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

Udvaskning af glyphosat ved juletræsproduktion på lerjord

2 Materialer og metoder

• 2.1 Etablering af forsøgslokaliteten
• 2.2 Landbrugsdrift
• 2.3 Klima og afstrømningsdata
• 2.4 Analyse af træernes sundhed og kvalitet
• 2.5 Prøvetagning - jord
• 2.6 Prøvetagning - vand
  • 2.6.1 Instrumentering til prøvetagning af vand
• 2.7 Sorption, mineralisering, nedbrydning og transport
  • 2.7.1 Sorption, nedbrydning og mineralisering
  • 2.7.2 Transport af pesticider beskrevet ved søjleforsøg
• 2.8 Analysemetoder
  • 2.8.1 Jordanalyser
  • 2.8.2 Vandanalyser
  • 2.8.3 Nåleanalyser
  • 2.8.4 Analyse af glyphosat og AMPA - metodeaspekter

2.1 Etablering af forsøgslokaliteten

Projektet udførtes på forsøgsmarken Slæggerup, placeret nordøst for Roskilde på moræne fra sidste istid. Marken var systematisk drænet i et isoleret drænsystem i ca. 1 meters dybde, dvs. at der ikke var andre marker, der afdrænedes gennem dette drænsystem, hvilket gjorde lokaliteten velegnet til undersøgelse af udvaskning til dræn. Grundvandsstanden faldt om sommeren til et niveau på ca. 3-3,5 m.u.t.

Forsøgsmarken Slæggerup indgik indtil 1.7.2003 i "Varslingssystemet for udvaskning af pesticider til grundvand" (Lindhardt et al., 2001; Kjaer et al., 2002). Marken havde tidligere været anvendt til dyrkning af landbrugsafgrøder i årlig omdrift, og henstod ved projektets start som stubmark efter korndyrkning (Se bilag D angående Landbrugsdrift i Slæggerup, og historiske data). Ved projektets start var der installeret udstyr til udtagning af vandprøver fra såvel jordvand, drænvand samt det nydannede grundvand. Det var dog nødvendigt at modificere og supplere instrumenteringen, ligesom selve marken skulle opdeles i to forsøgsfelter (P og M), og et kontrolareal (se detaljer om behandlingsprincipper i afsnit 2.2). Kontrolarealet bestod af to sammenhængende trekanter på ca. 0,3 ha mod sydøst, arealet af P feltet var 1,2 ha, mens M feltet var 1,1 ha. Forsøgsfeltet P og M var adskilt af et ca. 10 m bredt demarkationsareal (Figur 1).

Jorden var en JB7 jord med et lerindhold i pløjelaget på 20-24 % og et TOC indhold på 1,4 %. Ifølge USDA’s klassifikationssystem (Soil Survey Staff, 1999) var jorden en 'Typic Argicoll'. Arealet havde en 1-4^O hældning mod nordøst og højdeforskellen inden for marken var ca. 4,5 meter. For en nærmere beskrivelse af marken henvises til Lindhardt et al. (2001).

Parcellerne og kontrolarealet blev beplantet med i alt ca. 12.000 nordmannsgran. Plantningen blev foretaget direkte i stub (Figur 2). Til beskyttelse af kulturen blev området indhegnet med vildthegn, så indtrængning af råvildt og andre dyr hindredes. Plantning og hegning blev igangsat den 11. maj 2004.

Drænvandssystemet blev opdelt, så der kunne opsamles drænvandsprøver fra hvert af de to markfelter P og M. Til måling af vandhøjden var der monteret en tryksensor (Vanessen diver^®) som registrerede vandtryk og temperatur, og hvert kammer var udstyret med et Thompsonoverfald. Opsamlingen af drænvandsprøver og anvendelsen af Thompsonoverfald til beregning af drænafstrømning er nærmere beskrevet i et senere afsnit. Endvidere blev der ved forsøgets start etableret tre lodrette boringer i demarkationsområdet til monitering af grundvandsstandens fluktuationer.

Figur 1 Skitse af lokaliteten. Placering af demarkationsarealet der adskiller de to forsøgsfelter med konventionel pesticidbehandling (P-felt) og alternativ mekanisk baseret behandling (M-felt)

Figur 2 Tilplantning. Trerækket plantemaskine blev anvendt ved tilplantning af forsøgslokaliteten

2.2 Landbrugsdrift

På Slæggerup blev de to forsøgsfelter P og M samt kontrolfeltet K renholdt på følgende måder:

P-feltet - Konventionel pesticidbehandling: Anvendelse af bekæmpelsesmidler med forårssprøjtning med jordvirkende herbicid til bekæmpelse af frøfremspirende ukrudtsarter, kombineret med forårs/sommer- og efterårssprøjtning med glyphosatmiddel til bekæmpelse af flerårige ukrudtsarter

M-feltet - Alternativ mekanisk behandling: Renholdelsen ved hjælp af mekanisk ukrudtsbekæmpelse, kombineret med efterårssprøjtning med glyphosatmiddel

Kontrol-feltet K – ingen behandling: K-feltet blev beplantet på samme tidspunkt som behandlingsfelterne med nordmannsgran, men behandledes hverken mekanisk eller med pesticider

Ved sprøjtning blev der anvendt en flad dysetype og Intek sprøjteudstyr. Dysetrykket var 2,2 bar og udbringningshastigheden var 4 km/t. Udbringningen foregik om morgenen i rolige vejrforhold. Drift og sprøjtning i projektet fremgår af Tabel 1.

Tabel 1 Behandling af forsøgsfeltet med konventionel pesticidbehandling (P-felt), alternativ mekanisk behandling (M - felt) samt kontrolfeltet (K-felt). Mængden af udbragt aktivstof er angivet i parentes

• På demarkationsarealet mellem de to forsøgsfelter (se Figur 1) blev der ligeledes udbragt 2 l Roundup Bio/ha

Til sammenligning kan generelle niveauer for pesticidbehandlinger til juletræsdyrkning overordnet beskrives således (dosering angivet pr hektar):

                         År -1 (kulturforberedelse): 3-5 l RoundUp (glyphosat middel)

                         År 0: 4 l Inter Terbuthylazin i marts/april, og 1 l RoundUp i oktober

                         År 1: 1 kg Karmex + 4 l Inter Terbuthylazin i marts/april, og 1,5 l RoundUp i oktober

                         År 2: 1 kg Karmex + 4 l Inter Terbuthylazin i marts/april, og 2 l RoundUp i oktober

I årene 3 og frem til afdrift gives ovenstående forårsbehandlinger, men man vil typisk reducere efterårssprøjtningen med RoundUp i de salgsklare kulturer for at undgå skader. I alt ville der således kun blive sprøjtet 5 gange med RoundUp i efteråret efter at træerne er plantet.

Efter projektets forløb er markedsføring af Inter Terbuthylazin ophørt, og en fremtidig behandlingsform kan blive: marts: 1 kg Karmex (måske Diflufinican (DFF) når Karmex udgår), maj: 150 g Logo (minimiddel), oktober: 2 l RoundUp/ha.

2.3 Klima og afstrømningsdata

Der blev foretaget målinger af henholdsvis temperatur i jord og luft, nedbør, jordfugtighed (måling med TDR) og afstrømning fra drænsystemerne.

Opsamling af data blev foretaget som timeværdier. Desuden udførtes en række målinger, så der kunne opstilles betragtninger om vandbalancer og afstrømning (f.eks. jordens vandindhold, afstanden til grundvandet og vandføring i drænene). Den anvendte instrumentering er beskrevet i Lindhardt et al. (2001), og princip for nedbørskorrektion er angivet i (Allerup et al., 1997).

2.4 Analyse af træernes sundhed og kvalitet

Væksten blev karakteriseret gennem højde-, topskuds, og sideskudsmålinger samt ved måling af rodhalsdiameter. Fejl på træets opbygning og sundhed (f.eks. manglende top, grene eller nåletab) blev registreret. Desuden blev der udført målinger af nålestørrelse, farve og nålekemi. Nålekemi (N, P, K, Mg, Ca, S, Mn, Fe og B) blev i alle forsøgsårene målt efter vækstsæsonens ophør.

Træerne blev vurderet kvalitetsmæssigt ud fra en feltscoringsskala baseret på de registrerede fejl på træets opbygning og sundhed. Ud fra det enkelte træs fejl blev en simpel klassificering af træernes kvalitet på felterne udarbejdet. Selv efter to vækstsæsoner var forsøgstræerne stadig små. Baseret på dette, og andre projekters vækst- og sundhedsregistreringer i juletræsbevoksninger, blev rotationens længde fremskrevet.

Forsøget blev anlagt med 9 planterækker mellem hvert sprøjtespor, og der blev, inden for forsøgsfeltet M og P, etableret 10 blokke med 30 træer i hver, og blokkene blev udlagt, så terrænvariationen kunne afdækkes. Kontrolfeltet K, som var betydeligt mindre og mere ensartet, rummede tre blokke á 30 træer. For alle blokke blev data etableret på træer, som var etableret ved den oprindelige plantning (træer fra reetablering indgik ikke i dataetableringen). De 30 måletræer i hvert felt blev som hovedregel valgt som de første 30 træer i midterrækken (række 5) mellem to sprøjtespor. Den konventionelle P og den alternative M behandlingsstrategi repræsenteredes således af 300 træer, mens kontrolfeltet repræsenteredes af 90 træer. Hver nåleprøve rummede nåle fra 90 træer, som blev sammenstukket fra tre af ovenstående 3 blokke (1-3; 4-6 og 7-9). Hver behandling repræsenteredes således tre gentagelser.

For de i alt 690 træer blev der målt følgende sundheds- og kvalitetsparametre: Højde i cm, top- og sideskudslængde i cm, farvevurdering (skala fra 0-7, 7=mørkest grøn – målingen foregik på årsskud i 2. grenkrans med referencekviste baseret på kendte Munchell farveværdier), nålelængde i mm (der blev taget nåle fra 2. ordens årsskud i 2. grenkrans, skadesvurdering (0-10, 10=død, skadesvurderingen baseredes på økonomisk betydning) og rodhalsdiameter i mm. Rodhalsdiameteren blev målt på hver 10. måletræ. Desuden blev der udtaget ca. 5 nåle pr. træ til kemiske analyser for næringsstoffer.

Kombinationen af en hård jordskorpe i stubmarken og en uensartet jordbund vanskeliggjorde plantningen, hvorfor der visse steder blev plantet uden en tilstrækkelig jorddækning omkring rødderne. Hertil kom en sen og usædvanlig hård forårstørke i 2004, der resulterede i en betydelig planteafgang (anslået 20-30 %), som entreprenøren indvilgede i at gentilplante (Figur 3). Gentilplantningen blev foretaget i løbet af foråret 2005. Denne gentilplantning vurderedes ikke at have betydning for studiet af udvaskning af følgende årsager: De steder, der blev gentilplantet, var spredt ud over begge felter og kontrolarealet. Jorden blev kun berørt meget lokalt ved gentilplantningen, idet efterbedringen var manuel, og der blev ikke foretaget dybtgående forstyrrelser af jorden. I det efterfølgende blev der holdt styr på tilplantning og nytilplantning, eksempelvis i forbindelse med målinger af juletræskvalitet, hvor nåleprøverne kun blev indsamlet fra den oprindelige plantning. Det er desuden almindeligt forekommende at efterbedre juletræsbeplantninger, og gentilplantningen kan således ikke betragtes som en afvigende aktivitet, men derimod som en praksisnær realitet.

Figur 3 Tørkeskade på planter. Sen plantning fulgt af lang tørkeperiode og manglende jorddækning medførte at en del af de udplantede træer blev kraftigt rødfarvede i sommerperioden. Mange af træerne rettede sig dog rettet sig i den følgende sensommer

2.5 Prøvetagning - jord

I felten blev der udtaget jordprøver til bestemmelse af den residuale koncentration af AMPA og glyphosat. Desuden blev der udtaget jordprøver i pilotprojektet, og efterfølgende i selve hovedprojektet, til laboratorieforsøg for undersøgelse af pesticidets nedbrydning, sorption og mineralisering.

Pilotprojekt: Inden opdeling og beplantningen af forsøgsområdet i Slæggerup blev der udtaget prøver i 3 dybder i 50 punkter. Disse prøver dannede grundlag for beskrivelse af heterogenitet, samt variabilitet mellem de to parceller M og P. De i alt 150 prøver etableredes ved boring med håndbor, og der blev udtaget prøver i tre dybder; 0-25 cm, 40-65 cm og 100-120 cm under terræn, svarende til A, B og C horisonterne. Fordelingen af prøverne på de to felter og kontrolarealet samt placeringen af demarkationsarealet mellem felterne er angivet på Figur 4.

Figur 4 Prøveudtagning i pilotprojektet. Placering af demarkationsarealet (markeret med gråt) der adskiller de to felter med konventionel pesticidbehandling (P) og mekanisk baseret behandling (M). Prøveudtagninger er angiver med røde prikker (2 er placeret i kontrolområdet udenfor felterne)

Jordprøverne blev karakteriseret for en række iboende egenskaber, herunder parametre som forventedes at have betydning for pesticidbinding, transport og omsætning: pH, Fe, P, ledningsevne og organisk stof. Prøverne blev desuden karakteriseret m.h.t. mikrobiel biomasse målt som substrat- induceret respiration (SIR, se afsnit 2.8.1). Mikrobiel funktionel diversitet blev beskrevet på baggrund af Ecolog/Biolog^® målinger (se afsnit 2.8.1). I efterfølgende projektfaser blev prøverne udtaget i 3 plots på hvert felt som angivet på Figur 5.

Figur 5 Jordprøvetagning på M og P felt . Gennem projektforløbet blev der foretaget prøvetagning på 3 plots inden for hvert felt som angivet på figuren. I hvert plot blev der for hver horisont udtaget 3 prøver, som blev sammenstukket på horisontniveau

2.6 Prøvetagning - vand

I projektet blev der udtaget vandprøver fra tre typer af udtag: Dræn, vertikale boringer og horisontale boringer. Pesticidindholdet blev bestemt i drænvandet og de horisontale boringer og vandet blev desuden karakteriseret kemisk.

2.6.1 Instrumentering til prøvetagning af vand

Instrumenteringen til udtagning af prøver fra vand baseredes på erfaringer og installationer fra det det danske varslingssystem for pesticider (Lindhardt et al. 2001).

2.6.1.1 Vandprøver fra vertikale og horisontale filtre

På lokaliteten var der opsat prøvetagningsbrønde, som hver indeholdt 4 vertikalt placerede filtre med en længde på 100 cm. Filtrene var placeret så de øverste 4 m af grundvandet kunne prøvetages med en Whale pumpe (GP9216, 13 l/min, 72 watt, 12 V, RoTek a/s, DK). Princippet for prøvetagningen i de vertikale boringer er vist i Figur 6.

Til udtagning af prøver fra horisontale filtre var marken instrumenteret med lange filtre, der lå ca. 3,5 m under jordoverfladen. To horisontale prøvetagningssteder var etableret under hhv. M og P feltet. I forhold til de vertikale filtre havde de horisontale filtre et stort udbredningsområde. Filtrene var relativt lange (18 m, ydre diameter på 125 mm, vægtykkelse 5,8 mm), og integrerede dermed vand under hvert af de to felter M og P. Hvert filter bestod af tre sektioner, og prøver udtaget fra sektionerne blev sammenstukket til en filterprøve. Udstyret til de horisontale filtre blev skudt ind under marken ved underboring, hvormed jordstrukturen i de øverste jordlag over filtrene var så uforstyrret som muligt. Princippet for et horisontalt filter er vist i Figur 7.

Figur 6 Vertikal prøvetagning. Princip for multi-niveau piezometer (til venstre) og vertikale moniteringsbrønde (til højre, udført som sæt af bestående af 2 brønde, der samlet dækker fire filterdybder). Fra Lindhardt et al. (2001)

Figur 7 Horisontal prøvetagning. Princip for underboret, langt filter til udtagning af prøver 3.5m under et prøvefelt. Fra Lindhardt et al. 2001

2.6.1.2 Vandprøver fra dræn

På lokaliteten var det muligt at etablere to selvstændige drænsystemer, der udelukkende afdrænede et forsøgsfelt, og som ikke var i kontakt med omkringliggende arealer. Dette blev udført ved fysisk opdeling af det eksisterende dræn og etablering af to udløb (se etablering af lokaliteten i afsnit 2.1). Drænvand fra hvert felt blev ledt fra de individuelle drænsystemer til hvert sit kammer i drænbrønden. Opdelingen af drænbrønden i to kamre gjorde det muligt at opsamle prøver fra drænsystemet i felt P og M individuelt. Drænafstrømningen fra de to felter blev moniteret i begge kamre i drænbrønden, hvor der var installeret tryktransducere (Diver^®), så vandstanden kunne måles på timebasis og afstrømningen beregnes. I Figur 8 vises et billede taget ned i drænbrønden, hvor Thompsonoverfald og monteringen af transducere og prøvetagere til ISCO-sampleren kan ses. Der var monteret bølgedæmpende plader foran drænudløbet for at minimere forstyrrelser i diver og transducer målinger af vandstanden i kammeret. Disse målinger af vandtryk (og dermed vandstand) blev anvendt til beregning af afstrømning via drænene.

Drænvandsafstrømningen på forsøgsfelterne M og P blev prøvetaget gennem hele drænsæsonen ved brug af en automatiseret prøveudtager (ISCO-sampler). Prøvetagningsrøret var monteret i drænrørets udløb til kammeret i brønden. Et dataloggerprogram styrede drænvandsprøvetagning fra begge forsøgsbehandlinger. Basis for den strømningsproportionale prøvetagning var vandstandsmåling baseret på tryktransducermålinger som beskrevet ovenfor. Hvert 10. minut blev transducerværdier for hvert drænkammer automatisk aflæst af datalogger, hvorved det blev muligt at udtage prøver proportionalt med afstrømningen i drænet.

En strømningsproportional sampling i dræn fra felt P var indstillet til at udtage en prøve for hver afstrømning af 3.000 liter vand. I dræn fra felt M blev der på grund af tekniske problemer prøvetaget tidsproportionalt. Det var i dette drænkammer at en ny transducer blev installeret i forbindelse med modificeringen af det eksisterende VAP udstyr. En transducer, der var identisk med den oprindeligt monterede VAP transducer, kunne ikke fremskaffes, og det medførte problemer i forhold til den automatiserede sampling.

Forsøget strakte sig over 2 drænsæsoner og drænene var vandførende i perioderne: Periode 1; fra den 22. december 2004 til den 29. marts 2005, og periode 2; fra den 16. februar 2006 til den 19. april 2006. I alt blev der udtaget 73 prøver fra M feltet og 106 prøver fra P feltet. Prøverne blev indsamlet på ugebasis, og de udtagne prøver blev sammenstukket volumenproportionalt til en ’ugeprøve’. Hver ugeprøve blev analyseret for indhold af glyphosat, AMPA og kemiske komponenter.

Generelt kunne anvendelsen af strømnings- og tidsproportional prøvetagning medføre forskelle i moniteringsdata, i forhold til hvordan meget korte, intensive pulser registreres. I dette projekt var drænsystemet stort og omfattede en lang transportvej, og eventuelle spidspulser (’peaks’) ville udjævnes undervejs i drænsystemet, hvorved forskelle i de to prøvetagningsstrategier også blev udlignet. Desuden var der ikke ekstreme afstrømningshændelser i den periode hvor forsøget blev udført. Ved høje afstrømningsmængder var erfaringen ellers, bl.a. baseret på observationer fra varslingssystemets moniteringsdata, at tidsproportional sampling ville underestimere mængder og koncentrationer. Ud fra drænets omfang og klimaet i forsøgsperioden måtte det dog konkluderes at problemet med transduceren gjorde beregningerne mere krævende, men resultatet af beregningerne blev ikke påvirket i væsentlig grad. Det tekniske problem afstedkom dog, at der ikke blev samplet i M drænet ved første drænstrømningshændelse. Da markfelterne M og P var blevet behandlet ens i denne periode, og der samtidigt ikke blev målt glyphosat i de prøver, der blev udtaget fra P-drænet i samme periode, kunne det antages, at der ikke havde været afstrømning af pesticid fra nogen af arealerne.

Figur 8 Kamre i drænbrønd. Billedet af drænbrønden viser placering af prøvetagningsudstyr og opdeling i 2 kamre

2.7 Sorption, mineralisering, nedbrydning og transport

2.7.1 Sorption, nedbrydning og mineralisering

Mineraliserings- og nedbrydningsforsøgi jordkerner

I pilotforsøget blev der i tre punkter på hver felt udtaget 2 intakte jordkerner i tre dybder, i alt 18 jordkerner pr. felt. Prøverne blev udtaget i dybderne 0-25 cm, 40-65 cm og 100-120 cm under terræn, svarende til Ap, B og Bc horisonterne. Jordkernerne blev udtaget i stålrør (60*100 mm) til undersøgelse af mineralisering/nedbrydning og sorption af glyphosat. Jordkernerne blev forseglet og inkuberet ved 10° C umiddelbart efter udtagningen. Forsøgene udførtes med ¹⁴C-mærket glyphosat. Den dannede CO₂ opsamledes i en basefælde og ved måling af ¹⁴C aktiviteten i en scintillationstæller kunne mineraliseringen beregnes som % af tilsat mængde glyphosat. Mineralisering og nedbrydning blev målt og pesticidets residualkoncentration blev bestemt ved efterfølgende fraktioneret ekstraktion fra jorden. Først blev jordens adsorberede mængde ekstraheret med en 0,1 M NH₄Cl (pH~6,5) i 30 min, derefter med en 0,5 M NaHCO₃ (pH~8,2).

Mineralisering og forsvinding i batch

For at vurdere eventuelle ændringer på de to forsøgsfelter før og efter behandlingerne med sprøjtemidler blev der udført forsøg med jordprøver udtaget før beplantningen (11-4-2005) og efter to års sprøjte praksis (27-6-2006). Målingerne er udført som en modificeret måling af mineralisering residual mængde over ca. 60 dage og med efterfølgende ekstraktion (udvaskning) af let tilgængelige glyphosat og AMPA.

Der blev udtaget jordprøver (2-3 kg) fra tre plot på hvert felt fra de tre horisonter A, B og C. til hvert inkubationskammer blev der afvejet 50 g jord, som blev tilsat 1 ml glyphosat-opløsning med 25 000 dpm ¹⁴C-mærket glyphosat og med en mængde på 40 µg umærket glyphosat, svarende til 0,8mg / kg jord. Stoffet var ¹⁴C mærket i den position der sad ved aminogruppen. Prøverne inkuberedes i mørke med NaOH fælde. Prøver udtoges til tælling ved ”slagtning” efter dag 2, 4, 8, 16, 32, 64. Ekstraktion af jord ved udtagningstidspunktet udførtes ved at tilsætte 7 ml 1M NH₄Cl (aq), derefter opslæmning og rystning 2½ time ved 20 °C og supernatanten dekanteredes over i en 15 ml LSC vial. Jorden ekstraheredes atter ved tilsætning af 7 ml 0,5 M HCl (aq) og rystedes 2½ time ved 20 °C og kombineredes med det første ekstrakt i LSC vialen. Ekstraktet blandedes og der udtoges 2 ml til LSC tælling. DT50 blev estimeret ud fra residualkoncentrationen i jordprøverne under anvendelse af førsteordens kinetik.

Sorption af glyphosat til jord

På jorden der blev anvendt til sorptionsforsøg blev der udført bestemmelse af tørstof, hvor der blev anvendt 10 g jord som blev indtørret i varmeskab ved 105°C i 24 timer.

Til sorptionsforsøgene blev der udtaget jordprøver på ca. 1 g som dobbeltprøver til analyse for sorption på glyphosat niveauerne (µg/l): 0,05 0,1 0,5 1,0 10,0. Til sorptionsforsøgene blev 15 ml sorptionsrør med Teflon skruelåg anvendt, hvortil der blev tilsat 9 ml Milli-Q vand, som blandedes og henstod 30 minutter. Derefter tilsattes 1 ml pesticid stamopløsning indeholdende ¹⁴C på niveau 10.000 dpm. Der blev inkuberet ved stuetemperatur i 48 timer på rystebord (150 rpm).

Til tælling overførtes 2 ml til Eppendorfrør og der centrifugeredes ved 14 500 x g i 5 min. 1,5 ml blev udtaget til LSC tælling, hvorefter pH måltes. Sorptionen blev beregnet under anvendelse af Freundlich-isotermer og angivelse af n og K_F. Kort beskrevet er den anvendte Freundlich adsorption isoterm en kurve som beskriver sammenhængen mellem koncentrationen af et stof på en fast fase (en adsorbent) og koncentrationen af stoffet i den omgivende væske (Weber et al., 1991). En Freundlich isoterm beskrives ved

c_s = K_f * cⁿ

Her er c_s koncentration i den faste fase, c er koncentration in væskefasen, K_f er Freundlich adsorptions konstanten og n er Freundlich eksponenten. I det særlige tilfælde hvor n = 1, reduceres Freundlich isotermen til en linear isoterm.

Sorptionsforsøg, slam fra drænbrøndskamre

Måling af glyphosatindholdet på partikler og kolloider fra drænvand samt det tilhørende drænvand blev udført på tre prøver udtaget fra samlebrønden under drænudløbet. Prøverne blev udtaget i brønden i henholdsvis november 2006 og januar 2007. De sidste prøver blev udtaget i kamre svarende til drænvand kommende fra såvel M som P parcellen. Efter udtagning blev prøverne dekanteret og vandet opbevaredes frosset indtil analyse. I prøverne forekom ”svæv” bestående af små partikler og kolloider. En del af denne fraktion anvendtes til sorptionsmålinger og den resterende fraktion analyseredes for indhold af glyphosat og AMPA som beskrevet for jordprøver (se afsnit 2.8.1). Prøver udtaget fra kamrene i drænbrønden dekanteredes og slammet blev overført til bluecap flaske, hvorefter det homogeniseredes ved rystning. Derefter blev der udtaget dobbeltprøver til analyse for sorption på glyphosat niveauerne (µg/l): 0,05 0,1 0,5 1,0 10,0. Til sorptionsforsøgene anvendtes sorptionsrør hvortil der tilsattes 2 ml slamsuspension og 8 ml Milli-Q vand, som blev blandet og henstod 30 minutter. Derefter tilsattes 1 ml pesticid stamopløsning indeholdende ¹⁴C på niveau 10.000 dpm. Der blev inkuberet ved stuetemperatur i 48 timer på rystebord (150 rpm). Til tælling overførtes 2 ml til Eppendorfrør som centrifugeredes ved 14 500 x g i 5 min. Til LSC tælling blev der udtaget 1,5 ml af supernatanten, hvorefter pH måles. Sorptionen beregnedes under anvendelse af Freundlich isotermer og n og K_F blev angivet. På slamsuspensionen udførtes bestemmelse af tørstof, hvor der blev anvendt 10 ml slamsuspension som indtørredes i varmeskab ved 105°C i 24 timer.

2.7.2 Transport af pesticider beskrevet ved søjleforsøg

Jordsøjler udtaget på feltlokaliteten blev anvendt til karakterisering af sprækkerelateret transport i intakte søjler. Hertil blev anvendt ¹⁴C-mærket glyphosat sammen med en kombination af farvestoffer og en chlorid-tracer. Til undersøgelse af transporten af glyphosat og partikler i de to parceller blev der udtaget 15 cm x 25 cm intakte søjler fra A horisonten på fire positioner. De 8 søjler med en diameter på 15 cm blev efter hjemkomsten til laboratoriet renset af i bunden og pålagt ca. ½- 1cm filtersand (1-3) under søjlen for at øge drænkapaciteten, På overfladen blev der ligeledes lagt ½-1 cm sand for at hindre erosion ved påsætning af vand. På overfladen blev yderligere lagt et filterpapir, som fremmede en jævn tilførslen ved vandpåsætningen. Inden forsøgets start blev søjlerne kvældet op med 3 x 200 ml vand, således at gennemstrømningen af vand var i ligevægt med det sug som en 75 cm teflonslange fra afløbet gav (pF = 1.8). Opsamlingen af eluatet skete i en 250 ml Bluecap flaske placeret nedenunder søjleopstillingen. Et låg dækkede toppen af søjlen for at nedsætte fordampningen. Der tilsattes 90 ml Milli-Q vand indeholdende 300 mg Cl / l, ca. 10⁶ dpm ¹⁴C-glyphosat med 3,5 mg kold glyphosat (~2 kg aktivt stof / ha) og 10⁸ Latex Fluorobrite® 0,35 µm kugler. Ca. hver 3. dag tømtes eluatflaskerne, som blev vejet og ml eluat noteredes og der påsattes100 ml postevand til søjlen. På eluatet måltes glyphosat og AMPA ved ¹⁴C på LSC (2 ml), chlorid (kolorimetrisk) og i nogle tilfælde kugletælling på epi-fluoroscens mikroskopi.

2.8 Analysemetoder

2.8.1 Jordanalyser

Residualkoncentration af AMPA og glyphosat i jord

Jordprøver udtaget med håndbor blev opbevaret i Rilsan poser ved -20 °C indtil analyse for residualindhold af glyphosat og AMPA på kommercielt laboratorium. 25 g jordprøve ekstraheredes med 100 ml 1 M ammoniakvand. Ekstraktet fortyndedes med vand og pH blev justeret til 2,0 med HCl. Opløsningen opkoncentreredes på en kolonne med Chelex 100. Efter vask med 0,1 M HCl blev glyphosat og AMPA elueret med 6 M HCl. Eluatet oprensedes på en kolonne med AG 1-X8. Eluatet blev tilsat trichloreddikesyre anhydrid og 2,2,3,3,4,4,4-heptafluor-1-butanol til derivatisering af glyphosat og AMPA. Derivaterne analyseredes ved GC-MS på en GC-kolonne af 5 % phenylmethylsilicone og Electron Impact (EI) ionisering. Glyphosatderivatet måltes ved ionerne m/z 612, 611 og 584, og AMPA-derivatet blev målt ved ionerne m/z 446, 372 og 502. Beregningen blev udført ved kalibrering med standarder ført gennem kolonneoprensning og derivatisering samt ved brug af intern standard. Til beregning af jord blev gennemsnitskoncentration af de målte værdier i jordprøverne for hver enkelt dybde anvendt til estimat af indhold i jorden i P og M feltet. Jordens densitet anvendt til omregning fra koncentration til mængde var 1,4; 1,5 og 1,6 for hhv. A, B og C horisont. Da prøverne repræsenterede 15 cm jordsøjle blev den fulde jordsøjle estimeret ved at ganget op til fuld horisont med en faktor 2, 3 og 5 svarende til fulde horisontsøjler på 30, 45 og 75 cm for henholdsvis A, B og C horisont. Hvor der ikke blev detekteret indhold i jordprøverne blev værdien sat til 0 for den enkelte prøve.

Analyser på jord – øvrige parametre

Jordprøver til de øvrige analyser blev udtaget med håndbor og opbevaret i Rilsan poser ved 5 °C indtil analyse.

Teksturbestemmelse ved sigteanalyser blev udført som beskrevet i DS 405.9. Vandindholdet blev bestemt ved tørring i 24 timer ved 105 °C efter DS og beregnet på tørstofbasis. Organisk stof estimeredes som glødetab ved glødning i 6 timer ved 550 °C, (STM,1995). Gløderesten blev efterfølgende oplukket i 1N HCl for bestemmelse af total ekstraherbart jern Fe(ex) efter reduktion med hydroxylammoniumchlorid og fotometrisk bestemmelse på Jenway 6405 UV/VIS ved bipyridin-metoden, (STM,1995). På samme prøver måltes PO₄(total) ved måling på molybdænkomplekset, (Andersen, 1976). Ekstraherbart Fe(II) blev bestemt direkte på friske prøver ved ekstraktion med 1N HCl og kvantificering med bipyridin-metoden. Total ekstraherbart phosphat blev bestemt på HCl ekstraktion af gløderesten (metoden på molybdænkomplekset, beskrevet ovenfor). Bestemmelse af pH blev udført på friske prøver ved jord/vand suspension (2:5 vægt/vol). Efter centrifugering blev vandekstraherbart fluorid, chlorid, nitrat, bromid og sulfat bestemt ved ionkromatografi på Dionex^® (LC20-CD20-GP50) HPLC-IC. På tørrede og nedknuste prøver blev total kulstof (TC), total organisk kulstof (TOC) og total kvælstof (TN) bestemt på en LECO CHN-2000 LECO CS-200 analyser.

Substrat-induceret respiration SIR (til bestemmelse af mikrobiel biomasse) og fysiologisk diversitet (Biolog®, Ecoplates) analyseredes efter metoden beskrevet i (West og Sparling, 1986; Vinther et al., 1999). Princippet i den anvendte SIR metode var, at jordprøven blev tilsat en let omsættelig kulstofkilde. I dette projekt anvendtes tilsætning af ¹⁴C-mærket glukose. Derved induceredes maksimal respiration fra biomassen i jorden. Måling af CO₂-produktionen blev foretaget over forholdsvis kort tid (3-4 timer), hvorved en opformering af mikroorganismer kunne undgås. På grundlag af målinger af substrat-induceret respiration kunne jordens mikrobielle biomasse beregnes.

Mikrobiel diversitet i jorden undersøgtes ved anvendelse af Biolog mikrotitter plader, Ecolog®. Herved kunne de mikrobielle populationers evne til at udnytte et udvalg af organiske forbindelser som kulstofkilde karakteriseres. Det mikrobielle samfunds vækstmuligheder på 31 forskellige kulstofkilder måltes på en jordsuspension i 0,1 % NaCl og efter fortynding på 10⁴ x. Inkuberingen skete ved 20 °C og omsætning på pladen blev målt ved tetrazolium farveudvikling gennem 7 dage. Ud fra disse vækstforsøg fremkom et ”metabolsk fingeraftryk” for det mikrobielle samfund i jorden. Umiddelbart kunne Ecolog profilerne således give et billede af den funktionelle diversitet i jorden.

Resultaterne fra Biolog mikrotitter pladerne kunne anvendes som angivet i (Garland, 1997) til beregning af et funktionelt diversitet indeks på de enkelte jordprøver ved anvendelse af et Shannon index. Dette blev udført ved at normalisere pladerne ved en beregning af gennemsnitsfarveudviklingen. Dermed elimineredes effekten af forskellig mikrobiel biomasse i suspensionerne. ”Average Well Colour Development” (AWCD) udtrykte bakteriernes umiddelbare mineraliseringskapacitet, hvor parameteren ”Diversitet” (H’) var et supplerende diversitetsmål, et Shannon index (Garland, 1997). Shannon indekset finder udbredt anvendelse indenfor økologien (Spellerberg og Fedor, 2003), og det vægter de individuelle klasser i forhold til deres relative forekomst (Washington, 1984; Hennink og Zeven, 1990; Nubel et al., 1999). Diversitetsmålet H inddrager også omsætningsgraden af de forskellige kulstofkilder og beregnes ved:

hvor p_i er extinctionen på hver enkelt af de S brønde hvor der foretages målinger (her 31).

Desuden beregnedes ”Richness” hvor et højere indeks i denne sammenhæng angav, at bakterierne i jorden kunne anvende relativt mange kulstofkilder. Richness beskrev om et stof kan omsættes, men der indgik ikke grader af omsætningen.

En generel introduktion til anvendelsen af SIR og Ecoplates til karakterisering af mikrobielle parametre i jord er publiceret i KUPA metoderapporten (Barlebo, 2002) og terminologien diskuteres i (Spellerberg og Fedor, 2003).

2.8.2 Vandanalyser

Instrumentering til udtagning af vandprøver er beskrevet i afsnit 2.6.1. På vandanalyser blev der foretaget bestemmelser af Ca, Fe, K, Mg, Mn, Na og P ved ICP. Ledningsevne og pH blev bestemt vha. Radiometer VIT90/CDM83/SAC90-pH- og ledningsevnemåler. Anionerne Cl, NO3-N og SO4-S blev kvantificeret vha. ionkromatografi (Shimadzu SCL-10A/Perkin Elmer LC21). TOC blev bestemt ved Shimadzu TOC500 analyser. NH4-N blev kvantificeret vha. af FIA (PE FIAS 300/AS90/Lambda 2).

2.8.2.1 Analyse af glyphosat og AMPA på feltprøver

Vandprøverne konserveredes ved modtagelsen ved tilsætning af HCl til pH 2,0 og opbevaredes ved 4 °C indtil analyse. 500 ml vandprøve opkoncentreredes på en kolonne med Chelex 100. Efter vask med 0,1 M HCl elueredes glyphosat og AMPA med 6 M HCl. Eluatet blev oprenset på en kolonne med AG 1-X8. Eluatet tilsattes trichloreddikesyre anhydrid og 2,2,3,3,4,4,4-heptafluor-1-butanol til derivatisering af glyphosat og AMPA. Derivaterne analyseredes med GC-MS på en GC-kolonne af 5 % phenylmethylsilicone og med Electron Impact (EI) ionisering. Glyphosatderivatet måltes ved ionerne m/z 612, 611 og 584, og AMPA-derivatet måltes ved ionerne m/z 446, 372 og 502. Beregningen blev udført ved kalibrering med standarder udført gennem hele analysegangen og ved brug af intern standard.

2.8.3 Nåleanalyser

Nålelængden estimeredes ved beregning ud fra en masse til volumen konverteringsfunktion, og baseredes på vejning af prøver på 100 nåle. De kemiske analyser af nålenes totalindhold af B, Ca, Fe, K, Mg, Mn, Na, P og S blev foretaget ved ICP efter samme princip som vandanalyserne (se afsnit 2.8.2). Total indhold af C og N blev foretaget ved DUMAS metoden v.h.a. LECO CNS-2000.

2.8.4 Analyse af glyphosat og AMPA - metodeaspekter

Der eksisterede i litteraturen en række metoder til analyse af glyphosat og AMPA (Nedelkoska og Low,  Tsunoda, 1993; Schröder, 1997; Vreeken et al., 1998; Bauer et al., 1999; Royer et al., 2000; Borjesson og Torstensson, 2000; Stalikas og Konidari, 2001; Kudzin et al., 2002).

Ved forsøgets etablering var en LC-MS metode udviklet til analyse af de udtagne vand- og jordprøver. Metoden blev baseret på derivatisering med FMOC (Lee et al., 2003). Metodeprincippet viste sig dog at være mindre velegnet til analyse af glyphosat i prøver fra Slæggerup-lokaliteten, idet der blev påvist falsk positive påvisninger når blindprøver af grundvand blev tilsat pesticid. Problemet kunne lokaliseres til ioniseringsprocessen i massespektrometret, og lignende effekter af multivalente kationer på ioniseringen af glyphosat og AMPA er senere påvist i andre studier (Freuze et al. 2007).

I dette projektet var det ikke muligt at optimere metoden, så denne effekt kunne elimineres.  Analyserne blev derfor udført på kommercielt laboratorium, hvor en egnet GC-MS metode var tilgængelig (beskrevet i metodeafsnittet). Kvalitetskontrol parametre for den anvendte metode er angivet i Tabel 2.

Tabel 2 Kvalitetskontrol for analysen af glyphosat og AMPA er udført ved GC-MS baseret på målinger af 2 blindprøver og 2 spikede kontrolprøver i hver analyseserie. For vandprøver har kontrollerne en koncentration på ca. 0,05 µg/L. For jordprøver har kontrollerne en koncentration på ~ 0,04 mg/kg. Derudover er der udført 1-2 dobbeltbestemmelser og 1-2 standardadditioner i hver serie

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

Version 1.0 September 2008, © Miljøstyrelsen.