Bekæmpelsesmiddelforskning fra Miljøstyrelsen, 107 – Kolloid-faciliteret transport af glyphosat og pendimethalin – Kvantificering og modellering

Kolloid-faciliteret transport af glyphosat og pendimethalin

7 Diskussion og Konklusion

7.1 Begrænsninger i projektet
7.2 Metodernes egnethed
7.3 Diskussion af eksperimentelle resultater
7.4 Modellering
7.5 Konklusion

7.1 Begrænsninger i projektet

Nærværende projekt gennemføres med jordkolonner med ca. 30 cm’s diameter og 50 cm’s længde i laboratoriet. Resultaterne vil derfor ikke være fuldt dækkende for processer, der kan manifestere sig, eller som gør det på en anden måde i større skala, f.eks. markskala. Af samme grund, og fordi der blev foretaget en selektion af kolonner til gennemstrømningsforsøgene med pesticid, kan det ikke forventes, at de udtagne jordkolonner er fuldt ud repræsentative for strukturen genereret af de forskellige former for jordbearbejdning, specielt ikke for jordens makroporestruktur. Som følge af omstændigheder beskrevet i indledningen blev det nødvendigt at anvende enkelte kolonner med mindre makroporestrømning end ønsket, hvilket sandsynligvis i flere henseender har øget variationen mellem ens behandlede kolonner.

Studiet omhandler ikke de filtreringsprocesser, der forventes at ske i dybere lag, hvor en del af makroporerne ender blindt.

7.2 Metodernes egnethed

7.2.1 Vandingsvandets sammensætning og vandingen

Det var tilstræbt, at vandingsvandet skulle have en kemisk sammensætning så at dets effekt på jordstrukturen skulle svare til effekten af naturlig nedbør. I denne forbindelse sættes der primært fokus på den elektriske ledningsevne og på natrium-adsorptions-forholdet, SAR = Na/(Ca + Mg)^0,5, hvor Na, Ca og Mg angiver koncentrationer af hhv. natrium, calcium og magnesium.

Det fremgår af Tabel 3.4, at koncentrationen af hovedelementer i vandingsvandet er nogenlunde som anført for naturlig nedbør. Kun indholdet af klorid er væsentlig højere for vandingsvandet end i nedbør (ca. en faktor 2). Dette tillægges dog ikke nogen selvstændig betydning i relation til vandets påvirkning af jordstrukturen.

I kolonneforsøg med simuleret nedbør udført af de Jonge et al. (2000) var vandingsvandets kemiske sammensætning angivet som 0,121 mM NaCl, 0,012 mM CaCl₂, 0,015 mM MgCl₂, hvorved vandet var karakteriseret med et natrium-adsorptionsforhold (SAR) = Na/(Ca + Mg)^0,5 = 0,736. Vandingsvandet specificeret i Tabel 3.4 og Tabel 3.5 er karakteriseret ved SAR = 0,650 hvilket er af samme størrelsesorden som værdierne angivet i de Jonge et al. (2002). I dispergeringsforsøg udført af Kjaergaard et al. (2004a) var den kemiske sammensætning af elektrolytopløsningen (simuleret nedbør) ikke specificeret, men SAR var lig med 0,736 og ledningsevnen var 0,025 mS cm^-1. Ledningsevnen i nærværende undersøgelser (0,047 mS cm^-1) var lidt højere end i vandet anvendt af Kjaergaard et al. (2004a). Miljøstyrelsen (1996) angiver ikke ledningsevnen for naturlig nedbør. Hvis ledningsevnen i vandingsvandet anvendt i nærværende undersøgelse er en smule højere end for naturlig nedbør vil dette formentlig have en dæmpende effekt på mobilisering og transport af kolloider i jordsystemet.

Årsmiddelværdi for nedbørens pH-værdi er for Sjælland angivet til 4,5, mens den for Fyn og Jylland er angivet til 4,3. Vandingsvandets pH på 6,32 er altså mere basisk end naturlig nedbør, men det er sammenligneligt med det simulerede regnvand, der blev anvendt af de Jonge et al. (2002).

En regnhændelse på 15 mm/time i en time forekommer mere end hver 5. år, mens 15 mm/t i 2 timer svarer til en 20-års-hændelse i Københavnsområdet (IDA Spildevandskomiteen, 1999). Man kan derfor umiddelbart få det indtryk, at en vandtilførsel på 15 mm/time i 2 timer er ekstrem i forhold til naturlig nedbør. Man kan imidlertid ikke sammenligne vandtilførslen direkte med tilførslen ved naturlig nedbør, fordi vandingsapparatet kun var placeret 50 cm over kolonneoverfladen, og dråberne derfor ikke opnåede realistiske faldhastigheder. Det var ikke teknisk muligt at placere sprinkleren højere i forsøget.

Faktorer som dråbestørrelse og -form, faldhastighed, varighed af nedbørshændelsen og vindhastighed er afgørende i relation til overfladeerosion. Med stigende dråbediameter stiger den terminale faldhastighed og derved den kinetiske energi, der afsættes i jordoverfladen (Gunn og Kinzer, 1949). Under antagelse af kugleformede dråber blev dråbediameteren målt til 2,3 +/- 0,9 mm. Eksperimentelt bestemte fordelinger af dråbestørrelser for forskellige nedbørsintensiteter er vist i Carter et al. (1974). Ved en intensitet mellem 13,0-25,5 mm per time var de fleste dråber normalt omkring 1,5-2,5 mm i diameter. Dette stemmer fint overens med den dråbediameter, vandingsapparatet producerede. Det vil sige, at størrelsen på de dråber, der ramte kolonneoverfladen i gennemstrømningsforsøgene, var sammenlignelig med dråbestørrelsen målt for naturlig regn, der har en intensitet på 15 mm per time.

Dråbernes faldhastighed, når de ramte jordoverfladen (og dermed erosiviteten), var derimod betydelig mindre end ved naturlig nedbør (ca. 3 m s^-1 i forsøget, hvis man forudsætter frit fald, sammenlignet med en terminal faldhastighed på ca. 7 m s^-1 målt under naturlig nedbør (efter de Ploey og Gabriels, 1980). Da hastigheden indgår kvadreret i erosivitetsberegningen, er erosiviteten altså kun 3²/7² eller ca 1/5 af naturlig nedbør med samme intensitet. Antages det, at dråberne ved forskellig intensitet er nogenlunde af samme størrelse (hvilket ikke er helt korrekt), svarer det altså til erosiviteten af regn med ca. 1/5 af intensiteten.

Det er i undersøgelsen tilstræbt at producere makroporestrømning snarere end at efterligne naturlige nedbørsforhold, samt at sikre en rimelig produktion af kolloider på overfladen.

7.2.2 Separation af vandfasen og den kolloidale fase

Separation af faserne kan enten ske ved centrifugering eller ved filtrering. Der er fordele og ulemper ved begge metoder.

I nærværende projekt var det forudsat, at der skulle separeres ved en meget lille partikelstørrelse (0,02 µm), at der skulle bruges ca. 10 ml væske til hver prøve, og at separationen skulle foretages så hurtigt som muligt efter udløb fra kolonnerne for at minimere en evt. tidsafhængig ændring af mængden af kolloidalt bundet pesticid. Filtreringen gennemført i nærværende arbejde minimerer indflydelsen af eventuelle ad- og desorptionsprocesser, der vil omfordele stofferne, så længe de to faser er i kontakt.

En potentiel ulempe ved filtreringsmetoden er, at jordpartikler sætter sig på filteret under filtreringen og derved ændrer filterets adsorptionsegenskaber samt (mindsker) den effektive porestørrelse. Effekten vil i givet fald komme til udtryk ved at der findes mere pesticid i den kolloidale fase, når prøvernes indhold af jordpartikler er højt.

Resultater af gennemstrømningsforsøgene tyder ikke på at partikelbelægning på filtrene repræsenterer et væsentligt problem. Under gennemstrømnings-forsøgenene var der tilfælde med meget lille fjernelse af glyphosat ved filtrering på trods af jordpartikler i effluenten, f.eks. for kolonne 2 (minimalt bearbejdet jord) i Tabel 4.10. Den højeste pesticidkoncentration på kolloiderne er opnået for glyphosat på kolonne 6 (minimalt bearbejdet), hvor kolloidgenereringen er næst-mindst for de 8 anvendte søjler, men den opløste koncentration af glyphosat er højest. For kolonne 4 (pløjet) varierer % kolloidbundet fra 69 over 57 til 62% i de tre hændelser, mens kolloidmængden stiger fra 179 over 266 til 285 mg i de samme tre hændelser.

I samme tabel (Tabel 4.10) vokser andelen af kolloidassocieret glyphosat målt for pløjet jord (fra gns. 63% i kolonne 4 til 74% i kolonne 5) på trods af et fald i mængden af jordpartikler i effluenten fra 731 mg til 441 mg.

For pendimethalins vedkommende var der heller ingen indikation af at partikler på filteret skulle øge mængden af pesticid fastholdt på filteret (Tabel 4.9 og Tabel 4.11).

7.2.3 Luftudsug til fjernelse af pendimethalin-dampe

Forsøget med radioaktivt mærket pendimethalin fordrede at der blev etableret et luftudsug over kolonnen. Dette effektive udsug har givetvis bevirket, at der er fordampet mere pendimethalin fra overfladen end der ville være forsvundet uden udsugningen. Det er ikke muligt at vurdere præcist hvor meget pendimethalin, der er fjernet med udsugningen, men massebalancerne angivet i Tabel 4.11 tyder ikke på at der er tale om en dominerende proces.

7.2.4 Forskel i lerindhold i B-horisonten på de udtagne søjler

Det fremgår af Tabel 3.1, at lerindholdet er ca. 10% større i underjorden på den undersøgte pløjejordslokalitet end på den undersøgte lokalitet i den minimalt bearbejdede mark. Projektets resultater viser imidlertid, at der var meget ringe kontakt mellem jordmatricen og det transporterede vand og stof under A-horisonten. Strømningsmønstrene i kolonner fra de to marker var ikke synligt forskellige og den samlede vandmængde, der løb igennem kollonnerne under pesticidforsøget var ikke systematisk forskellig. Der er derfor ikke nogle indicier for, at forskellen i underjordstekstur har haft væsentlig indflydelse på projektets resultater.

7.3 Diskussion af eksperimentelle resultater

7.3.1 Kolloidgenerering

Kolloidgenereringen var større på den pløjede jord end på den minimalt bearbejdede. Der udvaskedes i gennemsnit over 3 hændelser 183-295 mg kolloid/l fra de pløjede kolonner og 50-97 mg kolloid/l fra de minimalt bearbejdede kolonner i forsøgene med pesticider.

Til sammenligning fandt de Jonge et al. (2004), at den maksimale koncentration af partikler udvasket fra 42 kolonner (20 cm i højden, 20 cm i diameter), udtaget i dybden 2-22 cm fra en hvedemark om foråret, varierede mellem 188 og 1849 mg/l. Partikelkoncentration faldt derefter i effluenten til et niveau på mellem 6 og 550 mg/l, hvilket svarede til et gennemsnitsniveau på 155 mg/l for alle kolonnerne. Maksimumskoncentrationerne i forsøgene af de Jonge et al. var noget højere end i nærværende forsøg, hvilket muligvis kan skyldes strukturforholdene ved den øvre rand.

Gennemsnitskoncentrationen af udvaskede kolloider i en enkelt hændelse var maximalt 324 mg/l i pesticidgennemstrømningsforsøgene og > 600 mg/l i de indledende forsøg til bestemmelse af sammenhængen mellem turbiditet og kolloidindhold. Sammenlignes dette med Kjaergaard et al. (2004a)’s kolloidgenerering internt i jorden for en sammenlignelig jord (12% ler), nemlig 150 mg/l, var indholdet noget større. Fraktionsgrænserne er imidlertid ikke defineret ens, da Kjaergaard et al. arbejdede med kolloider i størrelsessegmentet 5-200 nm, mens partikler og kolloider i de nærværende forsøg blev defineret som værende > 20 nm. Skalaerne (prøvestørrelserne) var også forskellige.

Effekter af strukturforskelle på kolloidudvaskningen er fundet tidligere af Petersen et al. (2004), hvor en faktor på mindst 1,9 adskilte minimalt bearbejdet jord (med mindst udvaskning) fra 3 andre, mere omfattende, former for jordbearbejdning (herunder pløjning), og af Schelde et al. (2006), der fandt en stigning på en faktor 3-4 i kolloidudvaskningen efter pløjning. Det skyldes, at pløjningen, såvel som andre former for jordbearbejdning, eksponerer nye jordaggregater, der derefter kan afgive kolloider til det omgivende vand. Også niveauerne for turbiditeten målt i nærværende undersøgelse svarer til de niveauer, der blev målt af Petersen et al. (2004) i ovennævnte drænvandsundersøgelser i forbindelse med kraftige nedbørshændelser.

Det er kendt, at jordbearbejdning destabiliserer jordstrukturen og gør jorden mere modtagelig for slæmning. Forsøg udført i laboratorium og mark har således vist, at mængden af mekanisk dispergerbart ler ved et givet vandindhold kan relateres forholdsvis snævert til det specifikke energiinput ved jordbearbejdning (J kg^-1) (Watts et al., 1996 a og b).

I de første forsøg med bromid måltes også turbiditet. Her var den maximale turbiditet på de minimalt bearbejdede kolonner, hvor der var registreret beskadigelse af overfladen ved udtagning af kolonnen, væsentligt større end for de øvrige kolonner (henholdsvis >1000 NTU på kolonne 5 og 374 NTU på kolonne 2, mod 41, 62 og 68 på kolonne 4, 6 og 3). Effekten forsvandt med tiden, hvilket dels kan skyldes en konsolidering af overfladen og dels, at mosset på overfladen efterhånden fik en større udbredelse.

Jordfugtigheden syntes at have en effekt på kolloidgenereringen. Fugtigheden i kolonnerne ved nedbørshændelse 2’s begyndelse var større end ved hændelse 1’s begyndelse, og bortset fra en kolonne var kolloidgenereringen for hændelse 2 større end for hændelse 1. Poesen (1981) og Kjaersgaard et al. (2004c) fandt begge, at kolloidgenereringen er størst for et vandindhold omkring markkapacitet for jorde med et lerindhold som den, der er anvendt her i forsøget. Udviklingen mellem hændelse 2 og 3 var mindre klar.

Den totale mængde kolloidbåret pesticid (kolloider defineret som > 0,02 mm) var konstant eller faldende med stigende hændelsesnummer.

Der blev udført rysteforsøg til bestemmelse af mængden og størrelsesfordelingen af dispergerbare jordpartikler. På baggrund af disse forsøg kan det konkluderes, at rystetiden havde en umiddelbar effekt på dispergeringen af lerpartikler, idet denne steg med varigheden af rystningen indtil alt ler var i opløsning. Mængden af kolloider, der løb gennem kolonnerne, udgjorde < 2% af de potentielt dispergerbare kolloider i lerstørrelse, fundet ved rysteforsøg og en endnu mindre del af de potentielt dispergerbare kolloider i ler+silt-størrelse.

Der var stor forskel mellem genereringen af dråbeeroderet materiale på de behandlede og minimalt bearbejdede kolonner. Det kunne indikere, at en større del af kolloiderne på de minimalt bearbejdede kolonner genereres i jorden. Imidlertid var pesticidkoncentrationen på kolloider genereret på de minimalt bearbejdede kolonner større end pesticidkoncentrationen på kolloider genereret på pløjede kolonner, bortset fra for kolonne 2 (minimalt behandlet), der havde en meget ringe udvaskning. For glyphosat var koncentrationen henholdsvis ca. 8,6 og 10,5 mg/kg jord i de øverste 0,5 cm af kolonne 6 (minimalt bearbejdet) og kolonne 4 (pløjet), og koncentrationen på de udvaskede kolloider i 3. hændelse var hhv. 9,9 og 14,4 mg/kg. Under 0,5 cm’s dybde var koncentrationen i udskrab fra farvede makroporer altid under 1 mg/kg og stærkt faldende med dybden. For pendimethalin var koncentrationen på udvaskede kolloider noget mindre (3,8 og 2,2 mg/kg for kolonne 4 (minimalt bearbejdet) og kolonne 2 (pløjet), men den maksimale koncentration målt i farvede makroporer var 0,4 mg/kg, igen stærkt faldende med dybden. Resultaterne tyder altså på, at kolloiderne i begge tilfælde primært kom fra toplaget.

7.3.2 Kolloidtyper

Sammensætningen af kolloider, der transporteredes ud af kolonnerne, blev undersøgt med stor tidslig opløsning, og det blev fundet, at den mineralogiske sammensætning og indhold af funktionelle organiske grupper var konstant over tiden. Det er derfor sandsynligt, at kolloidgenereringen omfattede identiske områder i kolonnen (samme horisont) og ens mekanismer hen over forsøget. Dette er i kontrast til tidligere udførte markforsøg, hvor indholdet af organisk stof var størst i de første prøver i en drænperiode. (Holm et al, 2003).

De mineralogiske undersøgelser af kolloiderne havde til formål at identificere specifikke reaktive strukturer og overflader af mineraler, der kan fungere som adsorbent for pesticiderne. Undersøgelser af naturlige, høj-polymere carbonforbindelser påviste en helt ny type af sorbent i danske jorde: grafit-lignende kulstof med et signifikant indhold af ilt. Disse forbindelser kan have stor betydning for adsorptionen af organiske stoffer med aromatiske strukturer. De fandtes i jorden i alle horsonter og formentlig i en bred fordeling af størrelser. Sådanne stoffer er tidligere fundet af Cornelissen et al. (2005) og påvist at være stærke sorbenter for pesticider med ringstrukturer. Yu et al. (2006) fandt at partikulært organisk stof som det ovenfor beskrevne havde den største sorptionskapacitet for atrazin af de undersøgte organiske fraktioner. De fandt dog også, at sorptionskapaciteten må være nedsat når stoffet findes i jord, idet sorptionskapaciteten for den partikulære fraktion oversteg den samlede jords adsorptionskapacitet.

Mineralogiske undersøgelser af hele kolloidprøver påviste tilstedeværelsen af mikrokrystallinsk goethit i fysisk tæt kontakt med organiske kulstofforbindelser. Goethit er den sorbent i jorden med forventet størst affinitet for glyphosat, men det er uvist hvad den tætte kontakt mellem goethit og organiske forbindelser betyder for sorptionsegenskaberne. Sådanne fysiske associationer kan forklare, at egenskaberne ikke er proportionale med indholdet af specifikke mineraler. Aluminiumsilikater var den hyppigst forekommende mineraltype.

Det er kendt, at glyphosat fortrinsvis bindes til jern- og aluminumoxider, mens pendimethalin bindes til organisk stof. Mens glyphosat fortrinsvis fandtes i fraktionen > 2 mm, fandtes mærket kolloidbundet pendimethalin fortrinsvis i fraktionen 500 Dalton - < 0,02 mm. Det tyder på, at de bærende kolloidtyper er forskellige.

7.3.3 Fordeling af pesticider i kolonnerne

De absolut højeste koncentrationer af både glyphosat og pendimethalin blev fundet i de øverste 0,5 cm af jordkolonnen, nemlig henholdsvis 11 og 8 mg/kg for glyphosat og 14 og 25 mg/kg for pendimethalin, for henholdsvis de pløjede og de minimalt bearbejdede kolonner. Koncentrationen af pendimethalin i overfladelaget var altså lidt højere i den minimalt bearbejdede mark, hvilket stemmer overens med farvestofforsøget, hvor tykkelsen af det øverste, fuldt gennemfarvede lag var mindst i den minimalt bearbejdede jord, men sammenhængen holdt ikke for glyphosat.

Kun i én prøve udtaget uden for synligt farvede områder (i 25-30 cm i kolonne 6 fra den upløjede jord) blev der med sikkerhed fundet glyphosat. Hvis der ikke var afsat synligt blåt farvespor i et område af jorden, blev der altså som hovedregel ikke fundet pesticid i området. Mærket pesticid fundet under det øverste jordlag blev stort set udelukkende fundet i blåfarvede områder omkring strømningsaktive bioporer og sprækker. Pesticidkoncentrationen i disse blåfarvede områder aftog med dybden.

Reichenberger et al. (2002) fandt lignende resultater for 10 forskellige pesticider i markforsøg, hvor de undersøgte pesticidernes strømningsveje og sammenlignede med strømningsveje for Brilliant Blue. For alle pesticiderne fandt de, at koncentrationen i jorden var signifikant højere i de farvede områder end i ikke farvede områder, og de konkluderede, at transportvejene for alle pesticiderne kunne spores med farvesporstoffet.

7.3.4 Strømningsdynamik og kolloidgenerering

Farvemønstrene i jorden viser, at der er ret god kontakt mellem jord og vand i de(n) øverste cm. Det genemfarvede lag er lidt tykkere på de pløjede søjler end på de ikke-pløjede. Dernæst koncentreres de farvede områder mere og mere omkring preferentielle strømningsveje. For kolloider indeholdende pesticid kan man forestille sig en direkte transport fra overfladen, men også en situation med flere ”mellemstationer” med varierende opholdstid og varierende jord/væske-forhold. Drevet af nedbørshændelser sker transporten af kolloider igennem pløjelaget hovedsagligt i sprækker fra jordbehandlingen og i bioporer. Porøs jord iblandet måtter af nedpløjet halm og andet organisk materiale udgør i visse situationer en præferentiel strømningsvej (Petersen et al., 1997). Bioporerne kan penetrere furebunden, men sprækkerne stikker ikke dybere end til furebunden, hvor der indledningsvis vil ske en ophobning af jordvæske. I denne ophobningsfase er der tid til adsorption hhv. desorption af adsorberet pesticid. På et tidspunkt (afhængigt bl.a. af nedbørsforhold og jordens vandindhold) er der ophobet tilstrækkeligt med væske over pløjesålen til, at overskårne bioporer (og evt sprækker dannet i furebunden ved pløjning, Petersen et al., 1997a) bliver vandledende og kan transportere kolloider og stof længere ned i jordprofilen. Denne aktivering af makroporer ved furebunden kan faciliteres af makroporestrømning på selve grænsefladen (Petersen et al., 1997a). Hvis bioporerne ikke har god afdræning, kan der opstuves væske i bioporerne, hvorved der bliver tid til yderligere refordeling af pesticid imellem kolloid og væskefasen i den vandholdige biopore og med den faste fase i porevæggen. I de foreliggende forsøg, hvor kolonnerne, og dermed også bioporerne, er skåret over i 50 cms dybde, er dræningen ret god. Man kunne forestille sig, at der skete en adsorption i/langs med porerne og en genmobilisering af kolloider i senere hændelser. Dette er teoretisk muligt, men i de foreliggende forsøg forventes denne proces ikke at være meget betydende. Det skyldes, at kun den øvre del af søjlen mættes under forsøget, og derfor genererer makroporestrømning. I den nedre del af søjlen (på nær ved den nedre rand) er der undertryk i matricen, hvorfor strømningen overvejende vil foregå fra makroporerne og ind i matricen.

Når pesticidholdige kolloider når uden for biopore-domænet (området med store vertikalt orienterede porer), vil transporthastigheden aftage hvilket bevirker at systemet vil komme tættere på ligevægt. Dette er imidlertid ikke undersøgt i nærværende forsøg.

7.3.5 Ændringer i ledningsevne under forsøgene

Det faktum, at ledningsevnen i disse forsøg svarer til jordens ledningsevne i næsten hele perioden tyder på, at der sker en opblanding med jordvæske. Da farveforsøg mv. ikke tyder på ret stor kontakt med jordvæsken, må denne kontakt ske i eller tæt på overfladen og sandsynligvis i det Gao et al. (2004, 2005) definerer som ”udvekslingslaget”.

Den lille og manglende generelle systematik i variation af ledningsevnen i effluenten samt størrelsesniveauerne for ledningsevnen stemmer godt overens med erfaringer fra drænvandsmålinger i tidligere udførte markforsøg på samme forsøgsareal (Petersen et al., 2004).

I forsøg med kolonner med beskyttet overflade, ses som oftest at ledningsevnen i det gennemstrømmende vand nærmer sig ledningsevnen for regnvandet (se f.eks. Laegdsmand et al. (2005); Laegdsmand et al. (1999); de Jonge et al. (2000)). Den høje grad af dispergering i jorden, der forventes efterhånden som vand med lille ledningsevne kommer i kontakt med aggregater i jorden, og som forventes at være en væsentlig kolloidgenererende faktor, synes altså ikke at forekomme i forsøg med ubeskyttet jordoverflade i samme omfang som i forsøg med beskyttet overflade.

7.3.6 Sammenhæng mellem pesticid og TOC/DOC

Idet pendimethalin sorberer til organisk materiale, mens glyphosat fortrinsvis sorberer til jern- og aluminiumoxider, kunne man have forventet en lineær sammenhæng mellem TOC/DOC og pendimethalin og en svagere sammenhæng med glyphosat. I stedet fandtes en næsten invers relation mellem TOC/DOC og pesticid på de minimalt bearbejdede jorde. På de pløjede jorde var der en væsentligt bedre visuel sammenhæng mellem udviklingen i TOC/DOC og opløst (< 0,02 μm) pendimethalin, henholdsvis kolloidbundet glyphosat. Det kunne tyde på, at genereringen af TOC/DOC foregik samme sted som den øvrige kolloid- og pesticidfrigivelse i de pløjede kolonner, mens det ikke syntes at være tilfældet i de upløjede jorde. Der er ingen systematik i mængden af af TOC/DOC i effluenten som funktion af behandlingen.

7.3.7 Glyphosat

Den totale udvaskning af glyphosat varierede fra 0,8-38,3 μg pr kolonne, svarende til 0,007-0,32% af den påførte mængde. De genererede gennemsnitskoncentrationer for hver hændelse varierede mellem 0,04 og 24,8 μg/l. Resten af det tilsatte pesticid var tilbageholdt i kolonnen, primært i de øverste 5 mm.

De gennemførte udvaskningsforsøg med glyphosat viste, at i de pløjede kolonner transporteredes en stor del af glyphosaten (gennemsnitligt 63-74%) bundet til kolloider i effluenten. Derimod transporteredes kun en mindre del af glyphosaten (gennemsnitligt 11-22%), bundet til kolloider i de minimalt bearbejdede kolonner.

De Jonge et al. (2000) fandt i forsøg med jordkolonner (20 cm i højden, 20 cm i diameter) udtaget i en mark (sandblandet lerjord) med permanent græs i dybden 2-22 cm, at hvis nedbørshændelsen foregik 3 dage efter tilførsel af glyphosat til overfladen, var 11-27% af glyphosatudvaskningen kolloidbundet (> 0,24 µm). Forsøgene af de Jonge et al. (2000) adskiller sig bl.a. fra de nærværende ved ikke at inkludere en naturlig jordoverflade og ved tilsætning af NaOH.

Der var ikke nogen sikker forskel på mængden af totalt udvasket glyphosat fra pløjede og minimalt bearbejde kolonner – for begge behandlinger var der en kolonne med høj og en med lav udvaskning. Dermed var der heller ikke en generel sammenhæng mellem kolloidkoncentrationen og glyphosat-koncentrationen. Mængden af kolloidbundet glyphosat var næsten konstant eller faldende med stigende hændelsesnummer, mens den totalt udvaskede glyphosatmængde steg med hændelsesnummer for to kolonner (en af hver behandling), faldt for en kolonne, og udviste maximum under hændelse 2 for den sidste kolonne.

Korrelationen mellem kolloidkoncentration og glyphosatkoncentration inden for de enkelte kolonner og nedbørshændelser var forskellig. Den højest opnåede R²-værdi var 0,95, men der observeredes også værdier ned til 0. Korrelationen var specielt dårlig på kolonne 2, hvor de udvaskede mængder af kolloidbundet kolloid var meget små (0.01 μg pr hændelse). For kolonne 5 og specielt hændelse 1 på kolonne 6 var der tydelig forskel på de første effluentprøver og de senere. For kolonne 5 steg R²-værdierne, når de første effluenter ikke inddragedes i analysen fra 0,45, 0,16 og 0,02 til 0,98, 0,92 og 0,82. For første hændelse i kolonne 6 steg R²-værdien fra 0,02 til 0,74. Man kunne på den baggrund argumentere for, at de første udstrømningshændelser domineres af kolloider, der ikke er genereret i de øverste få cm af jorden, mens kolloiderne lidt senere i hændelsen primært stammer fra overfladen. Alternativt kunne det skyldes, at de første fraktioner indeholdt flere grove partikler (med mindre overfladeareal) end de senere fraktioner. Dette blev dog eksperimentelt søgt modvirket ved at lade prøverne bundfælde 1 min. inden turbiditetsmålingen, men en vis effekt kan ikke helt udelukkes.

Adsorptions-/desorptions-kinetikstudier viste, at hvis der umiddelbart efter udvaskningen var bundet meget glyphosat til kolloider i effluenten, så skete der en relativt hurtig desorption af glyphosat fra kolloiderne (inden for 30 minutter). Denne effekt blev fundet i effluenten fra kolonner udtaget fra pløjet jord. I effluenten fra minimalt bearbejdet jord var der relativt meget glyphosat i væskefasen og meget lidt glyphosat bundet til kolloider. Her foregik der umiddelbart efter udløb fra kolonnerne (samme tidsskala) en sorption af glyphosat til kolloiderne. Målinger af desorption fra dråbeerosionspartiklerne viste tilsvarende en tidsafhængig desorption med en meget stærkt forøgelse af desorptionen i løbet af den første time (Figur 4.24). Der var ingen væsentlig forskel på sorption af glyphosat i forsøg udført hhv med og uden tilsætning af overfladeaktivt stof fra pesticidformuleringen.

Resultaterne tyder på, at overfladens beskaffenhed er meget afgørende for transportformen af glyphosat. Glyphosat bindes meget dårligt til halmstubbe og mos (K_d »0), og den skylles derfor sandsynligvis af det organiske materiale ved regnhændelserne. På grund af sorptionskinetikken, når glyphosaten ikke at sorbere til jorden, og størstedelen af transporten foregår derfor som opløst glyphosat. Den observerede sorption af opløst glyphosat til kolloider i effluenten viser, at fordelingen mellem opløst og kolloidbundet glyphosat ikke er i ligevægt, når strømningen foregår.

I praktisk sammenhæng kan man forestille sig følgende: Hvis Roundup udsprøjtes på en nyligt bearbejdet jord, hvor overfladen er udækket og relativt ubeskyttet mod regndråbernes erosion, vil glyphosat hovedsageligt frigives fra jordoverfladen som kolloidbundet glyphosat. Som nævnt ovenfor, vil glyphosat kunne frigives fra halm og andet organisk materiale uden at være bundet til jordpartikler, hvis jorden er dækket ved udsprøjtningen. Allerede på overfladen vil der kunne ske en omfordeling af glyphosat mellem den faste fase og væskefasen. Transporten af glyphosat igennem pløjelaget sker hovedsagligt i sprækker fra jordbehandlingen og i bioporer. Porøs jord iblandet måtter af sprøjtet, nedpløjet halm og andet organisk materiale, der kan udgøre en præferentiel strømningsvej (Petersen et al., 1997), kan sandsynligvis fungere som kilde for opløst glyphosat. Under opbygning af vandtryk, inden makroporestrømningen aktiveres, er der tid til adsorption hhv. desorption af glyphosat. Den høje koncentration af glyphosat på kolloiderne i effluenten er imidlertid en indikation af, at omfordelingen undervejs i profilet må være begrænset.

Mobilisering af glyphosat fra nedpløjet sprøjtet halm har, så vidt vides, ikke været undersøgt før. På grund af fysiske afstande i jorden vil diffusion af glyphosat fra halmen til sorptions-sites i jorden tage lang tid, og glyphosaten vil derfor være mobilisérbar i en lang periode. Det vides ikke, om K_d-værdien er lige så lav for levende plantemateriale, som for den undersøgte halm.

Glyphosat har været udsprøjtet på de lerede VAP-marker (Kjær et al. (2002), Kjær et al. (2005)):

Fårdrup: 11.8 1999 (nedpløjet 19.9 1999), 14.10 2000 (nedpløjet 16.10 2000). Nedbøren efter udsprøjtning var moderat og udvaskning startede 1.5 måned efter udsprøjtningen. De udvaskede drænvandskoncentrationer var lave.
På Silstrup har det været udsprøjtet 25. okt 2001 (pløjning 18. dec) og 15. sept 2003 (ingen nedpløjning). Glyphosat udvaskedes i oktober november til dræn i koncentrationer over 0.1 μg/l i 2001 og ikke i 2003.
Estrup: 13.10 2000 og 2. sept 2002. På Estrup er nedbringningen efter første udbringning sket ved pløjning 10 dage (23.10.2000) efter udbringning uden regn i den mellemliggende periode. 2. Udbringning var i en hvedestubmark, og der pløjedes ikke. I begge tilfælde har udvaskningen til dræn været specielt stor.

Fundene giver således ikke noget klart billede af mekanismerne og udvaskningen er utvivlsomt påvirket af nedbørsmønsteret og intensiteten i nedbørstilfælde efter udsprøjtning og nedpløjning, men der kunne være en indikation af at glyphosat udsprøjtet på stub og halm let mobiliseres både fra overfladen og fra nedpløjede planterester. Det er imidlertid ikke muligt at vurdere nedbørsmængder og intensiteter fra udsprøjtning til nedpløjning alene fra de publicerede rapporter.

Det er også muligt, at der i nogle af de omtalte markforsøg ses effekter af processer, som ikke optræder i laboratorie-skalaen.

7.3.8 Pendimethalin

Den totale udvaskning af pendimethalin varierede fra 11,0-32,7 mg pr kolonne, svarende til 0,12-0,43% af den påførte mængde. Resten af det tilsatte pesticid var tilbageholdt i kolonnen, primært i de øverste 5 mm. Til sammenligning blev der i markforsøget på samme jord udvasket 0,0013% af den tilsatte mængde pendimethalin til dræn efter 2 år (Petersen et al. (2003)).

De genererede gennemsnits-koncentrationer for hver hændelse varierede mellem 1,21 og 9,3 mg/l. Til sammenligning er der i markforsøg fundet maksimale drænvands-koncentrationer af pendimethalin (totalfraktion) i to plots i den pløjede jord på hhv. 8,3 µg/l og 12,6 µg/l, og der er, som i nærværende undersøgelse, helt generelt fundet positiv korrelation mellem drænvandets indhold af pendimethalin og jordpartikler inden for de enkelte afstrømningshændelser (Petersen et al. (2003)).

De gennemførte udvaskningsforsøg med pendimethalin viste, at den største del af det mærkede pendimethalin passerede igennem 0,02 μm-filteret og derfor umiddelbart klassificeredes som opløst. Uanset jordbearbejdningen viste forsøg baseret på måling af ¹⁴C-aktiviteten, at kun ca. 8-13% var bundet til kolloider (>0,02 µm) på prøveudtagnings-tidspunktet. Alligevel var korrellationen mellem kolloidkoncentration (målt som kolloider > 0,02 μm) og pendimethalin-koncentration høj (R² = 0.42-0.92). Desuden var K_d bestemt til 243 l/kg i sorptionsforsøg. Der blev derfor foretaget yderligere forsøg med fraktionering af effluent og filtrat ved nanofiltrering over en 500 D membran. I dette forsøg blev den kolloidbundne pendimethalinfraktion kvantificeret på grundlag af såvel radioaktivitetsbestemmelser som kemiske analyser.

Resultaterne af de kemiske analyser viste (modsat kontrolmålingerne baseret på ¹⁴C-aktiviteten), at hovedparten af det udvaskede pendimethalin (63 - 67 %) var kolloidbåret (> 0,02 µm). Begge analysemetoder viste, at kun en mindre del af det udvaskede pendimethalin (18-27 (42)%) fandtes i fraktionen < 500 Dalton, hvilket muligvis kan forklare den snævre kobling mellem partikelkoncentrationen (turbiditeten) og pendimethalinudvaskningen. Resten af pendimethalinen var bundet til kolloider eller større organiske molekyler (eller fandtes eventuelt som krystaller), og fandtes på 0,02 μm-filteret eller i fraktionen > 500 Dalton – 500.000 Dalton. Den overvejende del (75-80%) af pendimethalinen er derfor i praksis ”kolloidbundet”. Forskellen på fordelingen mellem de større fraktioner, afhængigt af om det var bestemt ud fra mærket pendimethalin eller ud fra kemisk analyse kan ikke forklares ud fra de foretagne forsøg.

Som for glyphosat var der ingen væsentlig forskel på mængden af totalt udvasket pendimethalin fra pløjede og minimalt bearbejdede kolonner. For begge behandlinger var der en kolonne med høj og en med lav udvaskning. Der var heller ikke en generel sammenhæng mellem kolloidkoncentration og pendimethalinkoncentration. Fraktionen > 0,02 μm var imidlertid størst i første fraktion eller næsten konstant gennem de tre hændelser (som for glyphosat). For 3 ud af 4 kolonner steg den totale pendimethalinudvaskning med hændelsesnummer, mens den for den udvaskede mængde viste maksimum i hændelse 2 for den sidste kolonne.

Mere detaljerede sammenligninger mellem turbiditet og pendimethalin-koncentration viste et væsentligt anderledes billede end for glyphosat. Den første prøve havde altid en høj turbiditet og en høj koncentration af pendimethalin. For alle de øvrige målinger gjaldt, at pendimethalin-koncentrationen var svagt faldende over tid eller næsten konstant. Turbiditeten faldt over tid. Det kunne fortolkes som en tilgængelig pulje i jordvandet, der udvaskes først, og derefter en relativt jævn frigivelse (desorption?) fra en svagt faldende sorberet pulje. Fortolkningen vanskeliggøres af, at den kolloidstørrelsesfraktion, der indeholdt størstedelen af pendimethalinet, ikke indgår i kolloidmålingen.

Gennemførte forsøg til vurdering af sorptions-/desorptionskinetikken for pendimethalin viste, at der efter udløb fra kolonnerne skete ingen eller kun en svag sorption/desorption af pendimethalin til kolloiderne. De syntes derfor at være nogenlunde i ligevægt. Prøver udtaget fra dråbeeroderet materiale desorberede pendimethalin. Fortolkningen forstyrredes af, at begge de undersøgte fraktioner indeholdt både sorberet og ikke sorberet pendimethalin, og at der kan være sket sorption til flaskelågene anvendt i desorptionsforsøget. Der er ingen væsentlig forskel på K_d-værdien for sorption af pendimethalin med og uden formulering tilsat.

7.3.9 Hvor kommer kolloider med stof fra?

Da pesticiderne er lokaliseret i en meget begrænset del af jorden, specielt i den øverste halve cm af jorden, må det antages, at pesticidbærende kolloider genereres her. Indicier på, at overfladeprocesser er vigtige, er:

At forstyrrelser på overfladen af de minimalt bearbejdede kolonner førte til en væsentlig stigning i turbiditeten i effluenten i første gennemstrømningsforsøg.
At kolloidernes pesticidmætning svarede til overjordens, og var større end koncentrationen i afskrab fra siden af makroporer.
At der for glyphosat måltes sammenlignelige desorptionskurver for dråbeeroderet materiale og for materiale i effluenten, og
At korrelationsanalyser viste en god sammenhæng mellem glyphosatkoncentration og kolloidkoncentration, specielt hvis der ses bort fra de første opsamlede prøver, der indeholdt relativt mere kolloid uden glyphosat.

Dråbeerosionsprocessen kan derfor ikke udelukkes som væsentlig for transport af glyphosatrige kolloider, når glyphosaten er udbragt på jordoverfladen. Især i de tilfælde, hvor der var en dårlig korrelation mellem pesticid og turbiditet, kan det ikke afvises, at der også kom betydelige mængder jordpartikler fra andre dele af jorden.

Det meget større sammenfald af TOC/DOC, kolloidgenerering og pesticidtransport på de pløjede jorde end på de minimalt bearbejdede jorde kunne også tyde på, at der sker en frigivelse af TOC/DOC samtidigt med, at erosionsprocessen foregår.

I forsøg med halm på overfladen faldt kolloidgenereringen imidlertid ikke til 0, selv om erosionsprocessen må forventes at blive stærkt begrænset, og der er, som beskrevet i kapitel 2.2.4.1, dokumentation for, at kolloider også kan genereres i jorden. Andelen af kolloidassocieret glyphosat faldt imidlertid efter halmtilsætning på overfladen.

Pendimethalin synes i høj grad at være adsorberet til organiske makromolekyler. De grafitlignende kolloider, der er identificeret, kan tænkes at være bærere, men det kan også tænkes, at opløst organisk stof spiller en rolle. Det er tidligere dokumenteret, at opløst organisk stof (DOM), som var naturligt til stede i jordvand, kan vekselvirke med pendimethalin og derved ændre stoffets mobilitet i jord. Ligeledes er det vist, at DOM-associeret pendimethalin kan dominere tilstedeværelsen af pendimethalin i jordvæsker (Giessl (1999)).

Opløst organisk stof frigives fra jordens organiske pulje ved desorption og kan dannes ved visse nedbrydningsprocesser (Gjettermann et al. (2006-in prep)). Beskrivelsen af DOC-frigivelse ved desorption ligner på mange måder beskrivelsen af frigivelse af kolloider fra aggregater til jordvæsken. Da pendimethalin er endnu mere koncentreret i overfladen end glyphosat, må de transporterede kolloider nødvendigvis også genereres herfra. Men man kunne forestille sig en mindre grad af filtrering undervejs på grund af at de transporterede enheder er mindre end tilfældet synes at være med glyphosaten. Opløst organisk C bidrager heller ikke i samme omfang til turbiditetsmålinger, som de større fraktioner.

Det er dokumenteret, at pesticider, der binder til organisk stof, kan frigives i jordoverfladen. Gouy et al. (1999) undersøgte overfladeafstrømning af seks pesticider på to homogeniserede jorde. Pesticiderne kunne klassificeres i to grupper: Atrazin, simazin, diuron, isoproturon og alachlor der befandt sig i den opløste fase hhv. trifluralin og aclonifen, hvor 90% var associeret til de eroderede partikler. De pesticider, der var associeret til partikler, var karakteriseret ved en høj organisk fordelingskoefficient (Koc > 8000 l kg-1) for de pågældende jorde.

7.4 Modellering

Den meget store variation mellem kolonnerne var en udfordring for modelleringen. En meget væsentlig del af variationen bundede imidlertid i forskelle i vandstrømningerne i kolonnerne, som nogenlunde kunne kvantificeres i de indledende simuleringer med vand og bromid. På grund af, at søjler med mindre gennemstrømning blev medtaget i forsøget, dækker strømningsforholdene i de medtagne søjler en større variation end først tilsigtet. Hvis de anvendte procesbeskrivelser resulterer i rimelige simuleringer under meget forskellige forhold, er det en indikation af de vigtigste betydende faktorer er medtaget.

Den store observerede variation er til dels en funktion af forsøgets skala. For den pløjede mark kan man forestille sig, at de aktuelle strukturer i overjorden og forekomsten af nedpløjet halm i en kolonne afhænger af præcis hvor kolonnen er udtaget i forhold til plovfurerne. I dette tilfælde ville en ”enhedsskala” mindst strække sig fra plovfure til plovfure.

Modelleringen viste, at de forbedringer i procesbeskrivelser, der er gennemført i projektet, førte til en udmærket simulering af vandstrømning og bromidtransport. Der var imidlertid væsentlig forskel mellem de enkelte kolonner, og de skulle parameteriseres helt individuelt.

Når vandstrømningen og stofudvekslingsparametrene var fastlagt, var det muligt at simulere de to meget forskellige kolonner med samme jordbehandling med kolloidparametre med begrænset variation. For kolonner med forskellig jordbehandling var parametrene væsentligt mere forskellige. Dette betyder, at en meget væsentlig del af forskellen mellem to ens behandlede kolonner dikteres af strømningsbilledet.

Perioden, fra nedbøren påførtes kolonnen og til udstrømningen skete fra kolonnens bund, mindskedes fra hændelse til hændelse. Dette kunne ikke forklares på basis af vandindhold i modelleringen. Det skyldes primært en kompaktering af kolonnernes øverste lag, og dermed en faldende ledningsevne. Modelleringen er koncentreret omkring den første hændelse for at opnå den bedste udnyttelse af de indledende bromidforsøg. For jorderosionsprocesserne er det almindeligt observeret at de betydende parametre ændres fra hændelse til hændelse. Der observeres ofte en konsolidering over tid og dermed også en faldende erodibilitet, der igen kan påvirkes af jordbehandling, frost/tø og skiftende fugtighedsforhold. Der eksisterer ingen generelle relationer, der kan benyttes til at forudsige disse ændringer fra hændelse til hændelse. Da de fleste parametre er gjort så ensartede som muligt i de udførte forsøg, forventes kompakteringen at være den vigtigste ændring over tid.

De observerede mønstre af kolloider og pesticidtransport kunne genereres af modellen med forskellige kombinationer af parametre for kolloidgenerering og kinetik, og der er dermed ikke opnået en entydig forståelse af, hvordan processerne komplementerer hinanden. Det var forventet, at der kunne være tidslige forskelle i, hvornår kolloid genereret med de forskellige processer viste sig i udstrømningen, og mens visse af resultaterne fra kolonnerne også tydede på dette, sås dette ikke klart i modelleringen.

For at kunne beskrive udvaskningen af glyphosat på de minimalt bearbejdede jorde, var det nødvendigt at antage, at K_d-værdien på toppen af kolonnen var meget mindre end K_d-værdien for jord. Det stemte overens med Kd-målingerne for halm, og simuleringerne genererede også den observerede fordeling mellem kolloidbundet og opløst glyphosat ved udløb af kolonne. Der var altså god overensstemmelse mellem den tidligere beskrevne fortolkning af glyphosatforsøgene og modelsimuleringerne. De pløjede jorde genererer mange kolloider på toppen af kolonnen, men giver på den anden side mulighed for kontakt mellem glyphosat og jord og dermed kolloidfaciliteret transport, mens de minimalt bearbejdede jorde er dækket af mos og plantemateriale, der beskytter mod erosion, giver anledning til mobilisering af glyphosat i opløst form.

Modelleringen har været koncentreret om glyphosatforsøgene, fordi der meget længe var usikkerhed om pendimethalins faktiske tilstand. Da det mærkede pendimethalin ikke sorberede væsentligt til størrelsesfraktionen >0,02 μm, repræsenterer denne fraktion ikke de transporterende kolloider. Det er vanskeligt at kalibrere modellen, da der ikke findes kvantitative bestemmelser for kolloidforekomsten i fraktionen 500 Dalton - <0,02 μm. Man kunne evt antage en proportionalitet mellem den bestemte kolloidfraktion og disse mindre kolloider. Alternativt kunne man finde en ”effektiv” sorptionskoefficient for pendimethalin < 0,02μm, der så i virkeligheden beskriver sorptionen af bærestoffet med sorberet pendimethalin.

7.5 Konklusion

Formålet med dette projekt var at undersøge kolloidgenereringen og at kvantificere betydningen af kolloid-faciliteret makroporetransport af glyphosat og pendimethalin i den umættede zone i struktureret landbrugsjord. Et delformål var at undersøge hvilken betydning jordstruktur kan have på mobilisering og trransport af kolloider og pesticid i den umættede zone ved forekomst af makroporer.

På baggrund af projektets resultater konkluderes det, at kolloidtransport kan være af stor vigtighed for både glyphosat og pendimethalin. For glyphosat transporteredes 63-74% af den samlede udvaskede masse bundet til kolloider, når udsprøjtningen skete på pløjet jord. For pendimethalin transporteredes 75-80% af den samlede udvaskede masse bundet til ”kolloider”, men der er tvivl om hvilke fraktioner, pendimethalinen er bundet til.

Den største identificerede effekt af jordstruktur var på selve kolloidgenereringen. Der genereredes væsentligt flere kolloider på de pløjede kolonner end på de minimalt bearbejdede. Observérbar dråbeerosion fandtes kun på de pløjede søjler. Den samlede pesticidudvaskning var ikke dokumenterbart forskellig på pløjede og minimalt bearbejdede jorde. For glyphosat udgjorde mængden af kolloidbundet glyphosat imidlertid kun 11-22 % på de minimalt bearbejdede kolonner. Denne effekt kan imidlertid ikke alene tilskrives jordstrukturen. Det var også af betydning, at opløseligt glyphosat afvaskedes direkte fra plantemateriale på overfladen, og at den, på grund af sorptionskinetikken og transporthastigheden, ikke nåede i ligevægt med omgivende jord og kolloider.

Både for kolloidfaciliteret transport af glyphosat og pendimethalin samt af den opløste glyphosat gælder, at de almindeligt accepterede udvaskningsmodeller og procedurer ikke kan beskrive den observerede transport.

Et andet delmål i projektet var nærmere at afklare hvor i jordsøjlen, de pesticidbærende kolloider kommer fra. På baggrund af farveforsøg, turbiditetsmålinger, og pesticidmætning på udvaskede kolloider må det konkluderes, at pesticidholdige kolloider primært genereres i de øverste centimeter af jorden. Længere nede i jordsøjlen fandtes pesticiderne kun i blåfarvet jord omkring strømningsaktive makroporer. Kolloider med pesticid kan tænkes at bevæge sig nedad i profilet i trin, men på grund af strømningsforholdene i kolonnerne under forsøgt (undertryk i matricen under A-horisonten), vil det være vanskeligt at gen-mobilisere sådanne kolloider, der en gang er suget ud i matricen.

Den opnåede viden er blevet anvendt til udvikling af en modelkomponent, som skal kunne benyttes til simulering af kolloidfaciliteret pesticidtransport i den øvre del af rodzonen på umættede landbrugsjorde med makroporer (> ca. 1 mm). Modelleringen viste, at de forbedringer, i procesbeskrivelser, der er gennemført i projektet, førte til en udmærket simulering af vandstrømning og bromidtransport.

De opnåede resultater er opnået i forsøg med store jordkolonner og kan derfor ikke umiddelbart overføres til feltskala.