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

Undersøgelse af piletræers evne til at vokse i saltholdigt havneslam, samt optagelse og nedsivning af udvalgte stoffer

4 Forsøg og resultater

• 4.1 Forsøgsopsætning
• 4.2 Startbetingelser
  • 4.2.1 Analysemetoder
• 4.3 Tilført sedimentmængde
• 4.4 Vanding
• 4.5 Optag af TBT og nedbrydningsprodukter i piletræer
• 4.6 Optag af tungmetallerne Cu, Zn, Ni og Cd i piletræer
  • 4.6.1 Kobber
  • 4.6.2 Cadmium
  • 4.6.3 Zink
  • 4.6.4 Nikkel
• 4.7 Sedimentets indhold af Cu, Zn, Li, TBT, DBT og MBT
• 4.8 Afløbsvandets kvalitet
• 4.9 PAH'er i vand og sediment
• 4.10 Piletræers trivsel i et saltholdigt medie
  • 4.10.1 Tegn på dårlig trivsel hos piletræer
  • 4.10.2 Planters reaktion på et salt vækstmedie
  • 4.10.3 De 3 kloners trivsel i forsøgsperioden
  • 4.10.4 Forsøg med havvand med højere saltholdighed
  • 4.10.5 Opsummering

4.1 Forsøgsopsætning

I phytoekstraktionsforsøgene blev anvendt 3 forskellige pilekloner: ”Orm” (× Salix viminalis), ”Aage” (× Salix schwerinii) og ”Bjørn” (Salix schwerinii × Salix viminalis), som alle er typer af energipil. Salix viminalis vokser meget hurtigt (op til 4 meter pr. år) og befinder sig godt i alle normalt forekommende typer af jord fra sandet til leret og fra sur til basisk, men kræver fugtig eller våd jord, og den trives dårligt i skygge. Den kan klare megen vind og luftforurening, men trives ikke så godt i marine områder (PFAF, 2001), formentlig pga. begrænset salttolerance. Salix schwerinii kan også vokse i de fleste jordtyper, men trives mindre godt i basisk jord. Den trives også dårligt i skygge og kræver meget vand for at have optimale vækstbetingelser. Den ligner meget Salix viminalis, men ser ikke ud til at have de samme problemer med at vokse i marine omgivelser (PFAF, 2001).

I. forbindelse med en vurdering af de dyrkningsmæssige forhold for pileklonerne, har DTU i sommeren 2000 tilplantet 3 kasser med 3 forskellige pilekloner. Da det blev aktuelt at undersøge hvilken slam- og slatvandsbelastning pil kunne tåle blev de 3 kasser anvendt direkte. Pilens noget forskellige tilstand ved forsøgets start gør det vanskeligt at kvantificere metaloptagelse men forsøget giver et første grundlag for en vurdering af det potentiale der ligger i at anvende pil til rensning af havneslam.

Til forsøget er der opstillet tre kasser af en længde på ca. 240 cm og en bredde på ca. 125 cm (3 m²), som i bunden er forsynet med udtag til infiltrationsvand. De blev fyldt op med stabilgrus til en højde på ca. 30 cm og tilplantet med de tre kloner af pil. I kasse 1 står klonen ”Bjørn” med 12 store stiklinger i ”a” (se figur 4.1) og 7 små nedlagte (op til 1 m lange grene der lægges på langs i en rille ca. 10 cm under overfladen og skyder herfra) i ”b”. Kasse 2 er tilplantet med klonen ”Aage” med 14 små til halvstore stiklinger i ”c” og 9 store stiklinger i ”d”. Kasse 3 er tilplantet med klonen ”Orm” og har 6 små nedlagte i ”e” og 6 store stiklinger i ”f”. Kasse 2 og 3 har stået i fuldt lys hele tiden, mens kasse 1 har stået i halvskygge. Piletræerne blev plantet i sommeren 2000.

Figur 4.1. Skematisk oversigt over forsøgskasser opdelt i underområder.

4.2 Startbetingelser

Ved forsøgets start havde piletræerne nået en højde på ca. 105 cm (kasse 1), 165 cm (kasse 2) og 95 cm (kasse 3). Sedimentet, der blev anvendt i forsøget, var som nævnt i forrige kapitel udtaget på st. 2 og 7 i Kalvehave Havn. Sedimentet blev inden forsøgsstart blandet i opbevaringstanke og analyseret for kobber, zink, nikkel, cadmium, litium, tørstof, glødetab, total-kulstof, carbonat-kulstof, kvælstof, fosfor, TBT, DBT, MBT og PAH (polycykliske aromatiske hydrocarboner, beskrives separat i afsnit 4.9). Den ovenstående vandfase blev analyseret for kobber, zink, nikkel, cadmium, salinitet og PAH. Vandfasen blev desuden søgt analyseret for TBT, DBT og MBT, men dette måtte opgives p.g.a. udfældninger i prøverne. Resultaterne ses i tabel 4.1. I nogle tilfælde er der analyseret på mere end en sedimentprøve. Her angives resultatet som et interval.

a Organisk N + ammonium
b Kunne ikke måles, da der var hvide udfældninger i prøven og ekstraktionsmidlet blev geleagtigt.

Tabel 4.1. Kemisk karakteristik af sedimentet anvendt i forsøgskasserne.

4.2.1 Analysemetoder

Metallerne i sedimentet blev analyseret på flamme AAS efter DS-259 eller en modifikation heraf (ekstraktion i mikrobølgeovn). TBT, DBT og MBT analyseres efter metoden beskrevet af Jacobsen et al. (1997). Metaller i vandfasen er som hovedregel målt direkte på grafitovn efter tilsætning af HNO₃ og filtrering, men i enkelte tilfælde er der for større nøjagtighed foretaget opkoncentrering ved ekstraktion med 1,1,1-trichlorethan efter pH-stabilisering med HCO₃^- og kompleksering med APDC. PAH i sedimentprøver blev analyseret ved tilsætning af deuterium-mærkede standarder og Soxleth ekstraktion med tilbagesval i 24 timer til toluen. Herefter oprenses prøverne på silica og aluminiumssøjler. Vandprøver tilsættes deuterium-mærkede standarder og ekstraheres direkte med dichlormethan, hvorefter der inddampes. De således fremstillede prøver kvantificeres på GC-MS i SIM mode.

4.3 Tilført sedimentmængde

Ved forsøgsstart (d. 20.06 2001) blev der doseret 140 l sediment på hver kasse, og frem til sidste dosering d. 19.09 2001 (dag 91) blev der udbragt 2355-2420 l sediment taget fra den øvre del af opbevaringstanken med et gennemsnitligt tørstofindhold (målt ved hver dosering) på 5%. Den samlede mængde udbragt tørstof var: kasse 1: 122,7 kg; kasse 2: 120,1 kg; kasse 3: 120,1 kg. På figur 4.2 ses mængden af doseret sediment-tørstof beregnet kumulativt for hele forsøgsperioden.

Figur 4.2. Kumuleret mængde sediment-tørstof udbragt på forsøgskasserne.

4.4 Vanding

Kasse 1 blev gennemvandet (indtil sedimentet ikke kunne modtage mere vand) på 14 forskellige dage i løbet af forsøgsperioden (91 dage), idet intervallerne mellem vanding var bestemt af den naturlige nedbør. Kasse 2 blev tilført i alt ca. 2900 l vand i løbet af forsøgsperioden, mens kasse 3 kun modtog den naturlige nedbør, der svarede til ca. 770 l vand i løbet af forsøgsperioden. Tilført vand versus tid er plottet kumulativt for kasse 2 og 3 på figur 4.3. Det skal bemærkes, at mængden af vand på kasse 2 for de første 6 vandinger er estimeret udfra et kvarters vanding, idet der antages et vandflow på 20 l pr. minut.

Figur 4.3. Totalt tilført vand versus tid for kasse 2 og kasse 3.

4.5 Optag af TBT og nedbrydningsprodukter i piletræer

Der blev d. 23.07 2001 høstet en hel pil, inklusiv rod fra kasse 3 (der kun modtog naturligt regnvand i forsøgsperioden, hvorfor udvaskningen fra denne kasse er mindst). Både pilekviste og rødder blev analyseret for TBT, DBT og MBT. I ingen af prøverne fandtes spor af TBT eller nedbrydningsprodukter, og der er derfor på det foreliggende grundlag ingen indikationer af, at pil har noget phytoekstraktionspotentiale for TBT, DBT eller MBT. Resultaterne er i tabel 4.2 angivet som under detektionsgrænsen.

Tabel 4.2. Maksimale koncentrationer af TBT og nedbrydningsprodukter i rødder og kviste på en pil høstet fra kasse 3.

4.6 Optag af tungmetallerne Cu, Zn, Ni og Cd i piletræer

Målte koncentrationer af tungmetallerne Cu, Zn, Ni og Cd i kviste høstet af piletræerne til forskellige tidspunkter fra dag 0 (20.06 2001) til dag 69 (28.08 2001) ses på figur 4.4. Målingerne er udført som beskrevet i afsnit 4.2.1.

4.6.1 Kobber

Der blev bestemt en baggrundskoncentration af Cu i pilekviste med blade fra de 3 kloner på 12-16 mg/kg TS, hvilket er relativt højt (jf. afsnit 2.4.1). Denne koncentration udviser tendens til at falde midt i forsøgsperioden og herefter stige igen. Det er muligt, at tilførsel af vand kombineret med saltpåvirkningen har trukket kobber ud ved kompleksering med f.eks. Cl-. Det kan i tilfældet kasse 3 diskuteres, om ikke variationerne er et udtryk for en naturlig spredning. Der blev ved en enkelt lejlighed (23.07) simultant målt Cu-indhold på rødder og kviste for en pil fra kasse 3, og her var den gennemsnitlige koncentration i rødderne væsentligt højere (4,8 mg/kg TS) end i kvist/blade (2,6 mg/kg TS). Tidligere undersøgelser peger i retning af, at der i øvrige plantedele (bark og træ) vil forekomme endnu lavere Cu-koncentrationer (jf. afsnit 2.4.2). Med en Cu-koncentration på 140-157 mg/kg TS i sedimentet er der ingen tvivl om, at ingen af de 3 pilekloner er egnede til at opkoncentrere Cu. Ved naturlig vækst for pilene vil der imidlertid alligevel fjernes Cu fra sedimentet, efterhånden som biomassen udbygges.

4.6.2 Cadmium

Baggrundskoncentrationen af Cd i pilekviste/blade ligger for alle 3 kloner omkring 1 mg/kg TS, hvilket er en smule højere end det normale for pileblade (jf. afsnit 2.4.1). Efter omkring 20 dage er denne koncentration fordoblet, mens der mod slutningen af forsøget ses mindre fald for kasse 1 og kasse 3. Kun kasse 2, der trives bedst, bibeholder Cd-koncentrationen i over 2 måneder. Det er interessant at bemærke den gode konsistens i de målte koncentrationer, der er i overensstemmelse med konklusionerne i Sander og Ericsson (1998), som er beskrevet i afsnit 2.4.2.

Koncentrationsstigningen er på omkring en faktor 2 i alle 3 pilekloner, men det må her bemærkes, at koncentrationen i sedimentet kun er en smule højere end i pilekvistene (jf. tabel 4.1). Der er på denne baggrund umiddelbart et godt phytoekstraktionspotentiale for Cd.

Figur 4.4. Koncentrationer af tungmetallerne cadmium, kobber, nikkel og zink i pilekviste (inklusiv blade) fra de tre pilekloner versus tid.

4.6.3 Zink

De målte baggrundskoncentrationer af Zn ligger omkring 50-70 mg/kg TS, hvilket er ret lavt i forhold til det normale (jf. afsnit 2.4.1), men det må dog bemærkes, at den refererede undersøgelse kun omfattede blade, der normalt udviser de højeste Zn-koncentrationer i hele planten (jf. afsnit 2.4.2). For både kasse 1 og kasse 2 ses der en jævnt stigende Zn-koncentration gennem hele måleperioden (69 dage), idet slutniveauet ligger omkring 300-350 mg Zn/kg TS, svarende til en koncentrationsstigning på en faktor 5-7. Derimod stiger Zn-koncentrationen kun med omkring en faktor 3 i kasse 3. Det kan ikke udelukkes, at pilen i kasse 3 har lidt under vandmangel, men da optag af de øvrige tungmetaller ligger på linie med de andre 2 kloner, er det mere sandsynligt, at Salix viminalis specifikt ekstraherer Zn dårligere end de øvrige kloner.

I sedimentet er der målt Zn-koncentrationer på 358-526 mg/kg TS, og resultaterne tyder derfor på, at specielt klonerne Bjørn og Aage, der opnår næsten ligeså høje koncentrationer i kviste/blade, udgør et vist ekstraktionspotentiale for Zn. Det må dog bemærkes, at Nissen og Lepp (1997) for 8 forskellige pilearter, inklusiv Salix viminalis påviste en markant lavere Zn-koncentration i træet end i blade, bark og kviste (jf. afsnit 2.4.2). I vor undersøgelse blev der ved en enkelt lejlighed (23.07) målt simultant på kviste/blade og rødder fra en pil i kasse 3 med gennemsnitsværdier på hhv. 133 og 59 mg Zn/kg TS.

4.6.4 Nikkel

Baggrundsniveauer for Ni ligger i størrelsesordenen 1-2 mg/kg TS, hvilket er lidt højere end forventet (jf. afsnit 2.4.1). Den maksimale koncentration opnås efter 30-40 dage og udgør ca. 5 mg Ni/kg TS for kasse 1 og kasse 3, men op til 8 mg/kg TS for kasse 2. Koncentrationen i sedimentet ligger derimod på 40,5-43,2 mg Ni/kg TS, så på denne baggrund må de 3 pilekloner anses for mindre egnede til phytoekstraktion af Ni. Den ret store spredning på målepunkterne er i overensstemmelse med resultaterne fra Sander og Ericsson (1998) (jf. afsnit 2.4.2). Undersøgelser med søsedimenter viser i øvrigt, at Ni for hovedpartens vedkommende opkoncentreres i pilens rødder (Villumsen, ikke publicerede data).

4.7 Sedimentets indhold af Cu, Zn, Li, TBT, DBT og MBT

Der blev efter godt en måned (23.07) udtaget prøve af sedimentskorpen, længere nede i sedimentlaget (underlaget) samt i det underliggende stabilgruslag i kasse 3. Disse prøver blev analyseret for Cu, Zn, Li, TBT, DBT og MBT, og der blev målt glødetab og tørstofindhold. Resultaterne ses i tabel 4.3. Til sammenligning er angivet værdier for sedimentet før start (bundfældet i tanken) (jf. tabel 4.1).

Ikke overraskende er tørstofindholdet steget kraftigt, specielt i skorpen, hvilket viser en effektiv afvanding af sedimentet allerede efter 5 uger. Glødetabet er imidlertid faldet trods afvandingen, hvilket tyder på en udvaskning af specielt organiske partikler til de underliggende lag. Glødetabet i stabilgruslaget er lavt (0,4%) og koncentrationerne af organotinforbindelser ligger under detektionsgrænsen (0,5 µg/kg TS).

Tabel 4.3. Indhold af TBT, DBT, MBT, Cu, Zn og Li samt tørstof og glødetab for sediment fra kasse 3 udtaget 14 dage efter forsøgsstart. Til sammenligning er indsat værdier for sediment før start.

Da TBT og nedbrydningsprodukterne adsorberes kraftigt til organiske partikler (jf. afsnit 2.1.1), kan udvaskning være en del af årsagen til, at koncentrationerne er faldet i det udbragte sediment. Udfra koncentrationerne i afløbsvandet ser dette dog ikke ud til at være tilfældet (se afsnit 4.8), og endvidere akkumuleres organiske partikler kun i ubetydelig grad i stabilgruslaget, hvilket alt i alt tyder på en ringe udvaskning. Mikrobiel nedbrydning og muligvis fotolyse er således den mest sandsynlige forklaring. Der blev d. 02.11 2001 udtaget en yderligere sedimentprøve fra kasse 3 med et tørstofindhold på 32,9% og et glødetab på 21,0%. Dette sediment indeholdt 67,0 µg TBT-Sn/kg TS, 17 µg DBT-Sn/ kg TS og 137 µg MBT-Sn/kg TS. Det er her særligt interessant at bemærke den stort set konstante koncentration af MBT i sammenligning med de store fald i TBT og DBT, hvilket er endnu en stærk indikation af nedbrydning frem for udvaskning. Fjernelsen af TBT er baseret på tre målepunkter 1.-ordens (R²=0,9986) med en ratekonstant på 0,017 d^-1 og en halveringstid på 41 dage. DBT aftager omtrent lineært, mens MBT er næsten konstant.

Resultaterne præsenteret i afsnit 4.5 viser, at piletræerne ikke optager organotinforbindelser i nævneværdige mængder. Det må bemærkes, at indholdet af TBT i bundsedimentet er ret højt i forhold til det normale i danske havne (jf. afsnit 2.1.1).

For sediment før start, skorpe og underlag er Cu/Li-ratioen stort set ens i alle 3, hvilket tyder på, at de lavere målte koncentrationer i underlag og skorpe i stor udstrækning kan tilskrives udvaskning af lerpartikler (litium fungerer som en indikator for lerpartiklerne i sedimentet). Derimod er Zn/Li-ratioen lavere i det udbragte sediment, hvorfor der her kan være tale om et betydeligt optag i piletræerne (jf. afsnit 4.6.3).

4.8 Afløbsvandets kvalitet

Miljøstyrelsen har for nylig erstattet de tidligere vejledende og højst tilladelige grænseværdier for drikkevand med maksimale indhold ved indgang til ejendom og forbrugers taphane. Grænseværdier for de aktuelle tungmetaller ses i tabel 4.4.

Tabel 4.4. Grænseværdier for Cu, Zn, Ni og Cd i drikkevand (Miljøstyrelsen, 2001d).

Figur 4.5. Koncentrationer af kobber, zink, cadmium og nikkel samt ledningsevne, klorid og salinitet versus tid målt på afløbsvandet fra forsøgskasserne. Linien repræsenterer den målte værdi for væskefasen i opbevaringstanken.

Cu er det af de aktuelle tungmetaller, der binder sig stærkest til organisk materiale og lermineraler (jf afsnit 2.2). En udvaskning af partikulært materiale kan derfor forventes at manifestere sig særligt tydeligt for Cu. For kasse 1 nås der højere Cu-koncentrationer end i væskefasen (op til 20 µg/l) efter få dage, men tilsvarende ses høje Zn-koncentrationer (op til 20 mg/l) samt forhøjede koncentrationer af Ni (op til 5 µg/l) og Cd (op til 0,5 µg/l). Selv sidst i forsøgsperioden er der forhøjede værdier for specielt Cu og Ni, hvilket tyder på, at udvaskningen af partikulært materiale foregår relativt langsomt. Forsøgskasse 2 og 3 udviser de samme tendenser, dog med lavere Cu- og Zn-koncentrationer i starten af forsøgsperioden. Derimod er koncentrationerne af Ni højere i kasse 2 (op til 8 µg/l) og for Cd højere i kasse 3 (op til 1,2 µg/l). Årsagen hertil kendes ikke. Til gengæld stiger Cu-koncentrationen for alle forsøgskasser mod slutningen af forsøgsperioden. Stigningen følger rækkefølgen: kasse 3 > kasse 2 > kasse 1. Årsagen hertil er sandsynligvis udvaskning af primært organiske partikler i forbindelse med det mere regnfulde sensommer- og efterårsvejr (se figur 4.3). Udvaskningen vil på dette tidspunkt være størst fra det sediment, der modtog mindst vand i sommerperioden. Ved vurdering af vandkvaliteten springer det i øjnene, at afløbsvandet uden problemer overholder grænseværdierne for drikkevand for Cu, Ni og Cd. Kun det mindst giftige af de 4 tungmetaller, Zn, findes i markant højere koncentrationer. Det må dog bemærkes, at drikkevand som gennemsnit må indeholde op til 3 mg Zn/l i brugers taphane (Miljøstyrelsen, 2001d). Dette kriterium overholdes for bundvandet i kasse 3, der kun har modtaget naturlig regn (1,8 mg/l), men overskrides moderat for kasse 1 (4,0 mg/l) og kasse 2 (3,4 mg/l). Sammenfattende må afløbsvandet alligevel karakteriseres som værende af god kvalitet m.h.t. indhold af de 4 tungmetaller.

For alle forsøgskasserne gælder det, at hverken klorid, ledningsevne eller salinitet når ret meget over niveauet i væskefasen i opbevaringstanken, hvilket er forventeligt, da anioner ikke bindes nævneværdigt til den organiske fase eller lermineraler ved neutral pH og således ikke opkoncentreres i den faste fase. Til gengæld er værdierne selv efter omkring 100 dage ikke ændret meget for kasse 3, hvilket må skyldes, at der her kun er tilført naturlig regn. Til gengæld er saliniteten faldet med 1/3 efter samme tidsrum i kasse 1, der blev gennemvandet ved adskillige lejligheder i den tørre sommerperiode (jf. afsnit 4.4). Derfor ligger der sandsynligvis i sedimentet små lommer med saltvand eller udfældet salt, der kun langsomt opløses og udvaskes. Igen ses det tydeligt, hvilken forsøgskasse der har modtaget mest vand, idet de højeste målte kloridkoncentrationer følger sekvensen kasse 3 > kasse 2 > kasse 1. I sagens natur ligger afløbsvandets indhold af klorid langt over grænseværdien for drikkevand, men foregår afledningen til et havnebassin, er dette næppe noget problem.

Der blev d. 23.07 udtaget prøver af afløbsvand til analyse for TBT, DBT og MBT fra kasse 3. I ingen af prøverne kunne stofferne detekteres, men detektionsgrænserne varierede alt efter indholdet af svovl og organiske stoffer, der interfererer med målingerne. Resultater fra den prøve, der gav det bedste signal, er opsummeret i tabel 4.5.

Tabel 4.5. Organotinforbindelser i afløbsvandet. Resultaterne er angivet som mindre end detektionsgrænsen for prøveserien med de bedste signaler.

Det kan på dette grundlag ikke afgøres, om afløbsvandet er miljøskadeligt p.g.a. organotinforbindelser. Allerede ved 0,5 ng TBT-Sn pr. l kan stoffet give hormonforstyrrelser hos havdyr, mens nedbrydningsprodukterne er mindre toksiske (jf. afsnit 2.1.1). En ”worst case” beregning viser, at udvaskningen af TBT er ubetydelig. Regnes samtlige 770 l regnvand tilført kasse 3 i forsøgsperioden at infiltrere samt at indeholde netop 0,5 ng TBT-Sn pr. l, udvaskes der 0,385 µg TBT-Sn, hvilket udgør 0,00049% af den samlede mængde TBT-Sn tilført til kasse 3 med havnesedimentet. Dette er yderligere en stærk indikation af, at nedbrydning er den altdominerende årsag til den faldende TBT-koncentration i sedimentet.

4.9 PAH'er i vand og sediment

PAH'er (polycykliske aromatiske hydrocarboner), herunder naphtalener samt en ikke-ionisk detergent (nonylphenol) og 2 phtalater er analyseret i udgangsmaterialet og gennemløbsvandet. Resultaterne ses i tabel 4.6.

DBP=Dibutylphtalat; DEHP=Diethylhexylphtalat. N/F not found: Ikke detekteret; <0,01: Påvist, men under kvantifikationsgrænsen (signal der kunne skyldes pågældende specie observeret).

Tabel 4.6. PAH'er, herunder naphtalener samt 2 phtalater i sediment og vand.

De nævnte stofgrupper er karakteriseret ved lav polaritet, og langt hovedparten vil derfor være at finde i den faste fase. Specielt PAH'er med mere end 3 aromatiske ringe bindes meget kraftigt til organisk stof, hvilket gør nedbrydeligheden meget ringe. Ilt fremmer nedbrydningen, mens mangeringede PAH'er kun i få tilfælde nedbrydes under anaerobe forhold (Miljøstyrelsen, 2001e).

Kraftige PAH-forureninger findes primært på tidligere gasværksgrunde og på industrigrunde, hvor der er anvendt tjære, f.eks. asfaltfabrikker og træimprægneringsvirksomheder, og på arealer, hvor der har foregået imprægnering af fiskegarn. I havne findes der mere diffuse PAH-forureninger, som kan være forårsaget af afbrænding af fossilt brændstof, brug af olie, bådmotorer og spild ved påfyldning samt den tidligere vidt udbredte brug af tjæreprodukter til imprægneringsformål. PAH'er udgør en væsentlig gruppe af forurenende stoffer, ikke mindst på grund af deres kræftfremkaldende effekt (Miljøstyrelsen, 2001e).

Det samlede PAH-indhold (inkl. naphtalener) i sedimentet fra Kalvehave Havn er ca. 9,3 mg/kg TS, hvilket med et tørstof-indhold på omkring 20% svarer til 1,9 mg/kg sediment. Til sammenligning er Miljøstyrelsens jordkvalitetskriterium, dvs. det niveau, der anses for sikkert i forhold til kontakt med jorden, 1,5 mg PAH/kg jord. Afskæringskriteriet, dvs. det niveau, hvor jorden må isoleres for at undgå udbredelse af forureningen, er 15 mg PAH/kg jord (Miljøstyrelsen, 2001e). Der er fastsat en specifik grænse på 0,1 mg/kg TS for de 2 PAH'er dibenz(a,h)anthracen og benz(a)pyren, og ved koncentrationer over 1 mg/kg TS af disse 2 specielt skadelige PAH'er skal jorden renses eller deponeres. Sedimentet er således let forurenet og ligger lidt over, hvad der anses for sikkert ved kontakt, men langtfra så højt, at det skal specialbehandles. For spildevandsslam angives en afskæringsværdi for PVC-blødgøringsmidlet DEHP på 50 mg/kg TS, hvilket er langt over det fundne niveau (Miljøstyrelsen, 2000a).

Drikkevandskriteriet for PAH'er er 0,2 µg/l udregnet som total mængde af 7 referencestoffer (Miljøministeriet, 1988). Både vandfasen over sedimentet og afløbsvandet overholder dette kriterium. Udregner man derimod den totale PAH-koncentration i væskefasen fås 0,62 µg/l. Afløbsvandets totale målbare indhold (detektionsgrænse 0,01 µg/l) er 0,05 µg/l, og det kan således betegnes som overordentligt rent hvad angår PAH'er.

Pil og poppel vurderes som velegnede til phytoremediering af PAH'er (Miljøstyrelsen, 2000b). Nærmere undersøgelser foretages i Miljøstyrelsens regi, men ligger uden for rammerne af dette projekt.

4.10 Piletræers trivsel i et saltholdigt medie.

I det følgende afsnit gennemgås dels tegn på dårlig trivsel for piletræer og generelle påvirkninger hidrørende fra et salt vækstmedie, og dels følger en redegørelse for de enkelte kloners trivsel i forsøgsperioden.

4.10.1 Tegn på dårlig trivsel hos piletræer

Der er visse kriterier, når man skal danne sig et indtryk af, hvorvidt en pil trives eller har det skidt. Først og fremmest ser man på, hvordan piletræerne generelt ser ud; er bladene grønne og stive, eller er de krøllede, brune og slatne. Det sidste viser, at de ikke trives optimalt. Kommer der samtidig nekroser (skadet eller dødt væv der viser sig som brune ”klumper”) på bladene, trives pilen meget dårligt. Nekroser kan både opstå ved for høj saltholdighed i vandet, og ved at træerne får for lidt vand, og som regel er problemet en kombination (Dragsted, 1996). Pilen kan stadigvæk overleve og komme igen, hvis forholdene bliver bedre (Nielsen, 2001).

Et andet tegn på dårlig trivsel ses på skudstrækningen, som er forøgelsen af grenens eller stammens længde. Hvis pilen ikke trives, vil skudstrækningen stagnere, og ydermere begynder toppen at tørre ud (Nielsen, 2001).

Begynder pilen at slå vanris, som er små sideskud helt nede ved jorden, er det dens sidste forsøg på at overleve. Hvis forholdene vedbliver at være dårlige, bukker den under. Stænglen vil nu stå uden grene. Stænglen kan stadigvæk være levende; det kan man se ved at kradse i barken med en negl. Hvis der er lysegrønt og blødt under barken, lever den stadigvæk, men forholdene skal forbedres kraftigt, før den har mulighed for at komme igen (Nielsen, 2001).

Det kan også ske, at rødderne kommer op til overfladen, hvilket er en forsvarsmekanisme ligesom vanrisene. Hvis rodhårene er blevet ødelagt, f.eks. ved dehydrering p.g.a. salt, kommer rødderne op til overfladen for at få bedre adgang til vand (Nielsen, 2001).

4.10.2 Planters reaktion på et salt vækstmedie

Der foreligger forfatterne bekendt på nuværende tidspunkt ikke specielle undersøgelser af pils reaktion på et salt vækstmedie, men det kan antages, at pil reagerer på salt på samme måde, som de fleste andre planter. Det er dog fundet, at pilesorterne Salix alba og Salix nigra klarer en konstant belastning med en salinitet svarende til en ledningsevne på op til 6 mS/cm (CSU, 1997), hvilket svarer til ca. 1/3 af saliniteten i vand fra Kalvehave Havn.

Reaktionerne på salt i omgivelserne omkring en plante eller et træ afhænger af, hvilke træer der er tale om. Nogle træer har evner til at afvise salt i jordvæsken og dermed forhindre, at planten bliver skadet af saltet, mens andre har mekanismer, f.eks. af fysiologisk art såsom indkapsling af saltet i specielle celler, som bevirker, at de kan tolerere et vist saltniveau, inden de tager skade. Andre planter igen har brug for et vist saltniveau i sig for at kunne vokse ordentligt (kaldes halophyter) (Dragsted, 1996).

Salt i jordvæsken kan bevirke, at de osmotiske forhold forandres og dermed nedsætter træernes vandoptagelse, så de dør af vandmangel. Enten dehydreres rodhårene, så rødderne dræbes, og planten ikke kan optage vand, eller også ændres trykket og rodpermeabiliteten i jorden, så planten ikke kan nå vandet. Hvis træerne optager saltet, kan det ændre de fysiologiske processer i planten. Der kan ske ændringer i det celleosmotiske tryk, så cellerne ikke kan optage vand, eller næringsstofoptaget kan påvirkes. Man ved ikke præcist, hvad der sker i planten, da processerne er forskellige fra plante til plante, men man ved, at når celler og fysiologiske processer forstyrres af ionerne, skader det planten, så den i værste tilfælde dør (Dragsted, 1996).

De skader, man ser på træerne, kommer først og fremmest fra den toksiske virkning, som ionerne har, når de er blevet optaget af planten, men det er uklart, om det er Cl- eller Na+, som forårsager skaderne. Noget tyder dog på, at det er Cl-, der skader planten mest, da klorid som regel findes i større mængder i planten efter forsøg end natrium (Dragsted, 1996).

Generelt er de synlige reaktioner på salt, at planten bliver forkrøblet og hæmmet i væksten. Der udvikles nekroser på bladene, som også bliver slatne og begynder at hænge. Ved fortsat påvirkning bliver bladene brune og falder af, og til sidst, inden planten dør, visner toppen af stammen. Virkningen af saltet kan afbødes ved at stoppe med at tilføre salt eller at vande med ferskvand samtidig, men er planten èn gang blevet svækket, vil den altid være mere udsat og modtagelig for f.eks. svampe og insektangreb (Dragsted, 1996).

4.10.3 De 3 kloners trivsel i forsøgsperioden

I løbet af forsøgsperioden har skovfoged O.A.K. Nielsen fra Tisvilde Statsskovdistrikt ca. en gang om måneden besigtiget træerne og noteret sine iagttagelser, som er gengivet i tabel 4.7. Ved beskrivelse af piletræernes tilstand anvendes sekvensen: god > ½god > ½dårlig > dårlig > ringe > ringere > meget ringe.

Tabel 4.7a. Kasse 1 tilstandsrapport. Starttilstand position a: dårlig, position b: ½god.

Tabel 4.7b. Kasse 2 tilstandsrapport. Starttilstand position c: god; position d: god.

Tabel 4.7c. Kasse 3 tilstandsrapport. Starttilstand position e: Ringe; position f: dårlig.

4.10.4 Forsøg med havvand med højere saltholdighed

For at belyse piletræers reaktion på en højere saltholdighed end i Kalvehave Havn blev der i to mindre baljer tilplantet med pil doseret hhv. 25 og 75 l vand fra Gilleleje Havn (saltholdighed ca. 20‰). Ligesom forsøgskasserne var baljerne forsynet med udtag i bunden til infiltrationsvand. Sedimentet blev mættet med saltvand ved doseringer over hhv. 2 og 5 dage. En uge efter sidste dosering havde pilene tabt alle blade, og efter en måned virkede planterne døde. Ikke desto mindre begyndte de igen at sætte skud efter den regnfulde september. Pilenes vækst synes dog sat i stå for resten af vækstsæsonen, hvilket sandsynligvis betyder alvorlige rodskader, men en del af forklaringen kan være mangel på næringsstoffer. Alt i alt ser det du som om, pilene kan overleve selv en total mætning med 20‰ saltvand i en kort periode, men fortynding må anbefales for ikke at sætte væksten i stå for længe.

4.10.5 Opsummering

Startbetingelserne for de enkelte forsøg har været forskellige, idet de enkelte pilekloner har haft forskellig højde ved første slamdosering. Endvidere har forsøgsbetingelserne været forskellige, idet der er anvendt tre forskellige kloner, kasse 1 har stået i halvskygge, mens de øvrige kloner har haft fuldt lys, og endelig har tilførslen af vand været forskellig (jf. afsnit 4.4). Disse forskelle gør det vanskeligt at nå frem til entydige konklusioner. Af de 3 pilekloner er det kun klonen ”Aage” (× Salix schwerinii), der ser ud til at have klaret det salte miljø nogenlunde. Denne sort vides at klare sig bedre i marine omgivelser end Salix viminalis. Hertil kommer, at klonen ”Aage” var den mest livskraftige sort ved forsøgsstart, og dette er formodentlig også en afspejling af artens hårdførhed. Udover en enkelt tilførsel af gødning under forsøget, har alle sorterne groet mere end et år i uberiget stabilgrus. Krydsningen ”Bjørn” har klaret sig dårligst trods rigelig vanding. Dette hænger sandsynligvis sammen med mangel på lys. Klonen ”Orm” (× Salix viminalis) har også klaret sig dårligt, hvilket nok dels skyldes artens følsomhed overfor salt og dels mangel på vand i den tørre sommerperiode. Forsøg i en mindre skala med en tidsbegrænset dosering af rent havvand (20‰) viste, at pilene kan overleve mætning med mere saltholdigt vand i en kort periode. Væksten går dog i stå i en længere periode, og det er således sandsynligt, at den høje saltholdighed skader træernes rødder i betydeligt omfang.

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

Version 1.0 Januar 2006, © Miljøstyrelsen.