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

Nitratreduktion i den umætttede zone

3 Denitrifikationsprocessen

• 3.1 Nitrat
• 3.2 C:N forhold
• 3.3 Organisk stof
  • 3.3.1 Organisk stof - ekstraheret fra fast fase
  • 3.3.2 Organisk stof - opløst form
• 3.4 Ilt- og vandindhold
• 3.5 pH-værdi
• 3.6 Jordtemperatur
• 3.7 Årstidsvariation

Nitratreduktion under umættede forhold kræver ikke blot tilstedeværelse af nitrat men også et tilskud af tilgængelige reducerende stoffer. Et plantedække sikre et tilskud af organisk stof, der i mere eller mindre omsat grad, kan transporteres ned i jordlagene. Desuden sikre rødder, bakterier mm. at der in situ i jordbunden sker en berigelse med organisk stof. En del af dette organiske stof er biotilgængeligt og vil kunne udnyttes direkte af forskellige bakterier, enten direkte i reduktionen af nitrat (denitrifikation) eller indirekte ved dannelse af bl.a. opløst ferrojern ellern mangan. Iltfrie miljøer er en absolut forudsætning for reduktion af nitrat og sådanne iltfrie miljøer vil kunne opstå hvor forbruget af ilt er større end tilførslen. Dette kan eksempelvis ske når ilt forbruges under iltningen af reducerende forbindelse, som følge af kraftig mikrobiologisk aktivitet omkring lettilgængeligt organisk stof eller når temporær vandmætning nedsætter tilgangen af ilt betydeligt.

Et plantedække bidrager til puljen af biotilgængeligt organisk stof, der på baggrund af den eksisterende viden, må forventes at være det reducerende stof, der hovedsagelig bidrager til reduktionen af nitrat i den umættede zone. Nydannet ferrojern kan ligeledes, enten direkte eller indirekte, forventes at bidrage, men omfanget vil i høj grad være afhængig af typen af sediment. Derimod vil pyrit ikke kunne gendannes under umættede forhold hvorfor pyrit normalt ikke spiller nogen væsentlig rolle for nitratreduktionen under umættede forhold. Et eventuelt oprindeligt indhold af pyrit vil som udgangspunkt være iltet ved iltens adgang til den umættede zone og vil være begrænset til dele af den kapillære zone.

Det må forventes at biotilgængeligt organisk stof spiller en meget væsentlig rolle i for reduktionen af nitrat under umættede forhold, herunder denitrifikationsprocessen. Denitrifikation er en mikrobiologisk proces, hvorigennem nitrat under iltfattige forhold leverer ilt til den mikrobielle nedbrydning af organisk stof. Nitrat omdannes derved til gasformige kvælstofforbindelser, bl.a. lattergas (N₂O) og frit kvælstof (N₂) som afgives til atmosfæren. Omfanget af denitrifikation afhænger af en lang række forhold, herunder bl.a indholdet af nitrat i jordvandet, mængden af biotilgængeligt organisk stof, iltindhold i jordluften og jordvæsken, jordens pH-værdi, indhold af jordvand samt jordtemperatur (Firestone, 1982; Christensen, 1985a, Schjørring, 1987). Ved laboratorieforsøg med tilsætning af acetylen (C₂H₂) som inhibitor har det været muligt at vise at bl.a. temperatur, jordfugtighed og mængden af organisk stof påvirker forholdet mellem C2H2 og N₂O, idet en stigende denitrifikationsaktivitet medfører stigende N₂/N₂O-forhold (Vinther, 1991). Her følger en beskrivelse af nogle af de mange parametre der har betydning for denitrifikationsprocessen.

3.1 Nitrat

Nitratkoncentrationen i det nedsivende vand bestemmes ved forskellen mellem tilførsel og forbrug. Nitrat tilføres ved gødning, dannes ved nitrifikation af ammonium enten tilført som gødning eller dannet ved mineralisering og nitratfjernelse sker ved planteoptagelse, immobilisering, udvaskning og denitrifikation.

I almindeligt dyrket jord er denitrifikationsraten i vandmættet jord om foråret større efter tilførsel af 160 kg N/ha end ved tilførsel af 40 kg N/ha. Ved sammenligning af de to behandlinger i et tørt forår havde indholdet af nitrat ingen effekt (Christensen og Bonde, 1985). De samme gjaldt for brakjorde uanset vandindholdet (Christensen, 1985b).

3.2 C:N forhold

I den mikrobielle omdannelse af nitrat spiller mængde-forholdet mellem lettilgængeligt organisk stof og nitrat en rolle for denitrifikationsaktiviteten (Lalisse-Grundmann m. fl., 1988). I laboratorieforsøg med dyrkningsjord med tilsætning af kulstof og nitrat i varierende forhold, viste et C:N forhold på 14:1 at være mest optimal for denitrifikation processen.

Bates og Spalding (1998) beskriver i henhold til ligningen for mikrobiel denitrifikation (5C + 4NO₃- + 2H₂O = 2N₂ + 4HCO₃^- + CO₂) at det molare forhold mellem C:N skal være 1.25:1 for at sikre en fuldstændig reduktion af nitrat.

3.3 Organisk stof

Puljen af organisk stof i jorden under dyrkede arealer består af bl.a. humus, planterester, herunder rødder, bakterier mm., hvortil kommer tilførsel af organisk gødning. Sammensætningen af det tilførte stof og dets nedbrydelighed i jorden har betydning for hvor stor en del der umiddelbart kan bruges af de denitrificerende bakterier.

3.3.1 Organisk stof – ekstraheret fra fast fase

En række undersøgelser har vist at denitrifikationen er knyttet til mængden af lettilgængeligt kulstof i højere grad end jorden totale indhold af organisk kulstof (Firestone, 1982).

Således påviste Burford og Bremner (1975) en høj sammenhæng mellem mængden af vandopløseligt organisk kulstof i lufttørret jord og denitrifikationsaktiviteten. Ved at antage at 1g tilgængeligt organisk kulstof C kræves for produktionen af 1,17 μg N (som N₂O) eller 0,99 μg N (som N₂) beregnede forfatterne, at mængden af vandopløseligt organisk kulstof kunne dække for omkring 71 % af den dannede mængde N₂O og N₂. Burford og Bremner konkluderede endvidere på baggrund af deres undersøgelse at mængden af vandopløseligt organisk kulstof er et godt index for jorden evne til denitrifikation (denitrifikationskapaciteten).

Katz m.fl. (1985) fandt ligeledes en snæver sammenhæng mellem indholdet af opløst organisk kulstof og denitrifikationskapaciteten for 5 jorde (og i alt 14 jordprøver). Jordprøverne var lerholdige og indeholdt varierende mængder af organisk stof (1,7-13,5 %) eller var domineret af høje indhold af organisk stof (31,5 %). Undersøgelsesresultaterne indikerede at lavmolekylære og vandopløselige fulvosyre var den aktive komponent i denitrifikationsprocessen.

En undersøgelse af 30 jorde med forskellig indhold af bl.a. organisk stof og pH-egenskaber blev undersøgt ved ekstraktion med 0,01 M CaCl₂ (ved 100 °C) for derigennem at få et mål for hvor meget organiske stof, der var til stede som det såkaldte "glukose-kulstof". Forsøgene viste at indholdet af glukose-kulstof korrelerede bedre med denitrifikationsraten end tilfældet var for det totale indhold af organisk stof. Denitrifikationsraten blev målt for vandmættede jorde ved 35 °C, under stort set anaerobe forhold (Standford m. fl., 1975).

3.3.2 Organisk stof - opløst form

Meek m. fl. (1970) undersøgte i laboratoriet pakkede søjler fyldt med lerjord og fandt her et generelt fald i koncentrationen af opløst kulstof fra overfladen og ned til 2,4 meters dybde.

Farvemønstre i lerjorde, hvor partier uden frie jernoxider i en i øvrigt iltet matrix, tyder på en temporær vandmætning og samtidig dannelse af iltfrie miljøer. Knyttes oplysninger om udbredelsen af gråfarvede partier (og fattige på jernoxider) til nedvaskningen af organisk stof, tyder disse oplysninger på at organisk stof maximalt bringes ned til en dybde på omkring 3 meter (Ernstsen, 1989).

Vinther (1991) bemærker i laboratorieforsøg med henholdsvis en grovsandet- og en lerholdig jord, med henholdsvis 1,7 og 1,4 % C, at et stigende vandindhold bl.a. kan medvirke til et stigende indhold af opløst organisk stof og øget denitrifikationsaktivitet.

Undersøgelser af Starr og Gillham (1993) af overfladenære grundvandsmagasiner med mellem kornet eller finkornet sand i det sydlige Ontario, Canada, viste at denitrifikationen her var betinget af nedvasket biotilgængeligt organisk stof fra overfladen. Undersøgelsesresultater viste endvidere at nedvaskningen af biotilgængeligt organisk stof fra rodzonen var effektiv ned til 2-3 meters dybde, hvor indholdet af kulstof var afgørende for denitrifikationen under i øvrigt iltfrie forhold. Indholdet af opløst organisk kulstof under forsøgsparcellen, med vekslende afgrøder af majs og sojabønner, aftog markant fra omkring 10 mg C L^-1 til 1 mg C L^-1 i dybdeintervallet 1,25 til 2,5 meter.

En undersøgelse af koncentrationen af opløst organisk kulstof i relation til tykkelsen af den umættede zone ved Cape Cod, USA, viste koncentrationer over 20 mg C L^-1 når grundvandspejlet forekom mindre end 1,25 under terræn. Var den umættede zone derimod dybere end 5 meter var de målte koncentrationer under 2 mg C L^-1 (Pabich m.fl., 2001). Koncentrationen af opløst organisk kulstof viste sig at aftage eksponentielt med dybden, og ofte indenfor de øverste 2 meter. Undersøgelsen konkluderede derfor, at organisk stof kan have stor betydning for en række biogeokemiske processer i de områder hvor grundvandsmagasinet forekommer forholdsvis tæt på overfladen. Et faldende indhold af opløst kulstof med dybden kan være betinget af flere mekanismer, så som sorption og kompleksdannelse med mineraloverflader (jern-, aluminiumoxider og lermineraler), mikrobiel iltning til kuldioxid, udfældning, flokkulation og dannelse af uopløselige komplekser samt filtrering af organiske kolloider.

Jensen et al. (2001) fandt på en landbrugslokalitet ved Grundfør et indhold af organisk bundet kulstof svarende til ca. 1,7 % C i pløjelaget hvorefter indholdet faldt markant til omkring 0,1 % C i 0,5 meters dybde for atter at aftage yderligere ned i 3,5 meters dybde. Målinger af vandopløseligt organisk kulstof i det samme profil viste indhold på mellem 500 og 600 mg C pr. liter for prøver ned til ca. 1,5 meter under terræn hvorefter indholdet aftog til omkring 300 mg C pr. liter i prøverne ned til 3,5 meter under terræn. Målinger af jordprøver fra en nærliggende bøgeskov ved Hinnerup viste en fordeling af organisk stof svarende til den for landbrugsarealet idet indholdet af organisk stof dog var omkring det dobbelte i det overfladenære lag. Koncentrationen af vandopløseligt organisk stof i skovjorden var imidlertid markant lavere end for landbrugslokaliteten med koncentrationer på mellem ca. 30 og ca. 250 mg C pr. liter.

Olesen (2001) målte gennem en periode på 2 år indholdet af opløst kulstof (DOC) i den umættede zone på 5 lokaliteter og desuden på tre af lokaliteterne i den underliggende mættede zone, tabel 2. Alle forsøgsparceller var placeret på sandjord og fik tilført maksimale mængder af husdyrgødning. Ved Lyne (på bakkeø) varierede den gennemsnitlige koncentration af opløst organisk kulstof i jordvandet mellem 18 og 29 mg C L^-1 ned gennem den umættede zone (ned til 3 meter). Ved Fjelstervang (på bakkeø) varierede den gennemsnitlige koncentration af opløst kulstof i jordvandet mellem 11 og 18 mg C L^-1 i den umættede zone, og aftog til 7 mg C L^-1 i den temporært mættet zone, hvorefter det gennemsnitlige indhold af opløst kulstof steg til 14 og 22 mg C L^-1 i den mættede zone. På hedesletten ved Jyndevad, blev der på parcellen med vårbyg efterfulgt af vinterraps og ved tilførsel af kvæggylle, målt en gennemsnitlig koncentration af opløst kulstof på 10 mg C L^-1 i den umættede zone, 4 mg C L^-1 i den temporært mættede zone og 3 og 18 mg C L^-1 i grundvandsmagasinet. På den anden lokalitet ved Jyndevad var afgrødevalget ligeledes vårbyg efterfulgt af vinterraps, men med tilførsel af svinegylle. Her var det gennemsnitlige indhold af opløst kulstof i den umættede zone (ned til 3 meter) mellem 4 og 12 mg C L^-1. Ved Skindbjerg (på moræne) blev der ved forsøgets begyndelse tilført gylle til arealet for første gang i 20 år. I éen meter under terræn blev den gennemsnitlige koncentration af opløst organisk kulstof målt til 14 mg C L^-1, hvor den i resten af den umættede zone varierede mellem 6 og 7 mg C L^-1. I den temporært mættede zone var koncentrationen af DOC 5 mg C L^-1 og i en enkelt dybde i grundvandet 5 mg C L^-1.

Tabel 2. Gennemsnitlige koncentrationer af nitrat-N, total-N og opløst kulstof (DOC) i vandprøver fra forskellige zoner under arealer med tilførsel af maksimale mængder gylle (Olesen, 2001). Den i tabellen nævnte overgangszone svarer til den temporært mættede zone.

3.4 Ilt- og vandindhold

Det er almindeligt accepteret at tilgængeligheden af ilt (iltspændingen) påvirker mulighederne for denitrifikation og ligeledes at denitrifikation er relateret til bl.a. jorden vandindhold, hvor et højt vandindhold fremmer denitrifikationen (bl.a. Vinther, 1991). Således er diffusionsraten for ilt gennem vand omkring 104 lavere end gennem luft (Tindall m. fl., 1995). Tilstedeværelse af anaerobe mikromiljøer kan være med til at forklare hvorledes den meget iltfølsomme denitrifikationsproces kan forløbe under i øvrigt iltholdige forhold.

En sammenhæng mellem faldende iltspænding og stigende vandindhold er beskrevet af bl.a. Christensen og Bonde (1985), der ved inkubationsforsøg viste stigende denitrifikationen med stigende vandindhold.

I laboratorieundersøgelser af nitratomdannelse indgik en kolonne med kontrolleret vandspejl, hvor processen blev fulgt samtidig med at vandets indhold af opløst ilt, opløst kulstof og redoxpotentiale blev registreret (Meek et al., 1970). Efter tilsætning af nitrat og vanding til et konstant vandspejl forekom et begyndende fald i nitratindholdet 5 cm under vandspejlet og nåede ned på gennemsnitlig 0,5 ppm i såvel 65 cm og 125 cm under vandspejlet. Faldet i nitratkoncentrationen var forbundet med et fald i indholdet af ilt, aftagende redoxpotentiale samt stigende indhold af opløst jern og mangan. Ligeledes viste forsøget at denitrifikationsprocessen også var aktiv uden vandmætning blot redoxpotentialet var tilstrækkeligt lavt.

3.5 pH-værdi

Det pH-område der er optimalt for denitrificerende oganismer regnes for at være meget tilsvarende det der er normalt for heterotrofe mikroorganismer. I neutrale jorde med pH-værdi mellem 6 og 8 synes der kun at være ringe effekt af pH. Til gengæld vil denitrifikationen blive påvirket og ophører i naturligt sure jorde. Simek og Cooper (2002) beskriver en mindre dannelse af gasser (N₂O, NO og N₂) under sure forhold end under neutrale eller svagt alkaliske forhold. Denne forskel tilskriver forfatterne en mindre tilgængelighed af organisk kulstof og kvælstof for mikroorganismerne end en direkte effekt fra den lavere pH.

3.6 Jordtemperatur

Vinther (1991) viste således en ubetydelig denitrifikationsaktivitet for en grovsandet jord fra Jyndevad (4 % ler og 1,7 % C) ved laboratorieforsøg gennemført ved 2 til 25 °C. Samtidige målinger af en lerholdig jord fra Askov (11 % ler og 1,4 % C) viste ligeledes en ubetydelige denitrifikationsaktivitet ved forsøgstemperaturer under 10 C, mens aktiviteten steg eksponentielt som funktion af temperaturen, for temperaturer over 10 °C .

3.7 Årstidsvariation

Variationen i denitrifikationsaktiviteten over året skyldes et samspil mellem ovennævnte faktorer.

I perioder hvor afgrøden er i kraftig vækst er denitrifikationsraten lav på grund af konkurrrencen mellem planterødder og denitrificerende bakterier om jordens nitrat. Uden for vækstperioden er denitrifikationen stærkt afhængig af jordens vandindhold. Organisk stof tilført jorden som planterester om efteråret gav efter en primær nedbrydning en øget denitrifikationsrate om foråret. Tilførsel af organisk stof i form af gylle havde en indirekte stimulerende virkning på denitrifikationen under ikke vandmættede forhold (Christensen, 1985a).

Maag et al. (1987) beskriver i forsøg med en gyllegødet og en kunstgødet forsøgsparcel at den højeste denitrifikationsaktivitet, bestemt ved N₂O dannelsen, forekom i dagene lige efter frosten var gået af jorden og mens jorden stadig var kold. Dette kan skyldes at der efter en frostperiode findes mange døde mikroorganismer i jorden og dermed forholdsvis store mængder let omsætteligt organisk stof. Samtidige mættede forhold giver ideelle betingelser for denitrifikationenprocessen. Desuden vil der antagelig frigives luftformige kvælstofforbindelser, der er dannet i jorden over vinteren som derfor egentlig hidrører fra tidligere processer.

Denitrifikationen vil overvejende forekomme under varme og våde forhold om efteråret eller foråret, og om foråret og da især efter tilførsel af gødning. Hvis forårs- eller efterårsperioden er enten tør eller kold vil denitrifikationen ofte være ubetydelig (Andrews m.fl., 1997).

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

Version 1.0 Juli 2005, © Miljøstyrelsen.