1: spiket til indhold af LAS og DEHP svarende til 90 t slam TS/ha

4.2 Prøvetagning af jord, slam og planter til kemisk analyse

Jord og slam

Der blev under opsætningen af dyrkningsforsøgene løbende udtaget delprøver af slam, af gødet jord og af jord/slam blandingerne inden fordeling i potter og kar. Til GC-MS screening blev løbende fremstillet blandeprøver af henholdsvis slam og gødet jord.

Jord/slam blandinger

Ved afslutningen af dyrkningsforsøgene blev jord/slam blandingen fra de 4 potter/kar i en behandling slået sammen parvis til 2 blandeprøver per behandling. Til GC-MS screening blev der udtaget en samlet blandeprøve fra behandlingen uden slam og fra den højeste slamdosering (forsøg med byg 1996), samt samlede blandeprøver fra behandlingen uden slam, fra mellemste slamdosering (6 t slam TS/ha), fra højeste slamdosering med planter og fra højeste slamdosering uden planter (forsøg med gulerødder 1998).

Planter

Bygplanterne blev høstet 19 til 21 dage efter såning. Planterne blev skåret af 1 cm over jorden, talt og vejet. Ved forsøgene i 1996 blev der fra hver behandling tilfældigt udtaget 6 planter til omgående måling af planternes densitet, længde og bladareal, hvorefter de resterende planter blev fordelt i separate prøvebeholdere til analyser for DEHP og LAS, samt for tørstof/glødetab og lipid. Forsøg med skylning af bygplanter for støv i forbindelse med høst i 1998 gav forhøjede LAS koncentrationer og kan ikke anbefales. Rødderne fra bygforsøgene i 1996 blev samlet for hver slamdosering, renset for jord, skyllet i renset vand, renset manuelt for vedhæftede slampartikler, skyllet igen og dryppet af. Rødderne blev analyseret for DEHP og LAS, og deres tørstofindhold anslået ud fra udbytte som friskvægt og ved efterfølgende vejning af neddelt, frysetørret rodmateriale.

Modne gulerodsplanter blev høstet 84 dage efter såning. Planterne blev talt, afskåret 1 cm over jorden, vejet, og der blev udtaget delprøver til bladkarakterisering (2 tilfældigt udvalgte planter per behandling), tørstof, glødetab og lipid bestemmelse, samt analyse for DEHP og LAS.

Gulerødderne blev trukket op af jorden, rester af jord banket ned i karret, og rødderne skyllet grundigt i renset (Millipore) vand. Skylningen blev intensiveret efter slamdosering 1 (0,4 t slam TS/ha) for at sikre effektiv fjernelse af slampartikler ved de højere slamdoseringer. Efter hurtig afdrypning vejedes udbyttet af gulerødder for hvert kar, og røddernes længde og diameter noteredes. Gulerødderne blev skrællet, hvorefter kød og skræl håndteredes som separate prøver, idet der blev udtaget til analyser som ovenfor beskrevet.

Alle prøver til analyser for miljøfremmede stoffer blev udtaget i forrensede aluforme med alu-låg. Prøvebeholderne blev lukket til, mærket og enkeltvis indpakket i 2 lag alufolie, hvorefter de blev placeret i en dybfryser beregnet alene til denne type prøver.

5. Resultater af væksthusforsøg

5.1 Analyser for LAS og DEHP i planteprøver
5.1.1 Forsøg med byg, 1996
5.1.2 Forsøg med gulerødder, 1998
5.1.3 Forsøg med byg, 1998
5.2 Analyser for LAS og DEHP i slam, jord og jord/slamblandinger
5.2.1 Forsøg med byg, 1996
5.2.2 Forsøg med gulerødder, 1998
5.2.3 Forsøg med byg, 1998
5.3 Analyser for andre miljøfremmede stoffer i slam, jord og jord/slamblandinger
5.4 Monitering af vækstparametre
5.5 Måling af udbytte og udbyttekvalitetsparametre
5.5.1 Forsøg med byg, 1996
5.5.2 Forsøg med gulerødder, 1998
5.5.3 Forsøg med byg, 1998
5.5.4 Samlet vurdering af målinger af udbytter og udbyttekvalitetsparametre

Resultater af væksthusforsøg

5.1 Analyser for LAS og DEHP i planteprøver

Prøver af plantemateriale til analyse for LAS og DEHP blev indsamlet fra forsøg med byg 1996, forsøg med gulerødder 1998 og forsøg med byg 1998.

5.1.1 Forsøg med byg, 1996

Resultaterne af analyse for LAS i planteprøverne er vist i tabel 5.1. Den varierende detektionsgrænse i denne forsøgsserie skyldes forskellige mængder af plantemateriale til rådighed for analysen.

Tabel 5.1

Indhold af LAS i planteprøver fra forsøg med byg, 1996.

Resultaterne viste målelige indhold af LAS i en række planteprøver, men på grund af det lave udbytte af plantemateriale også værdier under analysemetodens detektionsgrænse for en del prøver. Der blev vist LAS indhold af samme størrelsesorden i planteprøver uanset slamdosering, også for bygplanter dyrket i jord uden tilsætning af slam. Dette tyder på, at de målte LAS indhold skyldes afsætning fra luften og ikke optag via rødderne. Alle koncentrationer i planterne var lave, med sikkerhed under 0,5 mg LAS/kg TS. Ved gennemgang af de enkelte potters placering henholdsvis centralt og perifert under glasoverdækningen kunne der ikke ses nogen sammenhæng imellem målt indhold af LAS og potternes placering (dvs.: sandsynlighed for støvfald).

Der kunne ikke påvises LAS i rødder fra planter dyrket uden tilsætning af slam, lave eller ikke målelige koncentrationer ved de tre laveste slamdoseringer og højere koncentrationer ved de to højeste slamdoseringer. Det er ikke muligt at afgøre, hvorvidt de målte LAS koncentrationer i rødderne skyldes LAS adsorberet til røddernes overflade eller egentligt optag i rødderne. Ligeledes skal der gøres opmærksom på, at en ufuldstændig fjernelse af slamrester fra rødderne vil kunne give anledning til høje målte koncentrationer, der ikke skyldes egentligt optag i eller binding til rødderne.

Resultaterne af analyser for DEHP er samlet i tabel 5.2. Resultaterne viste DEHP i samme størrelsesorden i de unge bygplanter for alle slamdoseringer, også for planter dyrket i jord uden tilsat slam. Dette tyder igen på en afsætning af DEHP fra luften og ikke optag via rødderne. Der var dog antydningsvis en højere koncentration af DEHP i prøver fra den højeste slamdosering.

Indholdet af DEHP var i alle tilfælde lavt, med sikkerhed under 1 mg DEHP/kg TS. Ligesom for LAS, men mindre udtalt, sås forhøjede koncentrationer af DEHP i bygrødder ved de højeste slamdoseringer.

Hverken for LAS eller DEHP kunne der påvises højere koncentrationer i planterne i de tilfælde, hvor deres rødder havde passeret direkte igennem et lag af slamklumper.

5.1.2 Forsøg med gulerødder, 1998

Resultaterne af analyser for LAS i gulerod (tabel 5.3) var for alle doseringer under analysemetodens detektionsgrænse, idet dog nogle få prøver viste et indhold på 0,5-0,6 mg LAS/kg TS. Der var ikke forskel på koncentrationsniveauet i prøver fra lave og høje slamdoseringer.

Resultaterne viste, at indholdet af LAS i gulerodskerne, -skræl og –top var under 1 mg/kg TS. Tilsætning af LAS som spiking gav ikke målelige koncentrationer i gulerødder.

Indholdet af DEHP i gulerodskerne var lavt (0,3 – 1,6 mg DEHP/kg TS) for alle slamdoseringer (tabel 5.4), men antydningsvist med det højeste indhold ved den højeste slamdosering (ikke statistisk signifikant på 95% konfidensniveau ved tosidet

Tabel 5.2

Indhold af DEHP i planteprøver fra forsøg med byg, 1996.

1: i beregning af analyseresultatet er tørstof % i planterne sat som for samme dosering slam findelt i jord/slam blandingen

Student’s t-test (Dansk Standard, 1980)). For gulerodsskræl var DEHP indholdet højere (0,8 – 6,2 mg DEHP/kg TS) end for gulerodskerne. I vurderingen af resultaterne for gulerodsskræl skal det også hér medtages, at en fuldstændig og ensartet fjernelse af alle jord- og slampartikler fra gulerøddernes overflade inden skrælning kan være vanskelig, således at indholdet i selve gulerodsskrællen i nogen grad kan være overvurderet. Dette er formodentlig også årsagen til de mere varierende resultater for skræl. For gulerodstop var DEHP indholdet på niveau med indholdet i gulerodskerne (0,2 – 2,3 mg DEHP/kg TS). Der var for gulerodstop ingen tendens til højere værdier ved højere slamdosering, hvilket tyder på afsætning fra luften og ikke optag igennem rødderne som den primære kilde til de målte DEHP indhold hér.

Resultaterne viste et indhold af DEHP i gulerødder, der for alle slamdoseringer var under 10 mg DEHP/kg TS, men med et højere niveau i gulerodsskræl end i top og kerne. Der ses endvidere antydningsvis lavere DEHP indhold i gulerodsskræl og –kerne dyrket i spiket jord uden slam end i jord tilsat cirka den samme mængde DEHP med slam (ikke statistisk signifikant).

Tabel 5.3

Indhold af LAS i planteprøver fra forsøg med gulerødder, 1998.

Tabel 5.4

Indhold af DEHP i planteprøver fra forsøg med gulerødder, 1998.

5.1.3 Forsøg med byg, 1998

Resultaterne af analyser af planteprøver fra forsøg med byg 1998 var for både LAS og DEHP under 0,5 mg/kg TS. Tilsætning af LAS og DEHP som spiking gav dermed ikke en målelig forøgelse af optaget i bygplanter.

Analyseresultater for prøver udtaget til analyse for LAS og DEHP fra forsøg med byg 1996, fra forsøg med gulerødder 1998 og fra forsøg med byg 1998 er illustreret i figur 5.1 - 5.6 og samlet vist i bilag 4.

5.2.1 Forsøg med byg, 1996

Det ses, at en del af LAS blev nedbrudt over den 19 dages vækstperiode, men ved forsøgets afslutning var der LAS tilbage i alle slambehandlinger. Nedbrydningen var mere effektiv, hvis der groede planter i jorden, og nedbrydningen var mindre effektiv, hvis slammet lå i klumper (figur 5.1, notér den logaritmiske afbildning).

Figur 5.1 : Se her

Indholdet af DEHP var under analysedetektionsgrænsen (0,1 mg/kg TS) i den rene jord og i de to laveste doseringer (svarende til 0,4 og 1,5 t slam TS/ha). I de højere doseringer (6, 23 og 90 t/ha) kunne ikke påvises nedbrydning over dyrkningsperiodens 19 dage. Dette understøttes af resultaterne af GC-MS multiscreeningen for jord/slam blandingen ved den højeste dosering (bilag 1).

Indhold af DEHP i jord/slam blandinger i bygforsøg 1996.Tal over søjlerne angiver koncentrationer af DEHP i prøverne. Søjler med stiplet kant er for potter, der kan være påvirkede af vandmangel

Indhold af DEHP i jord/slam blandinger i bygforsøg 1996.Tal over søjlerne angiver koncentrationer af DEHP i prøverne. Søjler med stiplet kant er for potter, der kan være påvirkede af vandmangel.

5.2.2 Forsøg med gulerødder, 1998

Ved den længere vækstperiode for gulerødder (næsten 3 måneder) sås en mere vidtgående nedbrydning af LAS, idet der ved forsøgets afslutning ikke længere kunne måles indhold af LAS i de laveste doseringer af slam (figur 5.3).

Indhold af LAS i jord/slam blandinger i gulerodsforsøg 1998. Tal over søjlerne angiver koncentrationer af LAS i prøverne. Søjler med stiplet kant er for kar, der kan være påvirkede af overvanding.

Der var dog betydelige restkoncentrationer af LAS i de højere slamdoseringer. Nedbrydningen af LAS foregik for nogle doseringer hurtigst, når der groede gulerødder i jorden, ligesom LAS tilsat som spike blev nedbrudt hurtigere end LAS tilsat til omtrent den samme koncentration ved den højeste slamdosering.

I den længere dyrkningsperiode observeredes ligeledes en nedbrydning af DEHP, hvor nedbrydningen var størst i kar med gulerødder, sammenlignet med plantefri kontrolkar, og størst, når DEHP var tilsat som spike, sammenlignet med tilsætning sammen med slam (figur 5.4). For de to højeste slamdoseringer og for spiket jord var der dog stadig betydelige restkoncentrationer af DEHP ved høst af gulerødderne.

Indhold af DEHP i jord/slam blandinger i gulerodsforsøg 1998.Tal over søjlerne angiver koncentrationer af DEHP i prøverne. Søjler med stiplet kant er for kar, der kan være påvirkede af overvanding

Indhold af DEHP i jord/slam blandinger i gulerodsforsøg 1998.Tal over søjlerne angiver koncentrationer af DEHP i prøverne. Søjler med stiplet kant er for kar, der kan være påvirkede af overvanding

Den mere begrænsede nedbrydning af LAS og DEHP i den højeste slamdosering kan skyldes, at der i karrenes bund er opstået vandmættede forhold og dermed anaerobe betingelser, hvilket giver dårligere vilkår for nedbrydning af disse stoffer.

På grund af stoffernes lave koncentrationer i planterne (se afsnit 4.1 og konklusionen) kan den tilsyneladende mere effektive nedbrydning af LAS og DEHP i kar med planter ikke alene skyldes optag af stofferne i planterne .

5.2.3 Forsøg med byg, 1998

Analyser for LAS og DEHP i prøver af jord og jord/slam blandinger udtaget fra forsøgene med byg i 1998 viste samme billede som for bygforsøgene i 1996 med nogen nedbrydning af LAS og begrænset nedbrydning af DEHP, men hér mest for DEHP tilsat som spiking (figur 5.5 og 5.6).

Indhold af LAS i jord/slam blandinger i byg 1998.Tal over søjlerne angiver koncentrationer af LAS i prøverne.

Indhold af LAS i jord/slam blandinger i byg 1998.Tal over søjlerne angiver koncentrationer af LAS i prøverne.

Indhold af DEHP i jord/slam blandinger i bygforsøg 1998. Tal over søjlerne angiver koncentrationer af DEHP i prøverne.

5.3 Analyser for andre miljøfremmede stoffer i slam, jord og jord/slamblandinger

Resultaterne af GC-MS multiscreening af jord og slam for hver opsætning af dyrkningsforsøg er vist i bilag 1 og 2. For prøver af jord/slam blandinger udtaget under væksthusforsøg kunne der ikke ses forurening af forsøgene med målelige koncentrationer af nogle af de stoffer, der er omfattet af screeningen. Screeningen viste for andre af de mængdemæssigt mere betydende stofgrupper (nonylphenoler med mono- og diethoxylater, methylnaphtalener) et nedbrydningsmønster som for LAS og DEHP med ufuldstændig nedbrydning og en positiv effekt af plantevækst på nedbrydningen.

5.4 Monitering af vækstparametre

Tørstof, glødetab og syrekapacitet af jorden ved opsætning og ved høst, samt plantefordampning er for hver forsøgsserie anført i bilag 4. Det skal bemærkes, at der for højeste slamdosering ved bygforsøg i 1996 og uden tilsat slam ved bygforsøg i 1998 kan have været tale om vandmangel, samt at der ved højeste slamdosering ved gulerodsforsøg i 1998 kan have været overvandet.

Analyser for ekstraherbart nitrat i prøver af jord/slamblandingerne udtaget efter høst af byg (1996) og gulerødder (1998) viste i alle tilfælde mere end 25 mg NO₃^- -N/kg TS, hvilket viser, at planternes vækst ikke har været hæmmet af kvælstofmangel.

I forbindelse med dyrkning af byg i 1996 blev røddernes fordeling i forhold til slampartikler og klumper undersøgt kvalitativt. For alle slambehandlinger søgte rødderne igennem jorden ud til siderne og ned til bunden af potterne (figur 5.7).

Rodfordeling i potte (glasskål) med byg dyrket i jord/slam blanding.

I potter med slam lagt i et lag af klumper gik rødderne ligeledes igennem klumplaget. Der er således ikke grund til at antage, at planternes rødder i særlig grad har søgt slamklumper eller –partikler, hvor koncentrationerne af miljøfremmede stoffer kan være højere end i den omgivende jord.

5.5 Måling af udbytte og udbyttekvalitetsparametre

Opgørelser af udbytter og udbyttekvalitetsparametre i forsøg med byg 1996 og i forsøg med gulerødder 1998 er opsummeret i bilag 4. I forsøg med byg 1998 blev der registreret et begrænset antal parametre, der også er givet i oversigt i bilag 4.

5.5.1 Forsøg med byg, 1996

Samlet tyder udbytteparametrene på svagt forbedrede vækstbetingelser for planterne ved de lave slamdoseringer (op til 23 t slam TS/ha), men antydningsvis med en forringelse ved den højeste slamdosering (bilag 4). Til illustration er i figur 5.8 vist mængden af plantemateriale per potte (tørvægt) og antallet af planter per potte som % af disse størrelser i jord uden tilsat slam. Den dårligere vækst ved den højeste slamdosering kan skyldes den nævnte vandmangel forårsaget af slammets store vandbindende evne (høj markkapacitet), men en effekt af eventuelle væksthæmmende stoffer i slammet kan dog ud fra disse resultater hverken be- eller afkræftes.

Udbytte af tørt plantemateriale og antal planter per potte i % af udbytte og antal for jord uden tilsat slam, bygforsøg 1996. Søjler med stiplet kant er for potter, der kan være påvirkede af vandmangel.

5.5.2 Forsøg med gulerødder, 1998

Også for gulerødder viste udbytteparametrene forbedrede vækstbetingelser ved de lave slamdoseringer, men en forringelse ved den højeste slamdosering (figur 5.9 og 5.10).

De dårligere vækstforhold ved den højeste slamdosering kan skyldes væksthæmmende stoffer i slammet, men kan også skyldes overvanding og deraf følgende vandmættede, iltfattige (anaerobe) forhold i bunden af vækstkarrene, kombineret med udtørring af de øverste jordlag på grund af jord/slam blandingens ringe hydrauliske egenskaber. For gulerødder dyrket i jord uden slam, men med spiking skal det bemærkes, at disse for flere parametre viste bedre vækstvilkår end gulerødder dyrket i ren jord og på niveau med de gulerødder, hvor der sås en klar gødningseffekt af slamtilsætningen. Der er ikke i de målte vækstparametre oplysninger, der kan forklare dette.

Udbytte af gulerødder (tørstof) per kar og længde af gulerødder i % af udbytte og længde for gulerødder dyrket i jord uden tilsat slam, gulerodsforsøg 1998. Søjler med stiplet kant er for kar, der kan være påvirkede af overvanding.

5.5.3 Forsøg med byg, 1998

Vækstbetingelser for byg

For byg dyrket i 1998 sås også svagt forringede vækstvilkår ved den højeste slamdosering, men der har for disse planter ikke været tale om vandmangel (figur 5.11).

Udbytte af tørt plantemateriale og antal planter per potte i % af udbytte og antal for bygplanter dyrket jord uden tilsat slam, bygforsøg 1998.

Udbytte af tørt plantemateriale og antal planter per potte i % af udbytte og antal for bygplanter dyrket jord uden tilsat slam, bygforsøg 1998.

5.5.4 Samlet vurdering af målinger af udbytter og udbyttekvalitetsparametre

Gødningseffekt og hæmning af plantevæksten

Ved dyrkning af byg og gulerødder i jord opblandet med slam blev der opnået en svag gødningseffekt af slamtilsætningen, mens der for den højeste slamdosering var tegn på en hæmning af plantevæksten, der dels kan skyldes forkert vanding som følge af slammets hydrauliske egeneskaber, dels kan være forårsaget af væksthæmmende stoffer i slammet. De opnåede data for vækstparametre, udbytter og udbyttekvalitet er anvendt i modelleringen af planteoptag.

6. Modelberegninger

6.1 Modeller
6.1.1 Transportbeskrivelser
6.1.2 Fordeling mellem vand og plantedele
6.1.3 Samlede modelbeskrivelser
6.2 Input til modellerne og indledende beregninger
6.2.1 Forsøgsresultaterne
6.2.2 Beregning af porevandskoncentrationen
6.2.3 Interpolation af data
6.2.4 Stofdata
6.2.5 Indledende beregninger, baseret på massebalanceestimater
6.3 Modelberegninger
6.3.1 Beregningsresultater fra en-kompartment model
6.3.2 Beregningsresultater fra PlantX
6.3.3 Beregningsresultater fra Paterson & Mackays model

Formålet med de gennemførte modelberegninger af planteoptaget af DEHP og LAS er en validering af eksisterende planteoptagsmodeller; dvs. at undersøge, hvorledes resultaterne af beregninger med allerede eksisterende modeller afspejler de målinger af planteoptaget i byg og gulerødder, der er foretaget i projektet.

6.1 Modeller

Der er udviklet adskillige modeller til beskrivelse af planters optag af organiske stoffer. Modellerne befinder sig på forskellige detaljeringsniveauer:

Modelniveauer

• simple screeningskorrelationer; f.eks. Travis & Arms (1988)
• generiske (generelle) modeller, f.eks. 1-kompartment modellen af Trapp & Matthies (1995), som er foreslået anvendt i EUs Technical Guidance Document (TGD) (EU, 1996) i forbindelse med vurderinger af det humane indtag af organiske stoffer via føde. Denne model er en simplifikation af en mere kompliceret model (PlantX). Kun koncentrationen i bladene estimeres ved modellen. Derudover estimerer EUs TGD koncentrationen i rødderne ud fra en antagelse om ligevægt mellem stoffet i jordens porevand og stof bundet i rødderne.
• mere komplekse og dynamiske modeller som f.eks. modellen af Paterson et al. (1994), PlantX af Trapp (1995) og Hung & Mackay (1998).

I nærværende fokuseres der på følgende tre modeller: En-kompartment modellen af Trapp & Matthies (1995), den mere komplicerede PlantX (Trapp, 1995) samt Paterson et al’s model (1994).

Opdeling af planten

Alle modeller betragter systemet jord-planter-luft. Planten videreopdeles typisk i delene: frugt, stængel, rødder og blade. Hver plantedel består så igen af en vandfase og en "fastfase" samt en luftfase. Nogle af modellerne betrager alene lipiddelen i den "faste" fase, mens en kulhydratfase inddrages i andre modeller.

Én-kompartment-modellen beregner udelukkende koncentrationen i plantens blade, mens de to andre modeller beregner koncentrationer for hver af plantedelene (kompartments): Blade, stængler, frugter og rødder; for de sidste baseret på både optag i plantens ledningsvæv og diffusion ind i rødderne og med efterfølgende fordeling i planterøddernes faser.

Fordeling i plantedelenes faser

Stofferne vil søge at blive fordelt mellem de forskellige faser, så der opnås ligevægt i systemet. Denne ligevægt kan beskrives enten ud fra fordelingskoefficienter eller ud fra det termodynamiske isofugacitetsbegreb, der siger, at ved ligevægt er fugaciteten af et stof den samme i alle faser. I princippet dækker isofugacietesbegrebet og ligevægtsfordelingsbegrebet dog over det samme.

Transporten af stoffer mellem de forskellige plantedele vil foregå som en advektiv og/eller en diffusiv transport.

Modelelementer

I alle tre modeller indgår beskrivelser af:

• Transportprocesser, hvis hastighed bl.a. styres af, hvor langt systemet er fra ligevægt. Disse transportprocesser kan foregå på mindst to måder:
  • diffusion
  • advektion
• Ligevægtsfordelingen af stoffet mellem de forskellige faser
• Nedbrydning af stoffet i jorden
• Nedbrydning af stoffet i planten
• Fortynding ved vækst

6.1.1 Transportbeskrivelser

Diffusion

Diffusionen i én fase styres af koncentrationsgradienter i et medie. Diffusionen mellem to faser styres af, hvor langt koncentrationen i faserne er fra de koncentrationer, der ville gælde ved ligevægt.

Advektiv transport

Den advektive transport af et stof kan beskrives som en passiv transport af stoffet i et medie (her vand), hvor den samlede advektive stoftransport beskrives ud fra (her) vandflowet (Q) og stofkoncentrationen (C): Den advektive transporthastighed af stoffet = Q×C. Et godt eksempel på advektiv transport her er stoffernes transport med strømmen i xylemet og i phloemet.

Optag med med transpirationsvandet

Sættes optaget af vand fra rødder til Q_T og koncentrationen i porevandet til C_PW, er mængden af stof optaget gennem rødderne:

(1)

N_T = Q_T× C_PW

Som tidligere omtalt, er den kaspariske stribe og cellemembranerne ved endodermis semipermeable, og kun en brøkel (Transpiration Stream Concentration Factor, TSCF) af stofferne passerer disse.

Denne brøkdel, kan eventuelt beregnes af (Briggs et al., 1982):

(2)

Dette udtryk er fundet at passe godt for optag af ikke-ioniserede, organiske stoffer i adskillige plantearter. Udtrykket indgår i EUs TGD (EU, 1996) i forbindelse med risikovurdering af kemiske stoffers optag i planter f.eks. fra slam-behandlede jorde.

Passage af endodermis

Mængden af stof, der passerer endodermis og når ind plantens indre del, udtrykkes således ved:

(3)

N_T(endodermis) = Q_T× C_PW× TSCF

Den brøkdel, der ikke passerer endodermis, bliver tilbage i den ydre del af roden, nedbrydes eventuelt dér eller diffunderer tilbage til jordmiljøet igen.

6.1.2 Fordeling mellem vand og plantedele

De fleste modeller opdeler de enkelte plantedele (rødder, stængler, blade og frugter) yderligere i i følgende faser

Tabel 6.1

Beregning af fordelings-koefficienter

Fordelingen af stofferne i de enkelte plantedele er afhængig af størrelsen af de enkelte faser og stoffets karakter. Et meget hydrofobt stof vil således have en tendens til at blive koncentreret i lipidfasen, mens de mere polære stoffer vil have en større tendens til at blive akkumuleret i vandet og den polære del af plantematerialet.

Ligevægtsfordelingen mellem stoffer i jordens porevand og i en plantedel (X) er generelt beskrevet ved (Trapp, 1995):

(4)

hvor:

	er fordelingskoefficienten til beskrivelse af stoffets fordeling mellem plantedelen og den eksterne opløsning
	er lipid-vand –fordelingskoefficienten for stoffet
	er vandindholdet i plantedelen [masse/masse vådvægt]
	er lipid-indholdet i plantedelen [masse/masse vådvægt]
pW	er densiteten af vandfasen
pX	er densiteten af plantedelen X

_^:Et lidt udvidet udtryk (Hung & Mackay, 1998) i forhold til det tidligere nævnte tager også hensyn til kulhydrat- og luftfasen:

(5)

hvor:

K_cw er kulhydrat-vand -fordelingskoefficienten for stoffet

er luft-vand -fordelingskoefficienten for stoffet

er luftindholdet i plantedelen [masse/masse vådvægt]

er kulhydrat-indholdet i plantedelen [masse/masse vådvægt]

Følgende udtryk er fundet til beregning af de forskellige fordelingskoefficienter:

(Hung & Mackay, 1998)

(Trapp, 1995)

 hvor:

b er en empirisk faktor, som typisk er tæt på 1
H er Henrys konstant
R er gaskonstanten (8,314 Pa•m3/(mol•K))
T er den absolutte temperatur (K)

6.1.3 Samlede modelbeskrivelser

I tabel 6.2 er der givet et overblik over de processer, de enkelte modeller har medtaget. For en nærmere beskrivelse henvises til symbollisten.

VKI har modtaget programmer for PlantX-modellen (i FORTRAN) modellen af Paterson og Mackay (i Basic). Begge modeller er blevet omprogrammeret til Pascal. Verifikation af de omprogrammerede modeller er foregået ved at sammenligne på et par eksempler og sikre, at de samme beregningsresultater er opnået.

Tabel 6.2 Processer medtaget i de anvendte modeller

Tabel: Se her

6.2 Input til modellerne og indledende beregninger

I det følgende redegøres der kort for de antagelser, der ligger til grund for beregningerne, udover de antagelser, der er grundlag for de forskellige modeller.

6.2.1 Forsøgsresultaterne

Som beskrevet i kapitel 5 er der generelt ikke fundet et indhold af LAS i planterne, der kan relateres til indholdet i jord/slamblandingerne, og de målte koncentrationer er alle meget lave og nær detektionsgrænsen. Den eneste undtagelse herfra er en højere koncentration af LAS i bygrødder ved de højeste slamkoncentrationer. Denne kan dog muligvis tilskrives medtagelse af slamrester i prøverne trods omhyggelig afrensning.

Noget tilsvarende gør sig gældende for DEHP indholdet i både rødder og overjordiske plantedele, omend de målte koncentrationer i gulerodstop og rødder er væsentligt over detektionsgrænsen. Koncentrationen af DEHP er højest i gulerodsskræl, men den er ikke relateret til koncentrationen i jord/slamblandingerne, omend der er en vis sammenhæng mellem koncentrationen i skræl og i de tilsvarende prøver af gulerodskerne. Det kan dog ikke udelukkes, at de målte mængder af DEHP i gulerodsskræl (og evt. kerne) stammer fra partikler, der enten har været (relativt ukontamineret) jord eller (kontamineret) slam.

I blade og stængler af byg lå DEHP-indholdet lige over detektionsgrænsen i prøver fra alle slam/jordblandinger, mens indholdet i gulerodstop lå højere og værdierne var meget svingende uden nogen korrelation til DEHP-koncentrationen i jorden. Det anses derfor for sandsynligt, at det fundne DEHP stammer fra atmosfærisk optag snarere end fra jorden.

Resultaternes karakter (usikkerheden om, hvorvidt de målte koncentrationer i rodprøver stammer fra jord/slampartikler) vanskeliggør anvendelse af dem til modelvalidering. Dog giver de gennemførte beregninger mulighed for at belyse hvilke forhold, der er af betydning for resultaterne af de enkelte modeller, og for LAS resultaternes vedkommende er det muligt at drage konklusioner baseret på forsøgsresultaterne.

Med henblik på belysning af hvilke forhold, der har betydning for udfaldet af modelberegningerne, tages der i diskussionen mindre hensyn til resultaternes karakter, ligesom der snarere fokuseres på størrelsesordenen af måle- og beregningsresultaterne end på enkeltværdierne.

6.2.2 Beregning af porevandskoncentrationen

Til beregning af stoffernes koncentration i jordens porevand, antages det simpelt, at der er ligevægt mellem bundet stof, og stof opløst i jordens porevand. Herved er følgende massebalance opstillet:

(9)

hvor:

6.2.3 Interpolation af data

Stofkoncentrationer i jord/slam blanding

Stofkoncentrationerne i jord/slam blandingen kendes kun ved opsætning og ved afslutning af forsøgene. Til interpolation mellem de to tider, er det antaget, at alle fjernelsesprocesser (nedbrydning, planteoptag) er førsteordens reaktioner med hensyn til koncentrationen (dvs. nedbrydningshastigheden er proportional med stofkoncentrationen) og med samme hastighedskonstant gennem forsøget:

(11)

hvor:
er en første ordens hastighedskonstant for fjernelse af           stof [dag^-1]
er den totale stofkoncentration til tiden = t    [masse/masse          tørstof]
er den totale stofkoncentration til tiden = 0 [masse/masse          tørstof]

Denne udvikling i stofkoncentrationen af stof i jorden gennem forsøgsperioden er anvendt i modelberegningerne, bortset fra Paterson & Mackay-modellen, der er baseret på halveringstider af stofferne i jord.

Temperatur og luftfugtighed

Temperaturen har primært betydning for fordampningshastigheden af stofferne. Temperaturen i forsøgene har varieret mellem 10°C og 25°C. Der er gennemført en følsomhedsanalyse af betydningen af temperaturen på beregningsresultaterne, og det er fundet, at variationen på de beregnede koncentrationer i planten er på under 1% ved variation af temperaturen mellem 10°C og 25°C. Det skal dog hertil bemærkes, at Henrys konstant i disse beregninger var holdt konstant.

Den relative luftfugtighed har primært betyding for stofudvekslingen med luften. Den har varieret mellem 10% og op til ca. 40% i forsøgene. Der er ligeledes gennemført en følsomhedsanalyse af betydningen af den relative luftfugtighed på beregningsresultaterne, og det er fundet, at variationen på de beregnede koncentrationer i planten er på under 6%(0% for LAS) ved variation af den relative luftfugtighed på mellem 10% og 40%.

I beregningerne er temperaturen efterfølgende sat til 16°C og den relative luftfugtighed til 37% (byg). For beregningerne med gulerødder er temperaturen sat til 20°C og den relative luftfugtighed til 33%

Plantedata

Transpirationshastigheden er antaget at være konstant i hele perioden, hvilket ikke aktuelt vil være tilfældet. Dette vil give en forholdsvis forhøjet bestemmelse af stoffets optag i planten, da den højeste transpirationshastighed givet er ved slutningen af forsøgene, hvor bladarealet er størst. I slutningen af forsøgene er stofkoncentrationen i jorden samtidig lavere end ved opsætning, bl.a. pga. nedbrydning i jorden.

Data til karakterisering af planterne (bladareal, bladvolumen, bladmasse, plantemasse etc.) findes ved lineær interpolation mellem forholdene ved opsætning af forsøg og ved afslutning af forsøg. Sammensætningen i plantedelen primært m.h.t. vandindhold og lipidindhold er antaget konstant igennem forsøgene.

I det oprindelige udtryk i den simple en-kompartment model (Trapp og Matthies, 1995) blev en eksponentiel vækst af bladvolumen antaget:

(13)

hvor:

l_G er en vækstfaktor

Da dette udtryk kræver kendskab til bladvolumen til minimum to forskellige tidspunkter, er det ikke velegnet til simulering af de udførte forsøg. I stedet er, som tidligere nævnt, anvendt en lineær interpolation mellem bladvoluminet ved start af og ved afslutning af forsøgene.

6.2.4 Stofdata

DEHP og LAS må betragtes som fysisk-kemisk meget forskellige stoffer.

DEHP

DEHP er et hydrofobt stof (logKOW = 7,5) (Pedersen & Larsen, 1996)¹ med en vandopløselighed på ca. 0,05 mg/l. Med en Henry’s konstant H » 3•10-7 atm m3/mol (Pedersen & Larsen, 1996) forventes stoffet at kunne fordampe i et vist omfang, hvorfor der kan være et vist indhold af DEHP i luften. En repræsentativ koncentration af DEHP i luften angives til ca. 1,0×10-8 g/m3 af Riederer (1995). Danske værdier for indholdet af DEHP i luften² kan beregnes til ca. 4,4×10-9 g/m3.

Nedbrydning

Fotolyse forventes ikke at være en væsentlig nedbrydningsproces for DEHP. DEHP kan nedbrydes mikrobielt under aerobe betingelser. Mineralisering af DEHP er målt til 75 - 93 % ved en inkubationstid på 140 dage i koncentrationer mellem 2 og 20 ppm i tre forskellige jorder tilsat slam (Pedersen & Larsen, 1996). I en blanding af slam og Jyndevad jord (15^oC, 28 dage, slamkoncentration = 15 g/kg jord) er fjernelsen af DEHP målt til ca. 9% ved kemisk analyse (Madsen et al., 1998). Jorden var altså den samme, og slammet var endvidere fra samme anlæg, som det, der er anvendt i dette projekt. DEHP er, som tidligere nævnt, påvist at blive metaboliseret i planter.

Fordelingskoefficient

LogKOC (KOC er fordelingskoefficienten for forholdet mellem stofkoncentrationen i den organiske kulstoffase og stofkoncentrationen i vand) er ved studier af DEHP’s binding til jord fundet at være på ca. 5, hvilket svarer godt til den logKOC = 5,2, der kan beregnes v.hj.a. QSAR-programmet EPIWIN (Syracuse, 1996). DEHP’s fordelingskoefficient i en slamberiget (1 del slam til 58 dele jord - på tørbasis) jord fra Foulum blev målt til mellem 6900 l/kg (2 dage efter sammenblanding af slam og jord) og 12400 l/kg (7 dage efter sammenblanding af slam og jord) (Henriksen et al. 1998). Det organiske indhold i Foulumjord er på ca. 2,6%, hvilket svarer til et organisk kulstofindhold på ca. 1,45%. Det organiske kulstofindhold i det anvendte slam var på 28,5%. Ved antagelse om at DEHP primært bindes til jordens organiske materiale, og ved at benytte ovennævnte måledata for KD i slamgødet jord beregnes en logKOC mellem 5,6 og 5,8. KD for DEHP i Jyndevadjord forventes at være på ca. KD = KOC×fOC =(10^5,6 - 10^5,8 ) 0,013 [l/kg] = 5100 - 9200 [l/kg]. Den højeste værdi benyttes i beregningerne. DEHP’s binding til slammet beregnes tilsvarende til ca. (10^5,6 - 10^5,8 ) 0,25 [l/kg]³ = 100.000 - 160.000 [l/kg]. Den højeste værdi benyttes i beregningerne.

TSCF

TSCF, som er af betydning for den videre transport af stoffet ind i planten,forventes at kunne beregnes ud fra Briggs’ udtryk (ligning (2)).

LAS

LAS, der er et anionisk tensid, vil kunne befinde sig i vandfasen i høje koncentrationer. Ved de lave koncentrationer (under CMC) er stoffet i reel opløsning, mens LAS ved de højere koncentrationer danner miceller. Det har en meget lav flygtighed fra vand, hvorfor luftens indhold af LAS forventes at være negligibelt. Dog indeholder støv i indeluft betydelige mængder LAS (Vejrup 1996). LAS er endvidere ioniserbart, hvorfor det må forventes at befinde sig både på ioniseret (anionisk) og på neutral form.

Nedbrydning

LAS er letnedbrydeligt under aerobe betingelser men nedbrydes ikke under anaerobe forhold. En halveringstid på ca. 26 dage er fundet for LAS i en slam-jord matrix (15^oC, 28 dage, slamkoncentration = 15 g/kg jord) (Madsen et al., 1998). LAS forventes at blive omsat i planter i et vist omfang.

Binding til slam

Bindingen af LAS til slam er i litteraturen fundet at variere mellem ca. 1000 l/kg og 5200 l/kg. Bindingen er bl.a. afhængig af slamtypen (aktivieret slam, primær slam etc) og kædelængden. Her antages en binding af LAS til slam på 1900 l/kg TS, hvilket er angivet som en gennemsnitlig KD for LAS til slam (Painter, 1992).

Binding til jord

Bindingen af LAS til jord er meget afhængig af kædelængden af LAS og af jordtypen. LAS er således fundet at blive bundet til visse lerfraktioner (f.eks kaolinite) samt kraftigt til humus (se f.eks. Matthijs & De Henau, 1985). Fordelingskoefficienten for LAS i humussyre er fundet til ca. 1000 - 1700 [l/kg], hvoraf en logKOC på 2,8 - 3,0 kan beregnes. Bindingen er endvidere pH-afhængig. I bilag 5 er målinger af fordelingskoefficienten for LAS i forskellige jordtyper samlet. Ved sammenligning af data gengivet i bilag 5 med textur-data for Jyndevadjorden, vurderes det, at KD for LAS i Jyndevadjord er på ca. 4 [l/kg].Det skal dog bemærkes, at der i øjeblikket ikke foreligger data, der muliggør en præcis fastlæggelse af KD for et et ladet overfladeaktivt stof som LAS.

TSCF

TSCF for LAS er ikke umiddelbart nem at bestemme. Dette skyldes dels, at det kan optræde både som anion og neutralt, dels dets tenside egenskaber. TSCF forventes at være meget lav, da LAS sandsynligvis primært vil befinde sig på anionisk form. I modelberegningerne anvendes derfor to værdier for TSCF; dels beregnes den efter Briggs’ udtryk (ligning (2)), dels beregnes den TSCF-værdi, der passer bedst til resultaterne af dyrkningsforsøgene.

De egenskaber for stofferne LAS og DEHP, der er anvendt i modelberegningerne, er opsummeret i tabel 6.3.

Tabel 6.3
_^Stofdata

1. Der er meget stor usikkerhed på DEHP’s fysisk-kemiske egenskaber. Her benyttes de fysisk-kemiske egenskaber for DEHP, som, på basis af en kritisk gennemgang af eksisterende data for stoffet, er anbefalet af Pedersen & Larsen (1996)

2. Nedfaldet af DEHP med nedbør af målt til ca. 0,2 mg/m²/år (Vikelsøe, 1998), hvilket med en antagelse om en årlig nedbør på 700 mm giver et indhold i regnvand på 0,33 mg/m³. Med en Henrys konstant på 3× 10^-7 atm× m³/mol og en molvægt på 390,6 g/mol svarer dette til et indhold i luften på ca. 4,4× 10^-9 g/m³

3. Slammets indhold af organisk kulstof er ikke målt, men det forventes at være omkring 0,25 kg/kg TS

 

 

7. Konklusioner

Metoder etableret
Der er etableret metoder til gennemførelse af kontrollerede forsøg i væksthus med optag af miljøfremmede stoffer (DEHP og LAS) i unge bygplanter og gulerødder fra jord/slam blandinger. I metoderne indgår bestemmelse af stoffernes nedbrydning og restkoncentrationer, samt tilvejebringelse af en række af de parametre for vækstbetingelser, udbytter og udbyttekvalitet, der er nødvendige i modellering af planteoptag af miljøfremmede stoffer.

Forsøg med byg og gulerod
Der er gennemført to forsøgsserier med dyrkning af unge bygplanter og én serie med dyrkning af gulerødder, hvor vækstparametre, udbytter og udbyttekvalitetsparametre, samt koncentrationer af DEHP, total LAS og andre miljøfremmede stoffer er fulgt. Doseringen af slam blev varieret, svarende til fra 1/15 til 15 gange den "realistisk højeste" dosering ved anvendelse i jordbrug på 6 t slamtørstof per ha.

LAS i planter
Der er fundet LAS i koncentrationer under 0,5 mg/kg TS i prøver af unge bygplanter fra dyrkningsforsøgene. Afsætning fra luften og ikke optag via rødderne vurderes at være kilden. Der er fundet LAS op til 19 mg/kg TS i prøver af bygrødder for de højere doseringer af slam. Hvorvidt der er tale om stof i rødderne eller ikke fjernede slamrester fra jord/slam blandingen kan ikke afgøres. I prøver af gulerodskerne, -skræl og -top kunne ikke påvises LAS over analysedetektionsgrænsen på 0,5 mg LAS/kg TS, undtagen for to prøver, hvor 0,5-0,6 mg LAS/kg TS blev fundet.

DEHP i planter
Der er fundet DEHP i koncentrationer under 1 mg/kg TS i prøver af unge bygplanter fra dyrkningsforsøgene. Afsætning fra luften og ikke optag via rødder vurderes at være kilden, undtagen muligvis for den højeste dosering af slam (90 t TS/ha). Der er fundet svagt forhøjede indhold af DEHP (op til 1,3 mg DEHP/kg TS) i planterødder dyrkede i de højeste slamdoseringer. Der er påvist DEHP i gulerodskerne, -skræl og –top i koncentrationer under 10 mg/kg TS, men kun for den højeste slamdosering ses en antydning af optag i kerne af DEHP fra doseret slam (ikke statistisk signifikant). Gulerodsskræl indeholdt højere koncentrationer af DEHP end kerne og top. Der er ikke tegn på optag i gulerodstop via rødderne.

Nedbrydning i jorden
Under dyrkningsforsøgene blev LAS nedbrudt delvist i jorden, men der var betydelige restkoncentrationer i de højeste slamdoseringer. DEHP blev nedbrudt i ringere grad end LAS. Når optag af LAS og DEHP ikke kan påvises, skyldes det derfor ikke, at stofferne var elimineret fra jord/slam blandingerne ved nedbrydning, inden planternes vækstperiode var slut. For såvel LAS som for DEHP var nedbrydningen mest effektiv af stofferne tilsat som spiking uden slamtilsætning, samt når der groede planter i jord/slam blandingerne. For LAS kunne konstateres en mindre effektiv nedbrydning, når slammet var tilsat som klumper, sammenlignet med den ellers anvendte tilsætning af findelt slam.

Optag meget begrænset
Samlet kan det konkluderes, at LAS i forsøgene med sikkerhed ikke blev optaget til koncentrationer over 1 mg total LAS/kg TS i unge bygplanter og i gulerodsplanter, mens der sås adsorption til/optag i bygplanters rødder (under 20 mg total LAS/kg TS). DEHP blev med sikkerhed ikke optaget til koncentrationer over 1 mg/kg TS i unge bygplanter, ikke til koncentrationer over 10 mg/kg TS i gulerodsplanter, og adsorberedes/optoges kun begrænset i bygplanters rødder (med sikkerhed mindre end 2 mg/kg TS).

Modelberegninger
PlantX og Paterson & Mackays model giver sammenlignelige resultater. En-kompartmentmodellen giver endvidere sammenlignelige resulater for stoffet DEHP i blade + stængel mens modellen generelt angiver lavere koncentrationer af LAS i blade + stængel end de øvrige to modeller.

LAS overestimeret
Samtlige modeller beregner for høje koncentrationer af LAS i både rødder og overjordiske plantedele. En væsentlig årsager hertil kan være, at røddernes biologiske barriere er mere effektiv overfor optag af ladede stoffer end antaget i beregningerne. Endvidere kan de faktiske koncentrationer i jorden i umiddelbar nærhed af planterødderne være væsentligt lavere end de gennemsnitskoncentrationer, der anvendes i modellerne. Endelig kan det ikke udelukkes, at LAS rent faktisk er optaget i planterne, men metaboliseret til andre stoffer, der ikke er analyseret for. Det kan på baggrund af forsøgsresultaterne ikke vurderes, hvilken vægt disse forhold skal tillægges.

DEHP underestimeret
Koncentrationen af DEHP i rødder undervurderes af de tre egentlige modeller. Den i TGD (EU, 1996) anbefalede beregning undervurderer koncentrationen med en faktor 10. Under antagelse af, at de målte koncentrationer i rodprøver afspejler indholdet i plantevævet, kan de "for lave" koncentrationer fra modellerne tænkes at skyldes, at der er benyttet for høje K_D-værdier for bindingen til jordpartikler, eller at den ved Briggs udtryk beregnede TSCF-værdi er for lav. I begge tilfælde skyldes afvigelsen i givet fald, at de parametre for stoffets fysisk/kemiske egenskaber, der er anvendt, er ukorrekte, hvilket illustrerer betydningen af tilgængeligheden af højkvalitetsdata for stofegenskaber.

Koncentrationen af DEHP i blade undervurderes ved beregninger, der ikke omfatter optag af stof fra luften, hvorimod beregninger med de tre egentlige modeller støtter antagelsen om, at det i bladene fundne DEHP stammer fra optag fra luften.

Resultaterne af forsøgene og de gennemførte modelberegninger viser, at hvis modellernes forudsigelser skal forbedres, er der behov for, at stoffernes biotilgængelighed i jord, slam og/eller jord/slamblandinger undersøges separat og at hastigheden af bionedbrydningen sættes i relation til hastigheden af frigørelse af stofferne fra slampartikler. Endvidere er der behov for laboratorieforsøg til fastlæggelse af parametre, der er karakteristiske for planterne, nemlig hvor meget stof, der faktisk kan passere endodermis og bliver optaget i ledningsvævet, hvorvidt eventuelt optaget stof metaboliseres i planterne, og i hvor høj grad stofferne sorberes i rodens ydre lag.

 

8. Litteratur

Andersen K. & S.Bennetzen S. (1996): Vurdering af analysemetoder til bestemmelse af udvalgte potentielt sundhedsfarlige stoffer i plantemateriale, Fase I. Rapport til Miljøstyrelsen.

Briggs G.G., R.H. Bromilow & A.A. Evans (1982): Relationships between lipophilicity and root uptake and translocation of non-ionised chemicals in barley. Pestic. Sci. 13, 495-504.

Briggs G.G., R.H. Bromilow, A.A. Evans & M. Williams (1983): Relationships between lipophilicity and the distribution of non-ionised chemicals in barley shoots following uptake by the roots. Pestic. Sci. 14, 492-500.

Briggs G.G., R.L.O. Rigitano & R.H. Bromilow (1987): Physico-chemical factors affecting uptake by roots and translocation to shoots of weak acids in barley. Pestic.Sci., 19, 101-112.

Bromilow R.H. & K. Chamberlain (1995): Principles Governing Uptake and Transport of Chemicals. In: Plant Contamination (Edited by S. Trapp & J.C. McFarlane). CRC Press, Inc., Florida. 254 s.

Christie, W.W. (1982): Lipid Analysis. 2^nd Ed., Pergamon, Oxford.

Dansk Standard (1980): Statistisk fortolkning af data, estimationsmetoder og test for middelværdier og varianser, DS/ISO 2854, Dansk Standardiseringsråd.

DMU og VKI (1997): Bestemmelse af miljøfremmede stoffer i slam - PAH, DEPH, NPE og LAS. Metodeforslag udarbejdet af Danmarks Miljøundersøgelser og VKI for Miljøstyrelsen.

Duncan, A.J. (1974): Quality Control and Industrial Statistics, Illinois 1974.

Evans, D.E., P.E. Taylor, M.B. Singh & R.B. Knox (1991): Quantitative Analysis of Lipids and Protein from the Pollen of Brassica napus L.. Plant Sci., 73: 117-126.

European Commission (1996)"Technical Guidance Document in Support of Commission Directive 93/67/EEC on Risk Assessment for New Notified Substances and Commission Regulation (EC) No 1488/94 on Risk Assessment for Existing Substances". Part II. Office for official publications of the European Communitites. Luxembourg. 503 s.

Figge K. & P. Schöberl (1989): LAS and its use in Agriculture. Tenside Surfactant Detergents 26(2), 122-128.

Folch J., M. Lees & G.H.S. Stanley (1957): A Simple Method for the Isolation and Purification of Total Lipids from Animal Tissues. J. Biol. Chem., 226: 497-509.

Heidmann T. (1989): Startkarakterisering af arealer til systemforskning. IV. Resultater for arealet ved Jyndevad. Tidsskrift for planteavls specialserier. Beretning nr. S2021, pp. 165.

Henriksen, K., P. Roslev, P. Madsen & P. Møldrup (1998). Mikrobiel nedbrydning af DEHP i slamberiget landbrugsjord. DAKOFA-konference om genanvendelse af organiske restprodukter i bæredygtigt jordbrug, afholdt den 16. november 1998. København.

Howard P.H. (1989): Handbook of Environmental Fate and Exposure Data for Organic Chemicals". Lewis Publishers. Florida.

Hung H. & D. Mackay (1998): A novel and simple model of the uptake of organic chemicals by vegetation from air and soil. Chemosphere, 35 (5) , p. 959-977.

Komob a D., C. Lagebartels & H. Sandermann (1995): Metabolic Processes for Organic Chemicals in Plants. In: Plant Contamination (Edited by S. Trapp & J.C. McFarlane). CRC Press, Inc., Florida. 254 s.

Kristensen P. et al. (1996): Anvendelse af affaldsprodukter til jordbrugsformål. Miljøprojekt nr. 328, Miljøstyrelsen.

Litz N., H.W. Doering, M. Thielse & H.P. Blume (1987): The behaviour of linear alkyl benzene sulphonate in different soils; A comparison between field and laboratory studies.

Ecotoxicology and Environmental Safety, 14, 103-106.

Madsen T., M. Winther-Nielsen & L. Samsøe-Petersen (1998): Effects of Organic Chemicals in Sludge Applied to Soil

Rapport til Miljøstyrelsen, dateret september 1998.

Matthijs E. & H. De Henau (1985): Adsorption and desorption of LAS. Tenside Detergent, 22: 299-304.

Miljøstyrelsen (1996): Bekendtgørelse nr. 823 om anvendelse af affaldsprodukter til jordbrugsformål, Miljø- og Energiministeriet 16. september 1996.

Ou Z., Y. Ayfer, Y. He, L. Jia, A. Kettrup & T. Sun (1996): Adsorption of linear alkylbenzene sulphonate (LAS) on soils.

Chemosphere, 32, 827-839

Painter H.A. (1992): "Anionic Surfactants". The Handbook of Environmental Chemistry, Volume 3, Part F. Springer-Verlag Berlin.

Paterson S., D. Mackay & C. McFarlane (1994): A model of organic chemical uptake by plants from soil and the atmosphere.

Environ. Sci. Technol., 28, 2259-2266

Pedersen F. & J. Larsen (1996): Review of Environmental Fate and Effects of di(2-ethylhexyl)phthalate. Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen no. 54. København.

Riederer M. (1995): Partioning and Transport of Organic Chemicals between the Atmospheric Environment. In: Plant Contamination (Edited by S. Trapp & J.C. McFarlane). CRC Press, Inc., Florida. 254 s.

Syracuse Research Corporation (1996): "LOGKOW software program."

Trapp S. & M. Matthies (1995): Generic one-compartment model for uptake of organic chemicals by foliar vegetation. Environ. Sci. Technol., 29, 2333-2338.

Trapp S. (1995): Model for Uptake of Xenobiotics into Plants.

In: Plant Contamination (Edited by S. Trapp & J.C. McFarlane). CRC Press, Inc., Florida. 254 s.

Travis C.C. & D.D. Arms (1988): Bioconcentration of Organics in beef, milk and vegetation. Environ. Sci. Technol., 22(3), 271-274.

Vejrup K.V. (1996). Kemiske stoffer fra rengøringsmidler og deres betydning for indeklimaet. Ph.D.-afhandling, København:Arbejdstilsynet, Arbejdsmiljøinstituttet, 1996.

Vikelsøe J. (1998): Sources of phthalates and nonylphenoles in municipal waste water. A study in a local environment. NERI Technical Report No. 225 1998

 

9. Bilag 1

Analyseresultater og metodebeskrivelse for GC-MS screening af slam, jord og slam/jordblandinger på VKI, forsøg med byg, 1996.

Resultater fra screening af fast prøve ved GC-MS.

1. Blødgørere og trifosforestre.

Blødgørere og trifosforestre	Enhed	Slam	Gødet jord	JHO ABCD	JH5 ABCD
		27/11 -96	27/11 -96	18/12 -96	18/12 -96
Bis(2-chlorethoxy)methan Bis(2-chlorethyl)ether Bis(2-chlorisopropyl)ether Bis(2-ethylhexyl)phthalat (DEHP) Bromphenylphenyl ether, 4- Butylbenzylphthalat Chlorphenylphenyl ether, 4- Diethyl phthalat Dimethyl phthalat Di-n-butyl phthalat Di-n-octyl phthalat Nonylphenol (+ethoxylater) Tributylfosfat Tricresylfosfat Triphenylfosfat	µg/kg TS	< 20 < 20 < 20 65.000 < 150 81 < 150 74 < 20 < 20 34 44.000 3.800 37.000 94	< 20 < 20 < 20 270 < 150 < 20 < 150 < 20 < 20 45 < 20 150 < 20 120 < 20	< 20 < 20 < 20 46 < 150 < 20 < 150 < 20 < 20 < 20 < 20 84 < 20 42 < 20	< 20 < 20 < 20 3.900 < 150 23 < 150 < 20 < 20 < 20 44 810 130 4.400 < 20

Dato: 10. marts 1997
Init.: SUB
Sag: 10099
Resultatskema 1.1

Risø
Att.: Christian Grøn

 

Resultater fra screening af fast prøve ved GC-MS.

2. Chlorbenzener.

Chlorbenzener	Enhed	Slam	Gødet jord	JHO ABCD	JH5 ABCD
		27/11 -96	27/11 -96	18/12 -96	18/12 -96
Dichlorbenzen, 1,2- Dichlorbenzen, 1,3- Dichlorbenzen, 1,4- Trichlorbenzen, 1,2,4- Tetrachlorbenzen, 1,2,4,5- Hexachlorbenzen Hexachlorbutadien Hexachlorcyclopentadien Hexachlorethan	µg/ kg TS	< 5 13 150 < 5 6 < 5 < 5 < 5 < 5	< 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 8 < 5	< 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5	< 5 < 5 12 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5

Dato: 8. marts 1997
Init.: SUB
Sag: 10099
Resultatskema 1.2

Risø
Att.: Christian Grøn

 

Resultater fra screening af fast prøve ved GC-MS.

3. Phenoler.

Phenoler	Enhed	Slam	Gødet jord	JHO ABCD	JH5 ABCD
		27/11 -96	27/11 -96	18/12 -96	18/12 -96
Chlor-3-methylphenol, 4- Chlorphenol, 2- Dichlorphenol, 2,4- Dichlorphenol, 2,6- Dimethylphenol, 2,4- Methylphenol, 2- Methylphenol, 3/4- Nitrophenol, 2- Nitrophenol, 4- Pentachlorphenol Phenol Tetrachlorphenol, 2,3,4,6- Trichlorphenol, 2,4,5- Trichlorphenol, 2,4,6-	µg/ kg TS	< 5 < 5 < 5 < 5 < 5 67 46 < 5 < 5 < 5 12 < 5 < 5 30	< 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5	< 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5	< 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5

Dato: 8. marts 1997
Init.: SUB
Sag: 10099
Resultatskema 1.3

Risø
Att.: Christian Grøn

 

Resultater fra screening af fast prøve ved GC-MS.

4. PAH .

PAH	Enhed	Slam	Gødet jord	JHO ABCD	JH5 ABCD
		27/11 -96	27/11 -96	18/12 -96	18/12 -96
Acenaphthen Acenaphthylen Anthracen Benzo(a)anthracen Benzo(bjk)fluoranthen Benzo(ghi)perylen Benzo(a)pyren Chrysen/Triphenylen Dibenzo(ah)anthracen Fluoranthen Fluoren Indeno(1,2,3-cd)pyren Naphthalen Methylnaphthalener (C1) Dimethylnaphthalener (C2) Phenanthren Pyren Trimethylnaphthalener (C3)	µg/ kg TS	180 < 10 270 46 270 140 160 < 10 210 18 160 25 490 1.600 5.300 2.900 32 5.100	< 10 < 10 < 10 < 10 81 15 10 16 < 10 17 < 10 30 28 15 36 21 < 10 50	< 10 < 10 < 10 < 10 25 < 10 < 10 29 < 10 < 10 < 10 < 10 10 < 10 < 10 13 < 10 < 10	< 10 < 10 < 10 < 10 280 43 130 -* < 10 12 17 12 27 100 470 26 10 590

*: Ikke bestemt pga. interferens.

Dato: 8. marts 1997
Init.: SUB
Sag: 10099
Resultatskema 1.4

Risø
Att.: Christian Grøn

 

Resultater fra screening af fast prøve ved GC-MS.

5. PCB og chlorerede pesticider.

PCB og chlorerede pesticider	Enhed	Slam	Gødet jord	JHO ABCD	JH5 ABCD
		27/11 -96	27/11 -96	18/12 -96	18/12 -96
Aldrin HCH, alfa- HCH, beta- HCH, delta- HCH, gamma- DDD, p,p'- DDE, p,p'- DDT, p,p'- Dieldrin Endosulfan I Endosulfan II Endosulfan sulfat Endrin Heptachlor Heptachlorepoxid Methoxychlor CB #28 CB #52 CB #101 CB #118 CB #138 CB #153 CB #180	µg/ kg TS	< 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 5 22 45 < 5 < 5 < 5 < 5	< 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5	< 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5	< 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 15 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5

Dato: 8. marts 1997
Init.: SUB
Sag: 10099
Resultatskema 1.5

Risø
Att.: Christian Grøn

 

Resultater fra screening af fast prøve ved GC-MS. - 6. Pesticider + diverse.

Pesticider + diverse	Enhed	Slam	Gødet jord	JHO ABCD	JH5 ABCD
		27/11 -96	27/11 -96	18/12 -96	18/12 -96
Chlorbenzilat Chlornaphthalen, 2- D, 2,4- DB, 2,4,5- DP, 2,4- Diallat Dimethoat Dinitrotoluen, 2,4- Dinitrotoluen, 2,6- Disulfoton Ethylmethansulfonat Ethyl parathion Famphur Isodrin Isophoron Isosafrol, cis- og trans- Kepon MCPA, 2,4- MCPP Methylcholanthren, 3- Methyl parathion Napthoquinon, 1,4- Nitrobenzen Phorat Pronamid Safrol T, 2,4,5- TP, 2,4,5- Thionazin Triethylfosforothionat, o,o,o-	µg/kg TS	< 5 100 < 5 < 5 < 5 < 5 < 100* < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 100* ** < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5	< 5 24 < 5 < 5 < 5 < 5 < 100* < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 100* ** < 5 < 5 43 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5	< 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 100* < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 100* ** < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5	< 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 100* < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 100* ** < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5 < 5

*: Forhøjet detektionsgrænse pga. interferens. **: Ikke bestemt pga. interferens

GC-MS MULTI-SCREENING FOR UDVALGTE ORGANISKE FORBINDELSER.

PRINCIP: Gaschromatografi/massespektrometrimetoden dækker bestemmelsen af mere end 100 organiske forbindelser, der kan ekstraheres med et organisk opløsningsmiddel.

Forbehandling af prøver

Faste prøver, sedimenter og slam (TS > 10%). En afvejet mængde prøve (ca. 50 g eller svarende til 10 g tørstof) ekstraheres med dichlormethan efter, at pH er justeret til under 2. Dichlormethan ekstraktet tørres og opkoncentreres. En delprøve tages fra til analyse for blødgørere. Ekstraktet behandles med aktiveret kobber, derivatiseres vha. diazomethan, oprenses på Florisil søjle.

Analyse af prøver og resultat af screening

Ekstrakterne analyseres ved GC-MS i scan mode vha. pulsed splitless injektion, kapillær kolonne og temperaturprogrammering. Kvalitativ identifikation af parametrene i ekstraktet udføres ved brug af retentionstid og relativ abundance for udvalgte karakteristiske masser (m/z), og en kvalifikationsværdi (Qvalue %) beregnes for hver kalibreret forbindelse, ved at Qualifier ion forholdet sammenlignes med metodens database.

For hvert ekstrakt bestemmes indholdet af hver specifik forbindelse i ekstraktet ved kvantisering efter kalibrering med eksterne standardopløsninger, der indeholder de ca. 100 forbindelser. Beregningen foretages vha. en karakteristisk ion under anvendelse af intern standard. En liste over de kalibrerede organiske parametre er vedlagt.

INTERN KVALITETSKONTROL: Genfinding beregnes ud fra surrogatstandarder, der tilsættes inden ekstraktionen. Resultaterne er ligeledes kontrolleret ved samtidig analyse af spikede, naturlige jordprøver.

DETEKTIONSGRÆNSER: Metodens detektionsgrænser ligger mellem 1 og 150 mg/kg TS for faste prøver. Detektionsgrænserne kan evt. sænkes ved anvendelse af GC-MS i SIM mode, men herved mistes metodens fleksibilitet til at identificere ikke kalibrerede parametre.

Parameterliste

1. Blødgørere og trifosforestre.

* * * * * * * *

Bis(2-chlorethoxy)methan Bis(2-chlorethyl)ether Bis(2-chlorisopropyl)ether Bis(2-ethylhexyl)phthalat (DEHP) Bromphenylphenyl ether, 4-Butylbenzylphthalat Chlorphenylphenyl ether, 4- Diethyl phthalat

* * * * * * * *

Dimethyl phthalat Di-n-butyl phthalat Di-n-octyl phthalat Nonylphenol (+ethoxylater) Tributylfosfat Tricresylfosfat Triphenylfosfat

2. Chlorbenzener.

* * * * *

Dichlorbenzen, 1,2- Dichlorbenzen, 1,3- Dichlorbenzen, 1,4- Trichlorbenzen, 1,2,4- Tetrachlorbenzen, 1,2,4,5-

* * * *

Hexachlorbenzen Hexachlorbutadien Hexachlorcyclopentadien Hexachlorethan

3. Phenoler.

* * * * * * * *

Chlor-3-methylphenol, 4- Chlorphenol, 2- Dichlorphenol, 2,4- Dichlorphenol, 2,6- Dimethylphenol, 2,4- Methylphenol, 2- Methylphenol, 3- Methylphenol, 4-

* * * * * * *

Nitrophenol, 2- Nitrophenol, 4- Pentachlorphenol Phenol Tetrachlorphenol, 2,3,4,6- Trichlorphenol, 2,4,5- Trichlorphenol, 2,4,6-

4. PAH.

* * * * * * * * *

Acenaphthen Acenaphthylen Anthracen Benzo(a)anthracen Benzo(b)fluoranthen Benzo(k)fluoranthen Benzo(ghi)perylen Benzo(a)pyren Chrysen/Triphenylen

* * * * * * * * *

Dibenzo(ah)anthracen Fluoranthen Fluoren Indeno(1,2,3-cd)pyren Naphthalen Methylnaphthalener (C1) Dimethylnaphthalener (C2) Phenanthren Trimethylnaphthalener (C3)

5. PCB og chlorerede pesticider.

* * * * * * * * * * * *

Aldrin HCH, alfa- HCH, beta- HCH, delta- HCH, gamma- DDD, p,p'- DDE, p,p'- DDT, p,p'- Dieldrin Endosulfan I Endosulfan II Endosulfan sulfat

* * * * * * * * * * *

Endrin Heptachlor Heptachlorepoxid Methoxychlor CB #28 CB #52 CB #101 CB #118 CB #138 CB #153 CB #180

Dato: 8. marts 1997
Init.: SUB
Sag: 10099
Analysemetode 1.3

Risø
Att.: Christian Grøn

 

6. Pesticider og diverse andre.

* * * * * * * * * * * * * * *

Chlorbenzilat D, 2,4- DB, 2,4- DP, 2,4- Diallat Dimethoat Dinitrotoluen, 2,4- Dinitrotoluen, 2,6- Disulfoton Ethylmethansulfonat Ethyl parathion Famphur Isodrin Isophoron Isosafrol, cis- og trans-

* * * * * * * * * * * * * *

Kepon MCPA, 2,4- MCPP Methylcholanthren, 3- Methyl parathion Napthoquinon, 1,4- Nitrobenzen Phorat Pronamid Safrol T, 2,4,5- TP, 2,4,5- Thionazin Triethylfosforothionat, o,o,o-

GC-MS.MET 100397/SUB

 

 

11. Bilag 3

Metoder anvendt på RISØ.

Vandholdende evne, WHC
Jordens vandholdende evne er bestemt ved tragtmetoden (modificeret efter Peters, 1965). I en Büchnertragt afvejes 100 g lufttørret jord som langsomt mættes med vand. Tragten tildækkes med perforeret parafilm og jorden afdræner i 24 timer. Herefter bestemmes jordens vandindhold gravimetrisk (tørring 24 timer ved 105 ° C). For jordprøver udtaget i 1996 benyttedes afvejning af 1 til 1,5 kg tør jord i plastbeholder med perforering i bunden, men ellers tilsvarende fremgangsmåde.

Bladareal
Bladareal er beregnet efter lineær optisk skanning af grønne dele (byg) eller separat af blad og stængel (gulerodstop) ved brug af areal måler (Delta-T Devices Ltd., Cambridge, England) (Jensen, 1987). Der er målt bladareal for 6 bygplanter fra hver dosering og for én gulerod fra to kar fra hver dosering. Udfra påvist lineær sammenhæng imellem våd vægt af gulerodstop og målt bladareal er det totale bladareal i hvert kar efterfølgende beregnet udfra den totale våd vægt af gulerodstop i karret.

Biovolumen
Biovolumen blev bestemt ved at måle den fortrængte mængde vand efter separat nedsænkning af blad, stængel og rod i 50 ml vand (byg) eller 70% (V/V) ethanol i vand (gulerødder) i 100 ml måleglas. Til bestemmelserne blev der medtaget målinger på 6 bygplanter samlet fra hver dosering og på en gulerodsplante fra to kar fra hver dosering. Densiteten er for byg og gulerodstop beregnet udfra målt biovolumen og vægt for de udtagne planter, mens densiteten for gulerødder er beregnet udfra målt biovolumen og anslået vægt baseret på røddernes gennemsnitlige diameter, længde og vægt.

Tørstof og glødetab
Der bestemt tørstof og glødetab af plante- og jordprøver efter Dansk Standard, DS 204.

Total lipid
Total lipidindhold blev bestemt ved ekstraktion med chloroform/methanol, 2:1, vask af ektraktet for salte med vand og inddampning med gravimetrisk bestemmelse af total lipid (Christie 1982, Evans et al, 1991 og Folch et al 1957).

Ulejret tør-rumvægt
Ulejret tør-rumvægt (massefylde) af jord er bestemt efter Plantedirektoratets fælles arbejdsmetoder for jordbundsanalyser (1994).

Syrekapacitet
Syrekapacitet (pH i vandig opslemning) af jord er bestemt efter Plantedirektoratets fælles arbejdsmetoder for jordbundsanalyser (1994).

Bestemmelse af LAS i plantemateriale, jord og slam
Plantematerialet frysetørres og formales, C₈-LAS tilsættes som intern kontrol, og materialet ekstraheres ad flere omgange i Soxhlet udstyr i specialrenset ekstraktionshylster. Ekstraktet oprenses på anionbytter- og reverse-phasekolonner. Det samlede, oprensede ekstrakt inddampes under ren kvælstof og HPLC-analyseres ved gradienteluering med acetonitril/vand og fluorescensdetektion.

Summen af hver af isomérblandingerne med kædelængde C₁₀, C₁₁, C₁₂ og C₁₃ kvantificeres og retentionstiden fastlægges udfra en kommercielt tilgængelig blanding af LAS med forskellig kædelængde (Marlon A). Resultaterne opgives som total LAS, svarende til summen af de 4 isomérblandinger (homologe).

Prøver af jord og slam analyseres tilsvarende, men ved høje koncentrationer oparbejdes kun en mindre del af ekstrakterne til analyse.

Bestemmelse af DEHP i plantemateriale, jord og slam
Plantemateriale klippes i stykker, tilsættes renset, vandfrit natriumsulfat og extraheres med en Ultra-Turrax homogenisator i hexan/acetone. Extraktet inddampes og oprenses på en aluminiumoxid kolonne. Det oprensede extrakt opkoncentreres ved delvis inddampning under ren kvælstof og analyseres med GC/MS/MS (ion 121+65 kvantificeres). Med henblik på at forhindre forurening af ekstrakterne under inddampning er til formålet bygget et aflukket inddampningskammer.

Prøver af jord og slam analyseres tilsvarende, men der foretages ikke oprensning af ekstrakterne på kolonner inden analyse. Jord og slam frysetørres, neddeles og homogeniseres inden analyse.

Referencer
Christie, W.W., 1982. Lipid Analysis. 2^nd Ed., Pergamon, Oxford.

Dansk Standard (1991) Standarder for Vand & Miljø. Fysiske og kemiske metoder, Bind 1. Dansk Stardardiseringsråd.

Evans, D.E., P.E. Taylor, M.B. Singh & R.B. Knox, 1991. Quantitative Analysis of Lipids and Protein from the Pollen of Brassica napus L.. Plant Sci., 73: 117-126.

Jensen, E.S. 1987. Seasonal patterns of growth and nitrogen fixation in field grown pea. Plant and Soil 101, 29-37

Folch, J., M. Lees & G.H.S. Stanley, 1957. A Simple Method for the Isolation and Purification of Total Lipids from Animal Tissues. J. Biol. Chem., 226: 497-509.

Peters, D.B. 1965. Water availability. In: (C.A. Black, D.D. Evans, J.L. White, L.E. Ensminger, and F.E. Clark eds.) Methods of Soil Analysis - Part 1. Physical and Mineralogical Properties, Including Statistics of Measurements and Sampling. Agronomy no. 9, American Society of Agronomy, Madison. pp 279-285.

Plantedirektoratet, 1994. Fælles arbejdsmetoder for jordbundsanalyser. Landbrugsministeriet, Plantedirektoratet.

 

 

12. Bilag 4

Datasamling for væksthusforsøg med byg 1996, med gulerødder 1998 og med byg 1998

Byg 1996 : Se her

1: tørstof

2: med planter/uden planter

Tabel 2: Se her

1: tørstof

Byg 1998 : Se her

1: tørstof

Behand- ling	Omtrent- lig	Vækst- og udbyttekvalitetsparametre
nummer	slam- dosering	Planter per potte	Plantemasse per potte	Tør- stof	Gløde- tab	Plante- længde
	t slam TS/ha	stk.	g våd vægt	%	% af TS1	cm
0	0	39	38	10	82	39
5	90	38	34	12	85	37
6	90 spiket	38	41	10	82	40

1: tørstof

Gulerødder 1998, side 1: Se her

1: tørstof

2: med planter/uden planter

Tabel: Se her

1: tørstof

Gulerødder 1998, side 2 : Se her

Gulerødder 1998, side 3

Behandling	Omtrentlig	Gulerodsskræl, udbyttekvalitetsparametre
nummer	slam- dosering	Tørstof	Glødetab	Lipid
	t slam TS/ha	%	% af TS1	mg/g TS
0	0	11	85	21
1	0,4	12	86	20
2	1,5	10	87	19
3	6	10	86	19
4	23	11	88	21
5	90	14	89	26
6	90 spiket	10	87	20

 

Behandling	Omtrentlig	Gulerodskerne, udbyttekvalitetsparametre
nummer	slamdosering	Tørstof	Glødetab	Lipid
	t slam TS/ha	%	% af TS1	mg/g TS
0	0	13	93	27
1	0,4	12	92	25
2	1,5	12	93	25
3	6	12	93	25
4	23	12	92	29
5	90	14	93	24
6	90 spiket	12	92	26

 

13. Bilag 5

Binding af LAS i jord: Se her

 

14. Bilag 6

Beregning af TSCF for DEHP i gulerødder

Beregning af TSCF for DEHP i gulerødder

Til følgende grove overslagsberegning af TSCF for DEHP i gulerødder gøres nu følgende antagelser

• at DEHP alene optages i planten ved optag med transpirationsflowet.

• at den målte koncentration af DEHP i gulerodsskrællen er et udtryk for stofkoncentrationen i roden, før passage af endodermis.

• at den målte koncentration af DEHP i kernen er et udtryk for stofkoncentrationen efter passage af endodermis.

• at fordelingen af DEHP i vand, lipid og andre fase er den samme både før og efter passage af endodermis. Dette er en lidt grov tilnærmelse, da lipidindholdet i skrællen er lidt lavere end i kernen. Tørstofindholdet i skrællen og kernen er dog næsten identisk.

Med disse antagelser beregnes en TSCF af:

I tabel B6.1 er de beregnede TSCF-faktorer givet for de forskellige slamdoseringer.

Tabel B6.1

Beregnet TSCF for DEHP i gulerødder

Behandlingsnummer	TSCF
0	0,10
1	0,11
2	0,27
3	0,15
4	0,27
5	0,28
6	0,28
Gnm:	0,21

 

15. Bilag 7

Beregnede og målte stofkoncentrationer i planter ved simple massebalanceovervejelser

M1: Beregningsmetode 1: forskellen i den mængde stof, der er forsvundet fra jord med plante hhv. fra jord uden plante, er antaget som et udtryk for den mængde stof, der er optaget i planten.

M2: Beregningsmetode 2: mængden af stof, der er optaget i planten er lig med transpirationen af planterne ganget med koncentrationen i porevandet.

Tabel: Se her

 

16. Bilag 8

Resultater fra en-kompartment model

Resultater af en-kompartment model : Se her

Beregnede stofkoncentrationer ved anvendelse af en-kompartment model. Rodkoncentrationer beregnet ved ligevægtsfordelingsprincippet

 

17. Bilag 9

Resultater af PlantX-modellen 

De beregnede koncentrationer er givet for bladenes og rodens indhold af stofferne. I samme tabel er de målte koncentrationer vist.

Tabel: Se her

 

18. Bilag 10

Resultater af Paterson & Mackay-modellen

Resultater af Paterson & Mackay-modellen

Beregnede koncentrationer (mg/kg TS) ved Paterson & Mackays model
Stof	Slamdosering (t TS/ha)	Plante	Rødder		Blade
			Ber	Målt	Ber	Målt
LAS	0	Gulerødder	2,9	<0,5	1,0	<0,5
LAS	0,4	Gulerødder	4,0	<0,5	3,2	<0,5
LAS	1,5	Gulerødder	63	<0,5	32,7	<0,5
LAS	6	Gulerødder	95	<0,5	67,1	<0,5
LAS	23	Gulerødder	101	<0,5	111,3	<0,5
LAS	90	Gulerødder	1619	<0,5	631,6	<0,5
LAS	90, spiket	Gulerødder	2421	<0,5	1854,0	<0,6
LAS	0	Byg	2	1,0	0,2	<0,31
LAS	0,4	Byg	38	1,1	5,4	<0,25
LAS	1,5	Byg	218	2,0	21,1	<0,20
LAS	6	Byg	1149	2,3	230,1	<0,21
LAS	23	Byg	2393	19,0	310,5	<0,20
LAS	90	Byg	211	13,0	34,6	<0,25
DEHP	0	Gulerødder	0,0021	0,5 (i skræl 4,3)	0,0021	0,0000
DEHP	0,4	Gulerødder	0,0028	0,35 (i skræl 2,9)	0,0028	0,0001
DEHP	1,5	Gulerødder	0,0022	1,1 (i skræl 3,1)	0,0022	0,0000
DEHP	6	Gulerødder	0,0052	0,9 (i skræl 5,2)	0,0052	0,0001
DEHP	23	Gulerødder	0,0310	0,8 (i skræl 2,2)	0,0310	0,0008
DEHP	90	Gulerødder	0,0605	1,5 (i skræl 3,9)	0,0605	0,0006
DEHP	90, spiket	Gulerødder	0,0562	0,45 (i skræl 1,2)	0,0562	0,0011
DEHP	0	Byg	0,0022	<1,0	0,0022	0,0000
DEHP	0,4	Byg	0,0026	1,1	0,0026	0,0000
DEHP	1,5	Byg	0,0035	<2,0	0,0035	0,0000
DEHP	6	Byg	0,0185	2,3	0,0185	0,0001
DEHP	23	Byg	0,0281	19,0	0,0281	0,0001
DEHP	90	Byg	0,0644	13,0	0,0644	0,0004

Sammeligning mellem beregnede koncentrationer ved anvendelse af modellen af Paterson et al (1994) og målinger

 

 

19. Bilag 11

List over symboler, anvendt i modelafsnittet 

Symbolliste

bB	"korrektionsfaktor", der beskriver forskellen mellem bladenes lipidindhold og en octanolfase
bR	"korrektionsfaktor", der beskriver forskellen i sorptionsegenskaberne mellem rødderne lipidindhold og en octanolfase
bS	"korrektionsfaktor", der beskriver forskellen mellem stænglens lipidindhold og en octanolfase
CPW	koncentrationen i porevandet
CTotal	er den totale stofkoncentrationen (både opløst og bundet stof)
	er stoffets samlede koncentration i jorden til tiden t
fA,Blade	er luffraktionen i bladene
fJORD	er brøkdelen af jord i forhold til den samlede mængde fast materiale i forsøgsskålen
fL,blade	er lipidfraktionene i bladene
fL,rødder	er lipidfraktionen i rødderne
fSLAM	er brøkdelen af slam i forhold til den samlede mængde fast materiale i forsøgsskålen
fW,blade	er vandfraktionen i bladene
fW,rødder	er vandfraktionen i rødderne
H	er Henrys konstant
	er luft-vand –fordelingskoefficienten for stoffet
	er kulhydrat-vand –fordelingskoefficienten for stoffet
KD,Slam	er slam-vand ligevægtsfordelingskoefficienten for stoffet
KD,Jord	er jord-vand ligevægtsfordelingskoefficienten for stoffet
KD,TOT	er vand-jord ligevægtsfordelingskoefficienten
	er lipid-vand –fordelingskoefficienten for stoffet
KOC	er stoffets organiske kulstof vand fordelingskoefficient
KOW	er stoffets oktanol-vand fordelingskoefficient
KOW	stoffets octanol-vand fordelingskoefficient
kTotal	er stoffets samlede første ordens forsvindingskoefficient
	er luft-vand –fordelingskoefficienten for stoffet
	er kulhydrat-vand –fordelingskoefficienten for stoffet
	er lipid-vand –fordelingskoefficienten for stoffet
	er fordelingskoefficienten af plantedelen til ekstern opløsning [masse/volumen per masse/volumen]
	er fordelingskoefficienten af plantedelen til ekstern opløsning
MW	er stoffets molvægt
	Diffusiv transport fra luft til blad
	Diffusiv stoftransport fra luften til jorden
	Stoftdeposition fra luften til jorden
	Stoftransport fra luften til jorden med nedbøren
	Advektivt stoftransport med phloemstrømmen
	Diffusiv stoftransport fra jorden til luften
	Diffusiv stoftransport fra jorden til luften
	Advektiv stoftransport (med den væske som rødderne suger op fra jorden) fra jorden og ind i rødderne
	Diffusiv stoftransport fra jorden og ind i rødderne
	Diffusiv stoftransport fra blad til luft
	Advektivt stoftransport fra rødder til stængel
	Advektivt stoftransport med transpirationsstrømmen
	Advektivt stoftransport med phloemstrømmen
	Diffusiv stoftransport fra stænglen til rødderne
NT	mængden af stof optaget gennem rødderne
QT	optaget af vand fra rødder
R	er gaskonstantem
SJORD	er den samlede mængde jord
SSLAM	er den samlede mængde slam
STOT	er den samlede mængde fast materiale = SSLAM+ SJORD
T	er den absolutte temperatur (K)
t	er tiden
TSCF	er transpiration stem concentration faktor. Forholdets mellem stoffets koncentration i transpirationsvæsken og stoffets koncentration i jordens porevand
	er kulhydratindholdet i plantedelen [masse/masse våd vægt]
	er lipid-indholdet i plantedelen [masse/masse våd vægt]
	er lipid-indholdet i plantedelen [masse/masse våd vægt]
	er vandindholdet i plantedelen [masse/masse våd vægt]
	er vandindholdet i plantedelen [masse/masse våd vægt]
W	er den samlede mængde vand
l G	er en første ordens plantevækstfaktor i et forsøgskar
r Jord	er jordens densitet
r X	er densiteten af plantedelen X
r W	er densiteten af vandfasen

[Forside] [Top]