilfældige prøveudtagning indebar, at der blev udtaget enkelte delprøver med spor af blåt farvestof. Pesticidkoncentrationen aftog med dybden.

Der var langt mest ¹⁴C-pesticid i de prøver, der var udtaget i blåfarvede områder omkring strømningsaktive bioporer og sprækker. Pesticid-koncentrationen i disse blåfarvede områder aftog ligeledes med dybden (Figur 4.7 og Figur 4.8).

På flere snitflader i den nedre del af kolonnerne var der lokale farvespor ved kanten. Detaljerede undersøgelser viste, at der altid i samme blåfarvede område var blåfarvede bioporer, hvoraf nogle antageligvis var blevet overskåret ved prøveudtagningen. Der forekom ikke kantfarvninger, som forløb sammenhængende gennem hele kolonnen. Målinger af ¹⁴C-pesticid koncentrationen i jord taget fra nogle af de kraftigst farvede områder ved kanten viste, at koncentrationen generelt lå på under halvdelen af gennemsnitsniveauet fundet for blåfarvede områder omkring bioporer i de pågældende lag. Det vurderes derfor, at der ikke har været nogen væsentlig gennemgående transport af pesticid i kunstige sprækkesystemer langs kolonnevæggene.

Koncentrationen af ¹⁴C-pesticid i prøver, der blev udtaget ved den tilfældige udtagning, var generelt højere end koncentrationen i prøver, der blev udtaget, hvor der ikke var farve, mens de prøver der blev udtaget i blåfarvede områder havde et markant højere ¹⁴C-pesticidindhold. Blåfarvningen kunne altså bruges som indikator på forekomst af pesticid i jorden. Målingerne viser, at pesticiderne med stor sandsynlighed er blevet transporteret i nogle af de samme makroporesystemer, som er visualiseret med den blå farve.

Figur 4.7. Middelkoncentration af glyphosat i jorden (5-50 cm) når prøverne udtages hhv. tilfældigt, fra de blåfarvede områder omkring strømningsaktive makroporer og tilfældigt men uden for de synligt blåfarvede områder. Intervallerne der i visse tilfælde kan ses omkring middelværdierne angiver variationsbredden (fra maksimum til minimum) for 2 gentagne målinger på samme fællesprøve.

Figure 4.7. Average concentration of glyphosate in soil (5-50 cm) based on random sampling, sampling from blue coloured areas around macropores, and sampling outside the visibly blue-coloured areas, respectively. The intervals that in some cases may be seen around the average values show the variation (from maximum to minimum) for 2 repeated measurements of the same sample.

Figur 4.8. Middelkoncentration af pendimethalin i jorden (5-50 cm) når prøverne udtages hhv. tilfældigt, fra de blåfarvede områder omkring strømningsaktive makroporer og uden for de synligt blåfarvede områder. Intervallerne der i visse tilfælde kan ses omkring middelværdierne angiver variationsbredden (fra maksimum til minimum) for 2 gentagne målinger på samme fællesprøve.

Figure 4.8. Average concentraion of pendimethalin in soil (5-50 cm) from random samples, from blue coloured areas around macropores with flow, and outside the visibly blue-coloured areas, respectively. The intervals that in some cases may be seen around the average values show the variation (from maximum to minimum for 2 repeated measurements of the same brutto-sample.

4.3 Massebalancer i sporstofforsøgene med pesticid

Der blev i gennemsnit opsamlet 1199 ml effluent i de enkelte vandingshændelser efter tilsat pesticid, hvilket svarer til en vandmængde på gennemsnitligt 59% af det tilsatte. Tab af vand fra systemet formodes hovedsageligt at hænge sammen med fordampning fra øvre og nedre rand. Generelt blev der opsamlet stigende mængde effluent i delforsøg udført på samme kolonne, hvilket er tegn på, at vandindholdet i kolonnerne generelt steg lidt med nummeret på de enkelte vandingshændelser eller på, at kompaktering af overfladen øgede makroporestrømningen.

4.3.1 Udvasket pesticid

I løbet af de tre vandingshændelser blev der i alt opsamlet mellem 0,8 og 39,3 µg glyphosat fra de enkelte kolonner (sum af opløst og kolloidbunden fraktion). Der blev tilsat i alt 12,51 mg glyphosat til kolonnerne. Det betyder således, at 0,007-0,32% af det tilsatte glyphosat blev genfundet under opsamlingen af effluent ved kolonnens bund (se Tabel 4.1).

I forsøg med pendimethalin blev der i alt opsamlet 11,0 - 32,7 µg pendimethalin per kolonne. Der blev i alt tilsat 14,24 mg pendimethalin til hver kolonne, hvilket betyder, at der blev opsamlet 0,12-0,43% af det tilsatte pendimethalin i effluenten, Tabel 4.2.

Tabel 4.1. Genfundet mængde af glyphosat (mg) og procent genfundet glyphosat af tilsat glyphosat (i parentes) i effluenten.

Table 4.1. Retrieved amount of glyphosate (mg) and percent retrieved glyphosate of added glyphosate (in parenthesis) in the effluent.

Tabel 4.2. Genfundet mængde af pendimethalin (mg) og procent genfundet pendimethalin af tilsat pendimethalin (i parentes) i effluenten.

Table 4.2. Retrieved amount of pendimethalin  (mg) and percent retrieved pendimethalin of added pendimethalin (in parenthesis) in the effluent.

Af Tabel 4.1 og Tabel 4.2 ses det, at andelen (procent) af genfundet (udvasket) pesticid varierede meget betydeligt mellem kolonnerne inden for hver behandling (jordbearbejdning samt tilført pesticid). Variationen i mængden af udvasket pesticid imellem kolonnerne kan skyldes variation i makroporefordelingen og -kontinuiteten. På grund af den betydelige variation kan pesticidudvaskningens omfang ikke sættes direkte i relation til jordbearbejdningen.

4.3.2 Vertikal fordeling af pesticid i jorden samt massebalancer for pesticiderne

Pesticidkoncentrationer (baseret på ¹⁴C aktiviteten), målt i tilfældigt udtagne prøver af jorden inden for jordlagene i forbindelse med farvesporstofforsøgene, blev brugt som led i at opstille massebalancer for pesticiderne. Figur 4.9 og Tabel 4.10 viser den procentvise fordeling og koncentrationen af hhv. pendimethalin og glyphosat ved forsøgenes afslutning.

Figur 4.9. Fordeling (øverst) og middelkoncentration (nederst) af tilbageværende pendimethalin i kolonnen ved forsøgenes afslutning.

Figure 4.9. Distribution (top) and average concentration (bottom) of residual pendimethalin in the column at the end of the experiment.

Fordelingen af de to pesticider i jordprofilen lignede hinanden meget. Koncentration var langt højest i de øverste 0,5 cm af kolonnenerne. Koncentrationen af pendimethalin i de øverste 0,5 cm var 14 hhv. 25 mg/kg jord for kolonner udtaget hhv. i den pløjede jord og den minimalt bearbejdede jord. For glyphosat var koncentrationen 11 hhv. 8 mg/kg for kolonner udtaget i den pløjede jord hhv. den minimalt bearbejdede jord. Koncentrationen i overfladelaget var altså lidt højere i overfladen af den minimalt bearbejdede jord for pendimethalin, hvilket stemmer overens med erfaringer fra farvesporstofforsøget, hvor tykkelsen af det øverste, fuldt gennemfarvede jordlag var mindst i den minimalt bearbejdede jord. En tilsvarende sammenhæng med farvningsforsøget blev dog ikke fundet for glyphosat.

Koncentrationen af tilbageværende pesticid faldt brat med dybden for både pendimethalin og glyphosat, og i lagene under 10 cm var koncentrationen af tilbageværende pesticid minimal.

Figur 4.10. Fordeling (øverst) og middelkoncentration (nederst) af tilbageværende glyphosat i kolonnen ved forsøgenes afslutning.

Figure 4.10. Distribution (top) and average concentration (bottom) of residual glyphosate in the column at the end of the experiment.

Størstedelen af det tilbageværende pesticid blev fundet i overfladelaget (0 - ca. 5 mm dybde). Af pendimethalin blev imellem 55 og 97,5% således genfundet i overfladelaget. Af glyphosat var der relativt set lidt mindre i det øverste lag, nemlig imellem 39% og 48%. Det skal tilføjes, at disse værdier er behæftet med betydelig usikkerhed alene pga. usikkerhed på tykkelsen af det øverste lag, som blev skrabet af overfladen. Ujævnheder i overfladen bevirkede, at det var meningsløst at forsøge at foretage en finere (horisontal) lagopdeling af jorden lige under overfladelaget. At der i ét tilfælde blev estimeret en samlet pesticidmængde på over 100% af det tilførte (Tabel 4.3) skyldes sandsynligvis den beskrevne usikkerhed på prøveudtagningen øverst i kolonnen. Den fundne meget stærke koncentrering af pesticidrestmængden meget tæt på jordoverfladen er således reel, men mængdeangivelserne for den øverste del af profilen bør tages med et vist forbehold.

Det fremgår af Tabel 4.3, at en meget stor del af det tilførte pesticid (evt. nedbrydningsprodukter) fortsat findes i jorden ved forsøgenes afslutning, og at kun en meget lille del af det tilførte pesticid udvaskes.

De meget lave pesticidkoncentrationer, målt ved tilfældig prøveudtagning ved bunden af kolonnerne, viser, at disse målinger af residente koncentrationer ikke kan anvendes til at demonstrere preferentiel transport.

Tabel 4.3. Udvasket mængde pesticid i effluent og tilbageværende pesticidmængde i jord (hele kolonner) ved forsøgenes afslutning.

Table 4.3. Leached amount of pesticide in effluent and the residual amount of pesticide in soil (full column) at the end of the experiments.

^§ Der blev tilsat 12,51 mg glyphosat til kolonnerne.

£ Der blev tilsat 14,24 mg pendimethalin til kolonnerne.

Ubalancen i Tabel 4.3 skyldes sandsynligvis usikkerheden ved lagopdelingen nær jordoverfladen. Det blev tilstræbt at afskrabe en lagtykkelse på 5 mm men en usikkerhed på 2 mm i lagtykkelsen vil have en betydelig effekt på estimeret mængde tilbageværende pesticid i jorden (hvilket også er specificeret ovenfor) og derfor også på massebalancen.

4.4 Effluentens sammensætning i løbet af gennemstrømningsforsøgene

De anvendte metoder betyder, at kolloider er defineret som større end 20 nm. Den øvre grænse er ikke veldefineret, men da prøverne sedimenterer 1 minut inden turbiditetsmålingen gennemføres, ligger den øvre grænse mellem 30 og 50 µm, afhængigt af hvilken massefylde, partiklen tillægges.

For at undersøge kolloidgenereringen og at kvantificere betydningen af kolloid-faciliteret transport af pendimethalin og glyphosat i kolonnerne blev effluentprøverne straks (i løbet af 1-2 minutter) fraktioneret i en kolloidfraktion og en opløst fraktion som beskrevet i afsnit 3.5.

Eksempler på gennembrudskurver for glyphosat i kolonner udtaget fra hhv. den minimalt bearbejdede og den pløjede mark ses i Figur 4.11 og Figur 4.12. Tilsvarende ses i Figur 4.13 og Figur 4.14 eksempler på gennembrudskurver for pendimethalin i kolonner udtaget fra hhv. den minimalt bearbejdede og den pløjede mark.

Figur 4.11. Eksempel på gennembrudskurve for glyphosat (kolloidbundet og opløst) med tilhørende målinger af partikelkoncentration, pH, ledningsevne, tilført vandmængde (influent) samt afdræning (effluent) i intaktkolonne udtaget fra den minimalt bearbejdede mark (kolonne 6, 1. vandingshændelse).

Figure 4.11. Example of break through curve for glyphosate (colloid-bound and dissolved) with corresponding measurements of particle concentration, pH, conductivity, added water (influent) and drain flow (effluent) in column sampled in the minimally tilled field (column 6, 1st irrigation event).

Figur 4.12. Eksempel på gennembrudskurve for glyphosat (kolloidbundet og opløst) med tilhørende målinger af partikelkoncentration, pH, ledningsevne, tilført vandmængde (influent) samt afdræning (effluent) i intaktkolonne udtaget fra den pløjede mark (kolonne 5 fra den pløjede mark, 1. vandingshændelse).

Figure 4.12. Example of break through curve for glyphosate (colloid-bound and dissolved) with corresponding measurements of particle concentration, pH, conductivity, added water (influent) and drain flow (effluent) in column sampled in the ploughed field (column 5, 1st irrigation event).

Middeltal for koncentrationen af opløst glyphosat og pendimethalin i hver vandingshændelse er angivet i hhv. Tabel 4.4 og Tabel 4.5.

Der var stor variation imellem de enkelte kolonner med samme jordbearbejdning i koncentrationsniveauet af både pendimethalin og glyphosat i den opløste fraktion, se Tabel 4.4 og og Tabel 4.5. Dette kan f.eks. skyldes variation i antallet af gennemgående makroporer i kolonnerne, placeringen af disse makroporer i forhold til lokale depressioner af jordoverfladen eller jordmatricens infiltrationsegenskaber. De målte koncentrationsniveauer kan dermed ikke sættes direkte i relation til jordbearbejdningen.

Tabel 4.4. Middeltal for koncentration af opløst glyphosat (µg/l) og mængde af opløst glyphosat (µg, i parentes) i hver vandingshændelse.

Table 4.4. Average concentration of dissolved glyphosate (mg/l) and average amount of dissolved glyphosate (mg, in paranthesis) for each irrigation event.

Tabel 4.5. Middeltal for koncentration af opløst pendimethalin (µg/l) og mængden af opløst pendimethalin(µg, i parentes) i hver vandingshændelse.

Table 4.5. Average concentration of dissolved glyphosate (mg/l) and average amount of dissolved glyphosate (mg, in paranthesis) for each irrigation event.

Der var endvidere nogen variation i koncentrationsniveauerne mellem vandingshændelser inden for den enkelte kolonne, som ikke var helt systematisk og derfor vanskeligt kan sættes entydigt i relation til vandings-sekvensen. For glyphosat steg indholdet af opløst stof i to kolonner med hændelsesnummer, i en kolonne faldt det med hændelsesnummer, og i den sidste kolonne toppede koncentrationen i hændelse 2. For pendimethalin steg koncentrationen af opløst pesticid med nummeret på vandingshændelsen i 3 kolonner, og toppede i hændelse 2 i den sidste.

Figur 4.13. Eksempel på gennembrudskurve af pendimethalin (kolloidbundet og opløst) med tilhørende målinger af partikelkoncentration, pH, ledningsevne, tilført vandmængde (influent) samt afdræning (effluent) i intaktkolonne udtaget fra den minimalt bearbejdede mark (kolonne 4,anden vandingshændelse).

Figure 4.13. Example of break through curve for pendimethalin (colloid-bound and dissolved) with corresponding measurements of particle concentration, pH, conductivity, added water (influent) and drain flow (effluent) in column sampled in the minimally tilled field (column 4, second irrigation event).

Figur 4.14. Eksempel på gennembrudskurve af pendimethalin (kolloidbundet og opløst) med tilhørende målinger af partikelkoncentration, pH, ledningsevne, tilført vandmængde (influent) samt afdræning (effluent) i intaktkolonne udtaget fra den pløjede mark (kolonne 1, anden vandingshændelse).

Figure 4.14. Example of break through curve for pendimethalin (colloid-bound and dissolved) with corresponding measurements of particle concentration, pH, conductivity, added water (influent) and drain flow (effluent) in column sampled in the ploughed field (column 1, second irrigation event).

Middeltal for koncentrationen af partikulært glyphosat og pendimethalin i hver vandingshændelse er angivet i hhv. Tabel 4.6 og Tabel 4.7.

Tabel 4.6. Middeltal for koncentrationen af partikel/kolloidbundet glyphosat (µg/l) og mængden af partikel/kolloidbundet glyphosat (µg, i parentes) i hver vandingshændelse.

Table 4.6. Average concentration of particle/colloid-bound glyphosate (µg/l) and average amount of particle/colloid-bound glyphosate (µg, in paranthesis) for each irrigation event.

Tabel 4.7. Middeltal for koncentrationen af partikel/kolloidbundet pendimethalin (µg/l) og mængden af partikel/kolloidbundet pendimethalin (µg, i parentes) i hver vandingshændelse.

Table 4.7. Average concentration of particle/colloid-bound pendimethalin (µg/l) and average amount of particle/colloid-bound pendimethalin (µg, in paranthesis) for each irrigation event.

Variationen i koncentrationen af kolloidbundet glyphosat mellem de enkelte kolonner (µg/l effluent) var stor ligesom for opløst glyphosat, Tabel 4.6, mens variationen i koncentrationen af kolloidbundet pendimethalin var forholdsvis beskeden, Tabel 4.7.  Koncentrationen af kolloidbundet pendimethalin var generelt lavere end koncentrationen af kolloidbundet glyphosat. Til forskel fra den opløste fraktion, så er den absolutte mængde udvasket kolloidbundet pesticid størst i første hændelse, eller næsten konstant gennem de 3 hændelser.

Det var ikke muligt at se nogen sammenhæng mellem antallet eller arten af blåfarvede makroporer fundet i den nederste del af kolonnerne i forbindelse med farvesporstofforsøget og mængden eller fordelingen (kolloidbundet / ikke kolloidbundet) af pesticid i effluenten.

Som under sporstofforsøgene med bromid var der i nogle tilfælde to toppe i turbiditets- og pesticid-koncentrationerne, hvilket muligvis kan skyldes, at der opstod ustabil strømning som følge af opbygning væsketryk i afgrænsede områder over en makropore. Det er tidligere rapporteret, at når trykket bliver tilstrækkeligt stort i et sådant område til at danne hydraulisk kontakt til makroporen, kan den ophobede væske transporteres i en puls, og herved afdræne et betydeligt område over makroporen (Gjettermann et al., 2004; Tofteng et al., 2002). Toppene i turbiditeten kan måske forklares ved, at der under trykopbygningen ophobes kolloider i vandet. Disse kolloider udvaskes så i lighed med pesticidet i en puls.

Ledningsevne og pH i effluenten varierede kun ganske lidt (Figur 4.11-Figur 4.14). Generelt var pH i effluenten svagt stigende over tid i de første timer. I starten lå pH generelt på omkring 7,1-7,4 men steg derefter svagt til 7,5-7,8. pH var dermed noget højere end i vandingsvandet (pH 6,3, jf.Tabel 3.5).

I kolonner fra den pløjede mark steg ledningsevnen svagt med tiden i næsten alle vandingshændelser, mens ledningsevnen var konstant eller svagt faldende i kolonner fra den minimalt bearbejdede mark. Ledningsevnen var generelt af størrelsesordenen 1 mS cm^-1 eller ca. en faktor 20 højere end i vandingsvandet. Det vil sige, at saltindholdet i effluenten fra første til sidste prøve inden for hvert delforsøg (vandingshændelse) var en helt anden og langt højere end saltindholdet i vandingsvandet. Ledningsevnen viser derfor, at der ikke kan være større mængder af vandingsvandet, som strømmer gennem søjlerne uden at vekselvirke med den eksisterende jordvæske og jord.

4.4.1 Udvaskning af jordpartikler

I Tabel 4.8 er der angivet middelværdier og standardafvigelser for partikelkoncentrationen målt i effluenten. For kolonnerne fra den pløjede jord var middelkoncentrationen 183-295 mg/l, mens den kun var 50-97 mg/l i kolonnerne fra den minimalt bearbejdede mark. En standard t-test baseret på de enkelte hændelser i Tabel 4.8 resulterede i stærkt signifikant afvisning af hypotesen, at middelværdierne var ens for de to sæt af forskelligt bearbejdede jordkolonner (P=2*10^-6). Koncentrationen af kolloider var højere i effluenterne fra de pløjede jordkolonner end i effluenterne fra de minimalt bearbejdede jordkolonner. Samme tendens blev observeret under bromidforsøgene, hvor der yderligere var indikation af, at udtørring af jordoverfladen havde en forøgende effekt på mængden af partikler i effluenten (dette er yderligere beskrevet i Bilag 2).

Tabel 4.8. Middeltal og standardafvigelse af partikelkoncentration (mg/l).

Table 4.8. Average particle concentration (mg/l) and deviation.

For at bestemme mængden og størrelsesfordelingen af partikler, der blev frigivet under forskellige varigheder af omrystning, blev der lavet et dispergeringsforsøg (Bilag 6). Dispergeringsforsøget viste, at graden af mekanisk påvirkning influerede på mængden af dispergerbare lerpartikler/kolloider indtil alle lerpartikler var i opløsning. Den initielle mængde partikler i lerstørrelse er ca. 7%, og dette stiger til omkring 14% under rystningen. Mængden af partikler i siltstørrelse falder fra ca 18% til ca 14% Den samlede mængde i de to fraktioner stiger fra ca 25 til ca 30% af dem totale jordprøve. Hvis det antages at den øverste 0,5 cm af jordoverfladen udsættes for en mekanisk påvirkning (evt. regndråbers erosion) under vandingshændelserne, vil den maksimale mængde partikler i lerstørrelse, der kan mobiliseres umiddelbart i en kolonne anslås til at være 37 g (Bilag 6).

De faktiske mængder af jordpartikler, der mobiliseres og udvaskes under vandingshændelserne i kolonnerne, er vist i Tabel 4.9. En standard t-test baseret på de enkelte hændelser iTabel 4.9 gav stærkt signifikant afvisning af hypotesen, at middelværdierne var ens for de to sæt af forskelligt bearbejdede jordkolonner (P=5*10^-6). Der blev udvasket flere kolloider fra de pløjede jordkolonner end fra de minimalt bearbejdede jordkolonner.

Tabel 4.9. Partikelmængde (mg) udvasket fra kolonnerne i de tre hændelser. Mængden af partikler, der er opsamlet i resteffluenterne indgår ikke.

Table 4.9. Amount of particles (mg) leached from the columns during the three events. The amount of particles collected in the outflow after sampling is not included.

I løbet af de tre vandingshændelser var det altså kun en meget begrænset del (< 2%) af den anslåede maksimale mængde mobiliserbare lerpartikler, der blev udvasket, og en endnu mindre del af den maksimale mænde mobiliserbare ler- og siltpartikler.

4.5 Kolloidernes kemiske sammensætning

I Figur 4.15 er vist typiske IR kurver af kolloider i effluentprøverne i forsøgene med en af jordkolonnerne fra det pløjede areal.

Figur 4.15 Typiske IR-kurver for kolloider fra effluenten i en af jordkolonnerne fra den pløjede jord(kolonne 6). Kolloiderne er vasket fri for letopløselige salte og der er målt spektre før og efter opvarmning til 110 °C.

Figure 4.15. Representative IR spectra of colloids sampled as effluents from columns of the treated soil (column 6). The samples have been washed free of salts and the spectra measured before and following heating at 110 °C.

Absorptionsbåndene omkring 3500-3700 cm^-1 og ca. 1000-1100 cm^-1 er karakteristiske for lagdelte aluminiumsilikater (lermineraler i mineralogisk forstand), dubletten ved 900 cm^-1 indikerer tilstedeværelsen af quartz og båndene omkring 1400-1800 og 2800-3200 cm^-1 indikerer forskellige funktionelle grupper i organisk stof. Båndene ved 1660 og 3400 cm^-1 skyldes tilstedeværelsen af vand adsorberet til overfladerne. De fleste tidsforløb for effluentprøver opsamlet i løbet af et gennemstrømningsforsøg i en kolonne er karakteriseret ved, at de relative intensiteter af absorptionerne er stort set konstante. Dette tyder på en blandet, men relativt konstant sammensætning af kolloiderne. Denne observation er i kontrast til de tidligere observationer fra markforsøg, der typisk viste et forøget indhold af funktionelle grupper fra organisk stof tidligt i gennembruddet. Enkelte forsøg afviger fra dette: f.eks. har enkelte af effluentprøverne et indhold af calciumcarbonat, mens andre har et stort indhold af hydrerede forbindelser.

I lighed med tidligere markforsøg kunne der ikke detekteres signifikante forskelle i sammensætningen af effluenten fra forskellige behandlinger af jordene.

Organiske kulstofberigede adsorbenter er blevet oprenset fra heljorden ved brug af en kombination af behandling med uorganiske syrer. Kontrolforsøg har vist, at der ved denne metode oprenses mellem 65% og 85% af prøvens totale kulstofindhold. Det oprensede kulstofrige materiale er blevet undersøgt ved hjælp af ¹³C-NMR og TEM. Sammenligningen af NMR spektre optaget med eller uden proton-assisteret henfald (Figur 4.16) tyder på, at en relativ stor andel af kulstof i prøven ikke har protoner i den nærmeste struktur.

Figur 4.16. ¹³C-NMR resultater for oprenset kulstofrigt materiale fra jord udtaget på feltlokaliteten (Rørrendegård). De viste ¹³C-NMR spektre er optaget med (øverst) og uden (nederst) proton-assisteret henfald.

Figure 4.16. ¹³C-NMR spectra of carbonaceous material from the soil (Rørrendegård). The spectra have been acquired with (upper) and without (lower) proton assisted decay.

Direkte strukturanalyser med højopløseligt TEM viser delvist grafitiserede områder i prøven (Figur 4.17b og e), der typisk indeholder partikler i my størrelse. Det vil sige, at der lokalt er en orden der minder om grafit, men at denne orden ikke gentager sig langtrækkende. Dette er interessant, dels fordi det er første gang, hvor der direkte påvises disse strukturer i danske jorde, dels fordi det indikerer et potentiale for meget stærk binding af relativt små molekyler med aromatiske funktionelle områder til disse strukturer, samt at der er mulighed for en differentiering af det organiske stof i jorden. Størrelsen af de grafitlignende områder indikerer også, at der kan være en stærk diffusiondomineret komponent i adsorptionskinetikken, da der ikke vil indtræde ligevægt momentant for så store partikler. Disse resultater er kvalitativt i overensstemmelse med NMR resultaterne.

Figur 4.17. TEM-billeder af opkoncentreret organiske stof fra jord udtaget på feltlokaliteten (Rørrendegård). Billede b er en detalje af billed a, og billede e er en detalje af billed d, der igen er en forstørrelse af billede c. Gitterplanerne er direkte opløst i høj-opløsningsbillederne.

Figure 4.17. Electron micrographs of carbonaceous material from the soil (Rørrendegård). Picture b is a detail of picture a, and picture e is a detail of picture d that is a detail of picture c. The structural lattices are directly resolved in the high resolution micrographs.

Som det ses i Figur 4.17a og c, er hovedparten af analyserne fortaget på partikler, der er relativt store. Dette er primært et teknisk valg, fordi det kræver en vis udstrækning af partiklen for, at den kan lægge ud på kanten af den holey-carbon-film, der anvendes som bærer for prøven. Der er dog ingen indikationen på, at de samme strukturer, ikke er til stede som meget mindre partikler, der endog muligvis forbliver i opløsning ved filtrering (se afsnit 4.8.3). De delvist grafitiserede strukturer forekommer i alle jorddybder ned til 1 meters dybde. Der er dog kun undersøgt et par profiler.

Fe-holdige adsorbenter er af særlig interesse i forbindelse for stoffer, der indeholder fosfat som en del af de funktionelle grupper (f.eks. glyphosat). Vi har derfor undersøgt drænprøver fra det minimalt bearbejdede areal i marken for indhold af jernoxider. I Figur 4.18 vises TEM af meget forskellige krystalstørrelser af jernoxider: nanokrystallinske oxider, der sidder i en matrix af organisk stof (billede b), samt meget velkrystallinske oxider (billede a og c).

Figur 4.18. TEM-billeder af jernoxider fra drænprøver fra den minimalt bearbejdede mark.Kolloiderne er vasket saltfrie med vand, men ellers ubehandlede. Gitterplanerne er direkte synlige i billederne.

Figure 4.18. Electron micrographs of iron oxides from drain samples from the minimally tilled field. Salts were removed by washing with water and otherwise no treatment was applied. The structural lattices are resolved in the micrographs.

Fe-oxider i prøverne er også blevet karakteriseret ved Mùssbauer spektroskopi. Alle prøver har et lille, men karakteristik indhold af hematit, mens den dominerende fase er goethit med strukturelle defekter. Egentligt amorft Fe-oxid kan ikke påvises i prøverne.

Fasesammensætningen sammenlignes ved strukturundersøgelser af orienterede prøver af finlersfraktionen (<0,2 µm) fra pløjelaget og drænprøver (Figur 4.19). Det er ved hjælp af basalplansafstandene og prøvens ændringer ved opvarmning, muligt at identificere lermineralerne kaolinit, illit, vermiculit, samt uregelmæssigt interstratificerede former. Der er ingen væsentlig forskel at konstatere for så vidt angår hvilke mineraler, der findes, men resultaterne antyder en relativ berigelse af illitmineraler i drænvandet i forhold til finlersfraktionerne. Dette vil forventelig have en vis indflydelse på den kolloid-faciliterede transport for stoffer, der især knytter sig til smectitmineraler og deres associationer.

Figur 4.19. XRD-diffraktogrammer af drænvandsprøve efter forskellig behandling.

Figure 4.19. X-ray diffractogrammes of drain samples following different treatments.

4.6 Kolloidernes betydning for transport af glyphosat og pendimethalin

I Tabel 4.10 er angivet den andel af det udvaskede glyphosat, som efter hurtig fraktionering af effluenten var associeret til kolloider (<0,02 µm). Tilsvarende data er vist for pendimethalin i Tabel 4.11.

Tabel 4.10. Andel af glyphosatmængden i effluenten som var kolloidbundet (%).

Table 4.10. Fraction of glyphosate in effluent being associated to colloids (%).

For pløjet jord var hovedparten af det udvaskede glyphosat (ca. 63-74%) bundet til kolloider på prøvetagningstidspunktet (Tabel 4.10). For den minimalt bearbejdede jord var billedet modsat, idet kun 11-22% af glyphosaten var bundet til kolloider> 0,02 mm.

En standard t-test baseret på de enkelte vandingshændelser i Tabel 4.10 gav stærkt signifikant afvisning af hypotesen, at middelværdierne for andelen af kolloidassocieret glyphosat var ens for de to sæt af forskelligt bearbejdede jordkolonner (P=1E-4). Andelen af glyphosat, som i effluenten blev fundet associeret til jordpartikler, var størst for de pløjede jordkolonner.

Uafhængigt af jordbearbejdningen var kun en mindre del af det udvaskede pendimethalin (ca. 8-13%) bundet til kolloider på prøveudtagnings-tidspunktet, Tabel 4.11. Data tyder således på, at kun en mindre del af pendimethalinen transporteres gennem kolonnerne bundet til kolloider (>0,02 µm).

Tabel 4.11. Andel af pendimethalin i effluenten som var kolloidbundet (%).

Table 4.11. Fraction of  pendimethalin in effluent being associated to colloids (%).

Tabel 4.12 og Tabel 4.13 viser koncentrationen af hhv. glyphosat og pendimethalin bundet til kolloider i de tre vandingshændelser (mg/kg jord) beregnet ud fra partikelmængden (kg) angivet i Tabel 4.9 og mængden af hhv. glyphosat og pendimethalin angivet (i parentes) i Tabel 4.6 og Tabel 4.7 (mg). Generelt set (med undtaglese af kolonne 2 fra den minimalt bearbejdede mark) faldt koncentrationen af kolloidbundet pesticid (mg/kg jord) med nummeret på vandingshændelsen.

Tabel 4.12. Koncentration af kolloid bundet glyphosat på udvaskede jordpartikler (mg/kg).

Table 4.12. Concentration of colloid bound glyphosate on soil particles in effluent(mg/kg).

Tabel 4.13 viser koncentrationen af pendimethalin bundet til kolloider i de tre vandingshændelser beregnet ud fra partikel mængden angivet i Tabel 4.9 og mængden af pendimethalin angivet (i parentes) i Tabel 4.13.

Tabel 4.13. Koncentration af kolloidbundet pendimethalin på udvaskede jordpartikler (mg/kg).

Table 4.13. Concentration of colloid bound pendimethalin on soil particles in effluent (mg/kg).

Af Figur 4.10 fremgår det at den tilbageværende mængde af glyphosat i kolonnen efter gennemstrømningsforsøgenen var ca. 8,6 og 10,5 mg/kg jord i de øverste 5 mm af kolonnen for hhv. minimalt bearbejdet jord og pløjet jord. Den tilbageværende mængde glyphosat i kolonnerne blev bestemt efter 3. vandingshændelse. Det er bemærkelsesværdigt at koncentrationen af glyphosat i de øverste 5 mm af kolonnen stemmer godt overens med koncentrationsniveauet af kolloidbundet glyphosat i 3. vandingshændelse, Tabel 4.12. Samtidig ses, at koncentrationen af glyphosat på partikler i effluenten typisk er højere end hvad der er målt langs de strømningsaktive bioporer i jorden (Figur 4.7). Dette understøtter hypotesen om at kolloidbundet glyphosat hovedsageligt er blevet mobiliseret på kolonneoverfladen.

Af Figur 4.9 fremgår det at den tilbageværende mængde af pendimethalin i kolonnen efter gennemstrømningsforsøgenen var ca. 24,6 og 14,1 mg/kg i de øverste 5 mm af kolonnen for hhv. den minimalt bearbejdet jord og den pløjet jord. Disse tal kan ikke umiddelbart sammenlignes med koncentrationen af kolloidbundet pendimethalin i Tabel 4.13, idet pendimethalin hovedsageligt bliver transporteret med meget små ”kolloider” eller i forbindelse med opløst organisk stof (DOM), som ikke bliver fanget af 0,02 µm filteret, se kapitel 4.8.3.

Af Tabel 4.1, Tabel 4.2 og Tabel 4.8 ses det, at der overordnet ikke var nogen sammenhæng mellem det samlede partikelindhold og pesticidindhold i effluenten. Inden for de enkelte vandingshændelser var partikelindholdet og pesticidindholdet dog ofte signifikant positivt korreleret (Figur 4.20 og Figur 4.21, Tabel 4.14), hvilket tyder på at udvaskningen af jordpartikler og pesticid blev genereret af de samme mekanismer og transporteret med makroporestrømning, som blev initieret nær ved jordoverfladen. Den maksimale korrelationskoefficient fundet for glyphosat under 2. vandingshændelse på kolonne 4 (udtaget i den pløjede mark) var så høj som 0,98 (R²=0,95, jvf. Tabel 4.14) , og der er eksempler på andre meget høje korrelationer. Sådanne meget snævre sammenhænge kan kun opnås, hvis kolloider og pesticid mobiliseres de samme steder. I effluenterne fra kolonne 2 (minimalt bearbejdet jord) kunne der ikke konstateres nogen sammenhæng mellem turbiditet og pesticidkoncentration (glyphosatkoncentrationen), hvilket kan skyldes, at pesticidkoncentrationerne var særligt lave i netop denne kolonne (jvf. Tabel 4.6).

Figur 4.20. Sammenhæng mellem turbiditet og glyphosatkoncentration i effluentprøver (3 forskellige vandingshændelser) fra kolonne 4 udtaget i pløjet jord. Detaljer vedrørende de foreslåede lineære repræsentationer er givet i Tabel 4.14.

Figure 4.20. Relationship between turbidity and glyphosate concentration in effluent samples (3 different irrigation events) from column 4, sampled in ploughed soil. Details concerning the proposed linear representations are given in Table 4.14.

Figur 4.21. Sammenhæng mellem turbiditet og pendimethalinkoncentration i effluentprøver (3 forskellige vandingshændelser) fra kolonne 4 udtaget i minimalt bearbejdet jord. Detaljer vedrørende de foreslåede lineære repræsentationer er givet i Tabel 4.14.

Figure 4.21. Relationship between turbidity and pendimethalin concentration in effluent samples (3 different irrigation events) from column 4, sampled in minimally tilled soil. Details concerning the proposed linear representations are given in Table 4.14.

Figur 4.22. Sammenhæng mellem turbiditet og glyphosatkoncentration i effluentprøver fra 1. vandingshændelse på kolonne 6 udtaget i minimalt bearbejdet jord. Der skelnes mellem de ”de først udtagne prøver” og ”de øvrige prøver”. Regressionslinien gælder for ”de øvrige prøver”.

Figure 4.22. Relationship between turbidity and glyphosate concentration in effluent samples from 1. irrigation events on column 6 sampled in minimally tilled soil. A distinction is made between the “first samples” and the “other“ samples. The regression line represents the “other “ samples.

Det bemærkes specielt, at der helt generelt blev fundet signifikant positive lineære korrelationer mellem turbiditet og pendimethalinkoncentration på trods af at data generelt indikerer, at kun en mindre del af det udvaskede pendimethalin var kolloidbåret.

Sammenhængen mellem turbiditet og pesticidindhold er imidlertid forskellig for de to stoffer. For glyphosat var der eksempler på at de først udtagne prøver under en vandingshændelse gav et andet billede af sammenhængen mellem pesticidkoncentration og turbiditet end de resterende prøver, hvorfor det samlede billede for vandingshændelsen blev, at sammenhængen var relativt svag. For data i Figur 4.22 var turbiditeten indledningsvis relativt høj, og der var ikke sammenhæng mellem turbiditet og pesticidkoncentration, mens de øvrige data viser en forholdsvis snæver sammenhæng mellem de to variable. Data er konsistente med en hypotese om, at der indledningsvis kan ske en mobilisering og udvaskning af kolloider (uden pesticid) i jordmatricen, og at denne mobilisering fra matricen efterfølgende begrænses af diffusionshastigheden mellem matricen og de vandførende porer. Det er også muligt, at der (især) indledningsvis mobiliseres jordpartikler fra den nedre, beskadigede rand, eller at kolloidindholdet i de første prøver er grovere end i resten. Problemet med grovere partikler blev imødegået ved at lade prøverne sedimentere i 1 min før turbiditeten blev målt, men en effekt kan ikke helt udelukkes. En sådan opdeling af data findes for alle tre hændelser på kolonne 5 (pløjet). For kolonne 2 (minimalt bearbejdet), hvor sammenhængen mellem turbiditet og glyphosatkoncentration også er svag, kan data ikke opdeles på denne måde. Men fra denne søjle udvaskes meget små mængder glyphosat, hvilket i sig selv kan forklare den svage sammenhæng.

For pendimethalin ses modsat, at den første måling har et højt indhold af pendimethalin og en høj turbiditet. For de øvrige punkter er der enten en lineær sammenhæng mellem turbiditet og pendimethalin, der samtidigt afspejler, at begge falder over tid, eller pendimethalinkoncentrationen er næsten konstant, selv om turbiditeten falder (Figur 4.23). Det skal bemærkes, at der sammenlignes to forskellige størrelsesfraktioner, idet pendimethalin-koncentrationen primært findes i fraktionen < 0,02 µm, mens turbiditeten hovedsageligt beror på fraktionen > 0,02 µm.

Tabel 4.14. Parametre til karakterisering af hypotetisk lineær sammenhæng mellem turbiditet, T (NTU) og koncentration af ¹⁴C-glyphosat, C_g hhv.  ¹⁴C-pendimethalin, C_p (µg l^-1): C= αT + β. sf=standardfejl på det anførte parameterestimat; n=17.

Table 4.14. Parameters for characterisation of a hypothetical linear relationship between turbidity, T (NTU) and concentration of ¹⁴C-glyphosate, C_g and  ¹⁴C-pendimethalin, C_p (µg l^-1,) respectively. C= αT + β. sf=standard error on the parameter estimate given; p=ploughed; u=minimally tilled. ; N=17.

Klik her for at se figuren.

Figur 4.23. Sammenhæng mellem pendimethalinkoncentration og turbiditet for kolonne 1 (pløjet) og kolonne 4 (minimalt bearbejdet). Den første måling er angivet med sort udfyldning af symbol.

Figure 4.23. Relationship between pendimethalin concentration and turbidity for column 1 (ploughed) and column 4 (minimally tilled). The first measurement is indicated with black filling of symbol.

4.6.1 Fordelingskoefficienter (K_d og K_oc) samt overfladens betydning for transporten af glyphosat

Overfladen af de kolonner, der blev udtaget i den minimalt bearbejdede mark, havde en relativt stabil jordstruktur, og var desuden delvis beskyttet mod vandingens eroderende virkning af ukrudt og uomsatte halmrester (se eksemplet i Figur 3.1a). Vanding af kolonnerne gav ikke anledning til, at der blev aflejret målbare mængder af eroderede jordpartikler på plastkraven omkring kolonnerne. I modsætning hertil var de kolonner, der blev udtaget i den pløjede mark, karakteriseret ved blottede jordaggregater (Figur 3.1b), og vandingen førte i alle delforsøg til aflejring af eroderede jordpartikler på plastkraven.

For at sætte yderligere fokus på jordoverfladens betydning for transporten af glyphosat, blev der lavet supplerende forsøg (beskrevet i afsnit 3.10) med en tidligere anvendt testkolonne (kolonne 6) fra den pløjede mark, idet kolonnens overflade blev beskyttet mod dråbeerosion af halm.

Tabel 4.15. Udvasket kolloidassocieret glyphosat (% af total udvaskning), total udvaskning af glyphosat, gennemsnitlig koncentration af glyphosat (i opløst og fast fase) samt af jordpartikler i effluenten fundet i forsøg uden og med udlægning af halm på overfladen af en kolonne fra pløjemarken. Data er baseret på ¹⁴C-målinger og er (med undtagelse af 1. testforsøg) korrigeret for indholdet af ¹⁴ C-CO₂ i effluenten (også vist i tabellen).

Table 4.15. Leached colloid-associatid glyphosate (% of total leachate), total leaching of glyphosate, average concentration of glyphosate (in solution and colloid-associated) and concentration of soil particles in the effluent found in experiment with and without placement of straw on the surface of a column from the ploughed field. Data are based on ¹⁴C-measurements and are (except for the 1st test experiment) corrected for content of ¹⁴ C-CO₂ in the  effluent (also shown in the table).

I 1. testforsøg var hovedparten (66%) af det udvaskede glyphosat kolloidbundet. Ved prøveudtagning i forbindelse med opfugtningen 5 måneder efter 1. testforsøg blev det på ny fundet, at hovedparten af den udvaskede glyphosat (87%, korrigeret for ¹⁴C-CO₂)) var kolloidbundet. Den gennemsnitlige glyphosatkoncentration var faldet fra 0.73 µg/l til 0.18 µg/l. Andelen af kolloidassocieret glyphosat blev reduceret lidt (til 50%) efter udlægning af byghalm på jordoverfladen (se Tabel 4.15). Efter udsprøjtning af glyphosat oven på halmen faldt andelen af kolloid-associeret glyphosat dramatisk til 15%, mens mængden og koncentrationen af udvasket glyphosat blev stærkt forøget. Halmudlægningen reducerede partikelkoncentrationen i effluenten en smule fra 207 mg l^-1 (uden halm på overfladen) til ca. 167 mg l^-1 (med halm på overfladen), se Tabel 4.15.

Resultaterne af disse supplerende gennemstrømningsforsøg tyder således på, at overfladens beskaffenhed (halmdækningen forud for udsprøjtning) kan være meget afgørende for den totale transport og transportformen af glyphosat. Resultaterne stemmer overens med glyphosats dårlige binding til halm målt i nærværende projekt (K_d = 0 l kg^-1, Bilag 4) og relativt stærke binding til jord (K_d = 503 l kg^-1, jvf. Bilag 4).

AMPA blev jvf. Bilag 4 bundet nogenlunde lige så stærkt til jorden som glyphosat idet K_d-væriden for AMPA angiveligt var blot 12% lavere end for glyphosat.

K_d-værdien for pendimethalin blev bestemt til 242 l kg^-1. Med et indhold af organisk kulstof på 1,27% svarer det til en K_oc-værdi på 1,9•10⁴ l kg^-1. Resultatet er i overensstemmelse med Pedersen et al. (1995), der fandt K_d-værdier for pendimethalin, der varierede mellem 99,8-331 i fire danske jorde, der havde et organisk kulstofindhold på 0,59%-2,3%.

For pendimethalin havde det stor effekt på K_oc-værdien om det var jord eller halm, der var adsorbenten. K_oc-værdien var større for jord (1,9•10⁴ l kg^-1) end for halm (2,1•10³ l kg^-1) (Bilag 4), formentlig fordi det er helt anderledes strukturer og kemisk funktionelle grupper, der er til stede i de to materialer. I mindre grad havde det formentligt også betydning, at det organiske indhold i halmen (44%) var betydeligt højere end i jorden (1,27%), og at der sandsynligvis ikke opnås samme mætningsgrad i halmen ved de lave pendimethalinkoncentrationer.

4.6.2 Sorption / desorption af pesticid fra partikler i effluenten

Formålet med kinetikstudierne af glyphosat’s og pendimethalin’s sorption/desorption til/fra kolloider i effluenten var at se om, og i givet fald hvordan og hvor hurtigt, andelen af kolloidbåret pesticid ændrede sig på forskellige tidspunkter efter udvaskningen. Metoden er beskrevet i afsnit 3.6. Figur 4.24 viser sorptions-/desorptions-dynamikken for glyphosat til kolloider i effluenten fra de fire jordkolonner.

Af Figur 4.24 fremgår, at dynamikken for glyphosat var meget forskellig, alt efter om kolonnerne var udtaget fra den minimalt bearbejdede eller den pløjede mark. I kolonnerne fra den pløjede mark skete der en betydelig desorption af glyphosat fra kolloiderne efter udløb fra kolonnerne. Data tyder således på at 20-40% af det initielt kolloidassocierede glyphosat blev desorberet i løbet af de første 30 minutter. Det omvendte gjorde sig oftest gældende for kolonnerne fra den minimalt bearbejdet jord, idet der her oftest skete en sorption over tid af glyphosat til kolloider i effluenten.

Figur 4.24. Sorption/desorption af glyphosat til/fra partikler i effluenten over tid for kolonnerne fra hhv. den minimalt bearbejdede (venstre) og pløjede mark (højre). Tiden nul svarer til midten af tidsrummet for prøveopsamling. Kurverne repræsenterer logaritmiske funktioner tilpasset bedst muligt til målingerne. I 1. vandingshændelse er det kinetikken for prøve nr. 14, der er afbildet jvf. Tabel 3.7.

Figure 4.24. Sorption/desorption of glyphosate to/from particles in the effluent over time for the minimally tilled (left) and ploughed soil (right), respectively. Time zero corresponds to the mid point of the sampling interval. The curves represent logarithmic functions fitted to measurements. In 1st irrigation event it is the kinetics for sample no. 14 that is shown, see Table 3.7.

De logaritmiske, fittede funktioner i Figur 4.24 er ekstrapoleret til midten af prøveopsamlingsperioden (tid = 0) i et forsøg på at korrigere for det tidsrum der gik i hvert enkelt tilfælde inden første faseseparering blev foretaget. Ekstrapolationen er behæftet med usikkerhed, men understøtter alligevel for de pløjede kolonner en fortolkning gående på, at langt størsteparten af den glyphosat, der blev udvasket, var kolloidbundet da det forlod kolonnerne, og at der i perioden lige efter udvaskning (ca. ½ time) foregik en betydelig omfordeling fra den faste fase til væskefasen.

I kolonnerne fra den pløjede jord var størstedelen af det udvaskede glyphosat associeret til kolloider. Dette indikerer, at hvis der sker en omfattende kolloid-associeret transport af pesticid i makroporer, vil der sandsynligvis efterfølgende ske en desorption fra kolloiderne. Omvendt hvis der er meget glyphosat i opløsning og meget lidt glyphosat bundet til kolloider, som tilfældet var for den minimalt bearbejdede jord. Her indikerer data, at der ofte vil ske en efterfølgende sorption af glyphosat til kolloiderne efter udløb fra kolonnerne.

Figur 4.25. Sorption/desorption af pendimethalin til/fra partikler i effluenten over tid efter prøveudtagningstidspunktet fra kolonnerne fra hhv. den pløjede (venstre) og minimalt bearbejdede jord (højre). Kurverne repræsenterer logaritmiske funktioner tilpasset til målingerne. I 1. vandingshændelse er det kinetikken for prøve nr. 14, der er afbildet jvf. Tabel 3.7.

Figure 4.25. Sorption/desorption of pendimethalin to/from particles in the effluent over time after the sampling from the columns from the minimally tilled (left) and ploughed soil (right), respectively. The curves represent logarithmic functions fitted to measurements. In 1^st irrigation event it is the kinetics for sample no. 14 that is shown, see Table 3.7.

Figur 4.25 viser sorptions-/desorptions-dynamikken for pendimethalin til kolloider i effluenten i de fire jordkolonner. Det fremgår, at andelen af kolloidassocieret pendimethalin varierede mindre over tid end andelen af kolloidassocieret glyphosat. Der var måske en tendens til desorption af pendimethalin, men overordnet set indikerede data for pendimethalin en situation tæt på ligevægt. Der var således heller ikke nogen målbar effekt på dynamikken af om kolonnerne var udtaget i den pløjede eller minimalt bearbejdede mark.

Det skal bemærkes, at ”opløst pendimethalin” er pendimethalin målt i fraktionen < 0,02 µm, og det kan derfor stadig være sorberet til makromolekyler, se afsnit 4.8.3. Endvidere er forsøget kørt over en relativt kort tidsskala, og at data derfor ikke viser, hvordan ligevægtsfordelingen vil være efter væsentlig længere tid.

4.6.3 Desorption af pesticid fra ’dråbeerosions partiklerne’

Under gennemstrømningsforsøgene blev der som nævnt opsamlet dråbeerosionspartikler på plastkraven afsat ved dråbeerosion. Det var kun kolonnerne fra den pløjede jord, der genererede tilstrækkelige mængder af dråbeerosionspartikler, og derfor er der kun lavet desorptionsforsøg med disse.

Figur 4.26. Desorption af glyphosat fra dråbeerosionspartikler. Partiklerne er opsamlet i 1., 2. og 3. vandingshændelse for de to kolonner fra den pløjede jord.

Figure 4.26. Desorption of glyphosate from splash erosion particles. The particles are collected in 1st, 2nd and 3rd irrigation event from the two columns on ploughed soil.

Figur 4.26 viser desorption af glyphosat fra ”dråbeerosions-partiklerne” for kolonner fra den pløjede jord, opsamlet efter hver af de 3 vandingshændelser. Desorptionen var størst efter 1. vandingshændelse, hvilket sandsynligvis skyldes, at koncentrationen af pesticid var størst på overfladen under den første vandingshændelse. Desorptionen aftog succesivt med nummeret på vandingshændelsen. Desorptionen gik relativt stærkt i begyndelsen og så ud til at nærme sig ligevægt i løbet af testperioden (2 døgn).

I Figur 4.27 er desorptionen af glyphosat fra dråbeerosionspartikler (Figur 4.26) sammenlignet med desorptions-kinetikstudierne af glyphosat i effluenten under gennemstrømningsforsøgene fra de to kolonner fra den pløjede mark (Figur 4.24). I desorptions-kinetikstudierne er reaktionstiden sat til nul, når effluenten begynder at dryppe fra kolonnens bund (der går typisk en time fra start af vandingen til det drypper fra bunden, jf. Figur 4.11-Figur 4.14)). Som det ses i Figur 4.27, er der specielt for kolonne 4 god overensstemmelse i desorptionsdynamikken for glyphosat fra hhv. dråbeerosions-partikler mobiliseret på jordoverfladen og fra de kolloider, der blev transporteret igennem kolonnen. Dette kunne tyde på at kolloiderne i effluenten blev mobiliseret på kolonneoverfladen. Imidlertid er niveauerne ikke umiddelbart sammenlignelige, idet partikelkoncentrationen i effluenterne er 2,6-3,2 gange større i effluenterne fra kolonne 4 og 1,5-2,1 gange større i kolonne 5 end i dråbeerosionsforsøgene. Partikelstørrelsesfordelingen er heller ikke nødvendigvis ens i de to partikelfraktioner.

I kolonne 5 var der sandsynligvis allerede sket en desorption fra partiklerne inden prøveudtagning, da der gik noget tid fra start af vanding til prøveudtagning, hvilket kan forklare den lavere glyphosatkoncentration i effluentprøverne sammenlignet med forsøgene med dråbeerosionspartikler.

Klik her for at se figuren.

Figur 4.27. Sammenligning af desorption af glyphosat fra dråbeerosionspartikler med desorptions-kinetikstudierne af glyphosat i effluenten. I desorptions-kinetikstudierne er reaktionstiden sat til nul, når effluenten begynder at dryppe fra kolonnens bund.

Figure 4.27. Sammenligning af desorption of glyphosate from splash erosion particles with the study off desorption kinetics of glyphosate in the effluent. In the studies of desorption kinetics the reaction time is set to 0 when the effluent starts dripping from the bottom of the column.

Figur 4.28 viser desorptionen af pendimethalin fra dråbeerosionspartikler fra kolonne 1 udtaget i den pløjede jord. Resultaterne tydede generelt på en forholdsvis hurtig initiel desorption af pendimethalin fra partiklerne (ca. halvdelen eller en endnu højere del af slutkoncentrationen blev nået i 1. prøve). For pendimethalin var der ikke (som for glyphosat) nogen klar sammenhæng mellem nummeret på vandingshændelsen og desorptionens størrelse. Desuden faldt koncentrationen af opløst pendimethalin, når forsøget fortsatte ud over 25 timer, og der var tegn på at pendimethalinet sorberede til de teflonbelagte flaskelåg. De opnåede koncentrationer kan derfor være undervurderede.

Figur 4.28. Desorption af pendimethalin fra dråbeerosionspartikler. Partiklerne blev opsamlet under 1., 2. og 3. vandingshændelse for kolonne 1 fra den pløjede jord.

Figure 4.28. Desorption of pendimethalin from splash erosion particles. The particles were collected during 1., 2. and 3. irrigation event for column 1 from the ploughed soil.

I Figur 4.29 er desorptionen af pendimethalin fra dråbeerosionspartikler (Figur 4.28) sammenlignet med desorptions-kinetikstudierne af pendimethalin i effluenten under gennemstrømningsforsøgene fra de to kolonner fra den pløjede mark (Figur 4.25).

Selv om dråbeerosions-desorptionen korrigeres med en faktor 2-3 for at tage højde for forskellen i partikelkoncentration, er den opløste koncentration stadig mindre end koncentrationen fundet i effluenten, hvilket understøtter at værdierne er undervurderet på grund af sorption på flaskerne.

Klik her for at se figuren.

Figur 4.29. Sammenligning af desorption af pendimethalin fra dråbeerosionspartikler med desorptions-kinetikstudierne af pendimethalin i effluenten. I desorptions-kinetikstudierne er reaktionstiden sat til nul, når effluenten begynder at dryppe fra kolonnens bund.

Figure 4.29. Comparison of desorption of pendimethalin from splash erosion particles with the studies of desorption kinetics of pendimethalin in the effluent. In the studies of desorption kinetics the reaction time is set to 0 when the effluent starts dripping from the bottom of the column.

4.7 Opløst organisk stof

Både kolloidalt og opløst organisk kulstof kan optræde som bærer af pesticid, og kendskab til indholdet af opløst organisk stof (TOC) kan derfor give en indikation af betydningen af associering mellem pesticid og opløst organisk stof.

Der er kun målt TOC i 2. og 3. vandingshændelse i prøverne nr. 2, 8, og 14. og det er derfor ikke meningsfuldt at sammenholde disse tal med pesticidkoncentrationer ved at lave egentlige korrelationsanalyser. Figur 4.30 og Figur 4.31 viser hhv. pendimethalin- og glyphosatkoncentration i den opløste og kolloidale fraktion som funktion af tiden (tid = 0 når nedbørshændelsen starter) på den ene akse. På den anden akse er total organisk C i opløsning vist som funktion af tiden. Der er kun vist data fra 2. hændelse da 3. hændelse viser samme tendenser.

Der var ikke entydig forskel på indholdet af opløst organisk stof i filtrerede og ufiltrerede (total) prøver. Det kunne således ikke generelt påvises, at filtrene fjernede noget af det organiske materiale fra effluenterne. Ligeledes var der heller ikke nogen entydig sammenhæng mellem den tidslige udvikling i pesticidkoncentrationen og TOC. Dog var den tidslige udvikling af den opløste fraktion af pendimethalin og kolloidbundet glyphosat sammenlignelig med udviklingen i TOC-koncentration i kolonnerne fra den pløjede jord, se Figur 4.30 og Figur 4.31.

Klik her for at se figuren.

Figur 4.30. TOC og pendimethalin (kolloid bundet og opløst fraktion) koncentration for 2. vandingshændelse som funktion af tid.

Figure 4.30. TOC and pendimethalin (colloid bound and soluble fraction) concentration for 2nd irrigation event as a function of time.

Klik her for at se figuren.

Figur 4.31. TOC og glyphosat (kolloid bundet og opløst fraktion) koncentration for 2. vandingshændelse som funktion af tid.

Figure 4.31. TOC and glyphosate (colloid bound and soluble fraction) concentration for 2nd irrigation event as a function of time.

Den vage visuelle sammenhæng mellem TOC og pesticid er dog ikke overraskende da kilderne til TOC er mange og ikke nødvendigvis er lokaliseret til overfladen sådan som kilden for pesticiderne.

4.8 Verifikation af de radioaktive målinger

Formålet med de kemiske analyser var at verificere de radioaktive analyser for at være sikker på at det var hhv. pendimethalin og glyphosat, der blev målt på og ikke ¹⁴C-nedbrydningsprodukter eller ¹⁴C-kuldioxid. De kemiske analyser blev lavet i slutningen af projektet, samtidigt med sorptionsforsøgene, hvorfor bl.a. prøver fra disse har været anvendt. Derudover blev der udvalgt nogle nedfrosne ’resteffluenter’ (kolonne-effluenter, der var opsamlet afslutningsvis hen over natten efter forskellige vandingshændelser), da alle gennem-strømningsforsøgene var gennemført på det tidspunkt.

Tabeller med sammenligning mellem alle de kemiske og radioaktive analyser er vist i Bilag 7. Den specifikke koncentrationsaktivitet for hver stamopløsning til sorptionsforsøgene blev bestemt ud fra både kemisk og radioaktiv analyse.

I sorptionsforsøget med glyphosat (uden formulering) var der god overensstemmelse mellem de radioaktive og kemiske analyser. For hele dataserien i Tabel 1.1 (Bilag 7) er det gennemsnitlige forhold mellem de radioaktive og kemiske analyser 1,6 ± 0,4. Forholdet var upåvirket af om der blev målt på en jordsuspension (ufiltreret effluent) eller på prøver uden jordpartikler, hvorfor en evt systematisk målefejl ikke vil påvirke konklusioner vedrørende den relative betydning af kolloidfaciliteret transport.

I sorptionsforsøgene med pendimethalin var der også god overensstemmelse mellem de radioaktive og kemiske analyser. For hele dataserien, hvor der blev tilsat blank Stompformulering (Tabel 1.3, Bilag 7), var det gennemsnitlige forhold mellem de radioaktive og kemiske analyser 1,6 ± 0,5. For dataserien uden blank formulering (Tabel 1.4, Bilag 7) var der endnu bedre overensstemmelse, idet det gennemsnitlige forhold mellem de radioaktive og kemiske analyser var 0,9 ± 0,1.

For resteffluenterne fra de kolonner, der havde fået glyphosat, var der også god overensstemmelse mellem de radioaktive og de kemiske analyser. For alle resteffluenterne med glyphosat (Tabel 1.2, Bilag 7) var det gennemsnitlige forhold mellem de radioaktive og de kemiske analyser 1,1 ± 0,4. Derimod var der ikke særlig god overensstemmelse mellem de radioaktive og kemiske analyser i resteffluenterne med pendimethalin. For alle resteffluenterne med pendimethalin (Tabel 1.5, Bilag 7) var det gennemsnitlige forhold mellem de radioaktive og kemiske analyser 6,4 ± 4,2.

På grund af disse sidstnævnte resultater med pendimethalin blev der lavet supplerende undersøgelser. Formålet med forsøgene var dels at forklare den relativt dårlige sammenhæng mellem de kemiske analyser og de radioaktive tællinger af resteffluenter fra gennemstrømningsforsøgene med pendimethalin, og dels at søge en forklaring på at transport af pendimethalin i kolonnerne fulgte partikeltransporten, men befandt sig i opløsning (< 0,02 µm).

4.8.1 Udbringningsmetode for pendimethalin

Den relativt dårlige sammenhæng mellem de kemiske og de radioaktive analyser af resteffluenter fra gennemstrømningsforsøg med pendimethalin kunne skyldes tilførselsmetoden af pendimethalin til kolonnen. Denne hypotese blev undersøgt ved (jvf. afsnit 3.11) at anvende hhv. en opdelt udbringningsmetode (nr. 1) og en samlet udbringningsmetode (nr. 2), for pendimethalin til 2 ubrugte kolonner, og ved at sammenligne forholdet mellem koncentrationer af pendimethalin i effluenterne bestemt på grundlag af radioaktive og kemiske analyser for de to udbringningsmetoder.

Forholdet mellem de radioaktive og kemiske analyser for de forskellige effluent-størrelsesfraktioner fra de to udbringningsmetoder er vist i Tabel 1.6 i Bilag 8. For udbringningsmetode nr. 1 var det målte forhold mellem radioaktive og kemiske analyser mellem 1,5 og 21,8. For udbringningsmetode nr. 2 lå forholdet mellem 0,6 og 2,9. Det vil sige, at udbringningsmetode nr. 1, hvor pendimethalin blev tilsat som i de andre gennemstrømningsforsøg med pendimethalin, gav den dårligste sammenhæng mellem kemiske og radioaktive analyser.

De kemiske og de radioaktive analyser giver sammenlignelige resultater for udbringningsmetode 2, og udbringningsmetode 1 for de kemiske analyser, mens de radioaktive analyser for udbringningsmetode 1 giver afvigende resultater, med 10 gange højere indhold.- men det høje indhold er ikke ekstremt i forhold til, hvad der er fundet i de tidligere udførte kolonneforsøg. En tredjedel eller mindre af pendimethalinen er til stede som opløst ubundet pendimethalin. De kemiske analyser viser, at to tredjedele af pendimethalinen er bundet til partikler over 0,02 µm, mens de radioaktive analyser analyser viser, at pendimethalinen er bundet til materiale, der er mellem 500 og 500.000 Dalton (0,02 µm).  Hypotesen om, at udbringningsmetoden er forklaringen på den relativt dårlige sammenhæng mellem radioaktive og kemiske analysemetoder kan hverken be- eller afkræftes ud fra dette datamateriale. En alternativ hypotese kunne være, at der har været radioaktive urenheder i den anvendte pendimethalinopløsning, som har bevæget sig gennem kolonnen og er blevet talt med i de radioaktive målinger, men ikke i de kemiske analyser, som kun detekterer pendimethalin selv.

4.8.2 Nedbrydning af pendimethalin i kolonnen

Der blev ikke fundet noget ¹⁴C-CO₂ ved de radioaktive analyser af kolonneeffluenten for de to udbringningsmetoder (Bilag 8). Den delvise nedbrydning blev ikke undersøgt, kun den fuldstændige nedbrydning til CO₂. Hypotesen om, at det er nedbrydning af pendimethalin, der er grund til at der var uoverensstemmelse mellem de kemiske og radioaktive analyser kan derfor ikke helt forkastes. Men ifølge litteraturværdier er halveringstider for nedbrydning i størrelsesordnen 3-4 måneder (Walker og Bond, 1977) eller mere (Traub-Eberhard et al., 1995), og det er derfor ikke sandsynligt, at det er nedbrydning af pendimethalin der er forklaringen på den relativt dårlige sammenhæng mellem kemiske og radioaktive analyser.

4.8.3 Molekylære størrelsesfraktioner af pendimethalin

Pendimethalin, der udvaskes, kan under mobiliseringen og/eller transporten ned gennem jorden muligvis være associeret til opløste organiske makromolekyler (DOC), det kan være udfældet som mikrokrystaller, eller det kan være bundet i miceller i Stompformuleringen. Det er muligt, at 0,02 µm-filteret, som blev anvendt til at adskille den partikelbundne fraktion fra den opløste, har været for grov til at opfange disse eller lignende former for faciliteret transport. Størrelsen af de transporterede pendimethalin-fraktioner blev undersøgt ved at opdele kolonne-effluenter fra gennemstrømningsforsøg med de to udbringningsmetoder i forskellige partikulære og molekylære størrelsesfraktioner (se Afsnit 3.11 og Bilag 8).

Udbringningsmetoden havde ikke nogen umiddelbar effekt på pendimethalins fordeling mellem de tre størrelsesfraktioner. Derimod var der forskel på analysemetodernes fordeling af pendimethalin mellem fraktionerne. Med de radioaktive analyser blev der estimeret mest pendimethalin i fraktionen 500.000 - 500 Dalton. Med de kemiske analyser blev der estimeret mest pendimethalin i fraktionen > 500.000 Dalton. Analysen baseret på ¹⁴C-aktiviteten viste altså, at der var mest pendimethalin i den størrelsesfraktion, hvor stoffet kan være associeret til DOC, miceller eller være udfældet i krystaller. De kemiske analyser viste, at der var mest pendimethalin i den fraktion, hvor stoffet kan være associeret til partikler/kolloider.

De 2 analysemetoder viste begge, at kun en mindre del (18-42%) af pendimethalinen fandtes i fraktionen < 500 Dalton (Tabel 4.16 og Bilag 8).

Tabel 4.16. Størrelsesfraktioner af pendimethalin i kolonneeffluent ved de to udbringningsmetoder.

Table 4.16. Size fractions of pendimethalin in column effluent for the two application methods.

^* Massebalancen i den angivne måling er usikker, Bilag 8.

Det vil sige, at hypotesen om at en væsentlig del af det pendimethalin, der udvaskes, undervejs er associeret til organiske makromolekyler, er udfældet som krystaller, der transporteres som partikler, eller findes i miceller ikke kan forkastes.

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

Version 1.0 Februar 2007, © Miljøstyrelsen.