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

Udvaskning af glyphosat ved juletræsproduktion på lerjord

3 Resultater

• 3.1 Markvariabilitet
  • 3.1.1 Jordens iboende egenskaber
  • 3.1.2 EM38 data og variogramanalyse
  • 3.1.3 Variabilitet forsøgsfelterne imellem
• 3.2 Kvalitetsmåling af træernes vækst
  • 3.2.1 Fremskrivning af vækst og kvalitet
• 3.3 Processtudier
  • 3.3.1 Udvaskning under reelle feltforhold - vandprøver
  • 3.3.2 Jordprøver
  • 3.3.3 Glyphosat transport og omsætning

3.1 Markvariabilitet

For at kunne sammenholde resultaterne fra de to forsøgsfelter og kontrolarealet, var det nødvendigt at have kendskab til felternes iboende egenskaber og den relaterede grad af variabilitet på lokaliteten. Derfor blev der i starten af forsøget udført et pilotprojekt, der etablerede data, der kunne anvendes til en beskrivelse af markvariabiliteten. Formålet var dels at give en generel beskrivelse af heterogenitet på marken, dels at danne grundlag for en sammenligning af den variabilitet, der evt. forekom i udvaskning og processer imellem de to forsøgsparceller P og M. Etablering af data til denne fase af projektet blev gennemført inden opdeling og beplantningen af forsøgsområdet i Slæggerup. Beskrivelsen af markvariabiliteten baseredes på variogramanalyser, statistisk analyse af målte parametre og en multivariat dataanalyse, som muliggjorde samtidig betragtning af flere variable.

3.1.1 Jordens iboende egenskaber

Karakterisering af lokaliteten omfattede såvel opmålinger som måling af parametre, der kunne støtte og perspektivere fund af glyphosat og AMPA i jorden under de to felter og i vandprøver. Prøvetagningsdesign og fordeling af udtagningspunkter for jordprøver er sammen med højdekurver vist i Figur 9, markens tekstur i 3 dybder er beskrevet i Figur 10 til Figur 12.

Figur 9 Højdekurver for lokaliteten. Pilotprojektets prøvepunkter er angivet med numre

Figur 10 Indhold af ler og silt i A horisont. Indholdet angives som % vægt af tørret prøve

Figur 11 Indhold af ler og silt i B horisont. Indholdet angives som % vægt af tørret prøve

Figur 12 Indhold af ler og silt i C horisont. Indholdet angives som % vægt af tørret prøve

Variabiliteten på Slæggerup marken var meget stor, og desuden til stede i alle tre jordhorisonter (A, B og C). Stedet var en typisk morænelerslokalitet, men ler og siltindholdet stærkt varierende selv inden for afstande mindre end 20 meter (fremgår af Figur 10 til Figur 12). I det nordøstlige hjørne var der ret lave indhold af ler og silt i alle horisonter, mens der i det sydvestlige område forekom ret høje indhold. Af figurerne fremgår også, at der ikke var nogen speciel fordeling af de høje og lave indhold. Af Figur 13 til Figur 15 ses tilsvarende, at vandindholdet i alle horisonter fulgte ler-silt indholdet meget nøje. Også her var der store forskelle i vandindhold over tilsvarende små afstande, 20-30 meter.

Figur 13 Vandindhold i A horisont. Indholdet angives som % vægt af tørret prøve

Figur 14 Vandindhold i B horisont. Indholdet angives som % vægt af tørret prøve

Figur 15 Vandindhold i C horisont. Indholdet angives som % vægt af tørret prøve

3.1.2 EM38 data og variogramanalyse

En variogramanalyse er en geostatistisk analyse der kan beskrive variationer i datasæt. Ud fra analysen er det muligt at beskrive rumlige sammenhænge i variationen i landskabet ud fra karakteristiske afstande (Barlebo, 2002). Variogramanalysen blev udført på basis af eksisterende EM38-måledata indsamlet under etableringen af forsøgsmarken under VAP (Figur 16). Forud for den geostatistiske analyse blev der er udført interpolering og isoplet beregning.

Figur 16 Jordens elektriske ledningsevne bestemt ved EM38 målinger(modificeret fra Lindhardt et al 2001). Apparaturet til måling trækkes hen over arealet, og hvert datapunkt på målestien er angivet ved prikker. Ud fra data er der estimeret en fladefordeling af jordens tilsyneladende elektriske ledningsevne målt som milliSiemens per meter (mS/m)

De sensorer der anvendtes til EM38 dataetableringen, opererede efter induktionsprincippet og målte jordens tilsyneladende elektriske ledningsevne i de øverste jordlag ned til ca. 0,5 m (Møller og Greve i Barlebo, 2002). Den elektromagnetiske ledningsevne var en funktion af flere karakteristika i jorden, såsom vandindholdet, sammensætning og koncentrationer i jordvæskens saltindhold, type og indhold af lermineraler og jordens temperatur. Generelt kunne en stigende ledningsevne tolkes som indikation af øget indhold af ler og/eller organisk stof i de øverste jordlag. Generelt under danske forhold kan jordens varierende lerindhold typisk forklare op til 80 % af variationen i målt ledningsevne.

I forsøget var der god overensstemmelse mellem variationen i jordens estimerede ledningsevne (Figur 16) og jordens indhold af vand, ler og silt i A og B horisonten (Figur 10 til Figur 15). Data blev endvidere sammenholdt med tidligere undersøgelser af marken. Eksempelvis var der i forbindelse med etableringen af marken i VAP-sammenhæng udarbejdet en geologisk tolkning (Lindhardt et al., 2001). Generelt indikerede analyserne, at der gik et bælte gennem området i N-S retning med lav ledningsevne, en indikation af højt lerindhold og højt vandindhold.

I en variogramanalyse blev variationen i datapar, beliggende i en given afstand fra hinanden, betragtet. Afstanden mellem punkterne betegnes ”lag distance”. Gennem analysen kunne en række typisk parametrene estimeres, eksempelvis ”range” som var den afstand mellem to målepunkter, hvor den rumlige sammenhæng i variansen stort set ophørte.

Resultaterne af variogramanalysen baseret på EM38 målingerne er vist i Figur 17. Semivariansanalyse viste, at området var yderst heterogent med mange små lokale lommer med høj- og lavresistive formationer. En tilnærmet indikation af range kunne estimeres til ca. 40 m (indtegnet på Figur 17). Semivariogrammet indikerede, at selv indenfor meget kort afstand var variabiliten meget stor i forhold til markens (og de to felters) størrelse.

Figur 17 Semivariansanalyse af EM38 data. Pilen angiver estimeret Range til ca. 40 m

3.1.3 Variabilitet forsøgsfelterne imellem

I et forsøg, hvor pesticidets skæbne sammenholdes for to behandlinger (her P og M), var det væsentligt at sikre, at de to forsøgsfelter var sammenlignelige, dvs. at eventuelle forskelle mellem de to felter ikke kunne tilskrives forskelle i jordens iboende egenskaber som f.eks. pH eller indhold af næringsstoffer som PO₄. Ved starten af forsøget blev der derfor etableret et datasæt for en række parametre i jord og vand, og datasættet blev etableret i et net (50 punkter i 3 dybder, se Figur 9) som dækkede begge forsøgsområder horisontalt og vertikalt. Variabilitetsanalyser blev udført på data fra såvel jord- som vandprøver.

3.1.3.1 Jordprøver

Ud fra det anvendte prøvedesign i pilotprojektet med udtag af jordprøver fra 3 dybder i 50 punkter (Figur 7) kunne der foretages en statistisk analyse og multivariat databehandling med henblik på at etablere en beskrivelse af variabiliteten.

Den overordnede konklusion fra dataanalysen blev, at de to forsøgsfelter (P-felt og M-felt) fremstod som ens, og at der ikke kunne konstateres væsentlige forskelle i de iboende egenskaber. I den statistiske analyse blev der således ikke konstateret signifikante forskelle i de 11 parametre der blev undersøgt (Figur 18 til Figur 20). I den multivariate dataanalyse blev der ikke påvist grupperinger for forsøgsfelterne M og P, og det blev vist at kontrolarealet K afspejlede de egenskaber, der kunne beskrives for forsøgsfelterne. I det følgende gives en generel gennemgang af analysens resultater, mens der i bilag B findes en mere detaljeret gennemgang af dataanalysen.

Den statistiske analyse viste at spredningerne for de målte tekstur variable generelt var relativt lille, den største spredning observeredes for indholdet af grus og groft sand. Disse relativt store spredninger kunne delvist forklares ved at grus og sand-fraktionerne på Slæggerup var lave (omkring 1-3 %, se Figur 18 til Figur 20). Dette er karakteristisk for den type af lerjorde. Datagrundlaget for figurerne omfattede i alt 150 jordprøver og er yderligere beskrevet i bilag A.

Figur 18 A horisont - Statistisk analyse, Middelværdi og spredning af data fra pilot projektet for de to forsøgsfelter P og M, A-horisont. Bemærk logaritmisk akse

Figur 19 B horisont - Statistisk analyse. Middelværdi og spredning af data fra pilot projektet for de to forsøgsfelter, B-horisont. Bemærk logaritmisk akse

Figur 20 C horisont - Statistisk analyse. Middelværdi og spredning for værdier af basale jordegenskaber for de to forsøgsfelter C-horisont. Bemærk logaritmisk akse

3.1.3.2 Jordegenskaber

For at sammenligne de to felter, P og M, på tværs af et større antal variable blev der udført multivariat dataanalyse på baggrund af pilotprojektets data. Analysen blev udført som ”principal komponent analyse” (PCA, se Bilag B).

En række målte jordegenskaber og deres variabilitet blev i analysen betragtet sammenhængende. Resultatet var i overensstemmelse med den indledende statistiske analyse (se 3.1.3.1). Det kunne således ikke forventes fundamentale forskelle imellem de to forsøgsfelter ud fra de undersøgte variabler. I forhold til tolkningen af resultaterne var dette et væsentligt resultat, der underbyggede, at sammenligning af pesticidegenskaber på de to forsøgsfelter var mulig. Der var endvidere taget prøver to steder på kontrolarealet. Også her indikerede den multivariate analyse at der var sammenlignelighed med felterne P og M med hensyn til de iboende egenskaber.

Den overordnede konklusion på den multivariate dataanalyse blev derfor, at der ikke kunnet påvises grupperinger for forsøgsfelterne M og P, og kontrolarealet K afspejlede de egenskaber, der forekom i forsøgsfelterne.

3.1.3.3 Variabilitetsbetragtninger – vandprøver

Til en karakterisering af vandprøverne blev der målt en række uorganiske parametre i såvel drænvandet som i prøver fra de horisontale filtre og moniteringsboringerne. Disse parametre blev inddraget i forsøgsdesignet for at muliggøre en analyse af de betingelser, der er karakteristiske ved eventuelle udvaskningshændelser.

Egenskaberne for vandprøver udtaget fra de to behandlingsfelter blev analyseret ved brug af uafhængig gruppe t-test. Resultaterne af vandanalyserne er opsummeret i bilag C. Gennemsnitsværdier for P og M feltet blev sammenlignet med to grupperinger i jorden; prøver udtaget over hhv. under 3 m. De sammenlignede vandparametre for udtag fra lodrette boringer var: Ca, Cl, Fe, K, Kvælstof som NH₄ og NH₃ Mn, Mg, Mn, Na, phosphat, sulfat S, samt opløst organisk kulstof (DOC).

Blandt de testede P vs. M middelværdier kunne der i gruppen 0-3 m påvistes signifikans (P=0.05) for K, Mg, og NH₄- og NO₃ kvælstof, sulfat S og natrium. For prøver udtaget under 3 m var der signifikant forskel på middelværdierne for Ca, K, Mg og sulfat S.

Et eksempel på fordelingen af måleresultater fra vandprøverne er vist i Figur 21 for NO₃ kvælstof i vandprøver udtaget fra 0-3 m.

Figur 21 Indhold af nitrat-N i vandprøver udtaget fra 0-3 m under felt M og P. Histogram for indhold samt tilpasset normalfordeling vises

Resultater for vandprøver udtaget fra horisontale filtre placeret i ca. 3 meters dybde under marken vises i Figur 22 og Figur 23. For begge filtre kunne det vises, at pH varierede meget lidt, hvilket skyldtes det meget høje kalkindhold der var i underjorden. Det fremgår også, at vandstanden i en periode fra oktober 2005 til februar 2006 var så lav, at filtrene løb tør. Der kunne iagttages en periode med højt organisk indhold i filtret under det mekaniske felt i vinterperioden 2004-05 (Figur 22). To tilsvarende toppe kunne iagttages under P feltet men niveauet var her meget lavere (Figur 23).

Figur 22 Vandprøver fra horisontale boringer under M felt

Figur 23 Vandprøver fra horisontale boringer under P felt

3.1.3.4 Klima, herunder regnhændelser

På forsøgslokaliteten registreredes klimadata løbende. På Figur 24 vises den akkumulerede nedbør for Slæggerup-lokaliteten. Til sammenligning er årsnormalen for området vist. Som ventet var der afvigelser fra årsnormalen, eksempelvis faldt der meget regn i juli 2004 og relativt lidt nedbør i april 2005. På årsbasis var nedbørsmængden 577 mm for perioden juli 2004 til juni 2005, hvilket var meget tæt på normalens 585 mm.

Figur 24 Akkumuleret nedbør i Slæggerup i perioden 2004-06. Akkumulerede månedsværdier for nedbør målt 1,5 m over markniveau. Til sammenligning er årsnormal for perioden 1961-1990 vist

Lufttemperaturen varierede mellem 28 °C og -19 °C i forsøgsperioden, (Figur 25). Kun i en kort periode i 2005 og2006 var dagtemperaturen under frysepunktet.

Figur 25 Temperaturmålinger (max og min) i Slæggerup vist som daglige værdier målt i 1.5 m højde

Ud fra målingerne på klimastationen og data fra drænafstrømningen, var det muligt at beregne en vandbalance for lokaliteten (Figur 26 og Tabel 3). Den gennemsnitlige nedbør for lokaliteten over de 2 år var ca. 500 mm pr år. Af denne nedbørsmængde afdrænede i størrelsesorden 175 mm. Drænsæsonen startede sent i begge forsøgsår, idet der ikke var aktive dræn i efteråret, men først hen på vinteren.

Figur 26 Vandbalance for feltlokaliteten med angivelse af nedbør og afstrømning via dræn for felterne M og P

Tabel 3 Vandbalance for Slæggerup (mm/år). Nedbør er korrigeret til jordoverflade som angivet i Allerup og Madsen (1979)

1) Normaldata for 1961–1990, (Kjaer et al., 2004)

2) Grundvandsdannelse beregnet som nedbør – aktuel evapotranspiration – målt drænflow

3) Tabeldata er hentet fra (Kjaer et al., 2004)

4) Efter opdeling af drænene angives afstrømning således: P-felt / M-felt

3.2 Kvalitetsmåling af træernes vækst

Målingen af kvalitetsparametrene på Slæggerup foregik den 13.-14. december 2004, den 2.-3. december 2005 og 14. november 2006. En beskrivelse af forsøgsdimensioneringen og prøvetyper er givet i metodeafsnittet (se 2.4). I praksis blev der, efter endt vækstsæson, indsamlet materiale fra P- og M-felterne hvor der blev målt 30 træer i 10 ”uægte” blokke – i alt 300 træer pr. behandling. Træerne blev målt for højde, topskudslængde, sideskudslængde (på sydvendt skud), nålefarve, nålelængde, skadeværdi og rodhalsdiameter (kun hvert 10. træ). Blokkene var jævnt repræsenteret i forsøgets SØ/NV gående retning og dækkede bredden af forsøgsarealet. Blokkene var placeret midt mellem sprøjtespor. Placeringen af blokkene er vist i Figur 27. I tillæg til målinger på de to felter M og P blev der på arealets sydlige ende udenfor forsøgsfelterne målt tre blokke á 10 træer i K feltet. I alt 30 træer fra det ubehandlede felt indgik som reference/kontrolbehandling. Samlet set var jordbundsvariationen således dækket ind. Som vist på Figur 9 var arealets hældning lidt større i modificerede behandling (M) end i den traditionelle behandling (P), og denne variation lod sig ikke opfange af det etablerede materiale.

Figur 27 Kvalitetsanalyser. Placering af blokke. Der er 10 ”blokke” i det traditionelt behandlede felt (P) og mekanisk baseret felt (M). I kontrolfeltet (K) er der 3 blokke. I hver blok indgår 30 måletræer blok og i figuren er blokkene angivet med stiplede linier (……).

3.2.1.1 Kvalitetsmålinger fra de tre vækstsæsoner, 2004, 2005 og 2006

Fra andre forsøg med juletræer (Christensen et al., 2001; Pedersen og Christensen, 2005; Pedersen et al., 2005a) var det kendt, at forskelle imellem forsøgsbehandlinger træder stadig tydeligere frem, jo flere vækstsæsoner der går, og jo ældre træerne bliver. Der kendes dog ingen forsøg med så ungt et materiale, som nyplantningen på Slæggerup. Derfor har forventningen været begrænset med hensyn til at opnå behandlingsforskelle i de tre første vækstår efter plantning.

I Tabel 4 angives træernes skadeværdi. Det uskadte træ fik skadescoren 0, mens det let skadede træ, hvor skaden var af mindre praktisk og økonomisk betydning, fik en score mellem 4–6. Endelig blev score 7–9 givet til svært skadede træer. Generelt blev der registreret et meget højt skadesniveau i alle forsøgsbehandlinger.

Der var tale om stadigt udbyggede vækstforskelle (træhøjde, topskudslængde, sideskudslængde, nålelængde) mellem træer på M feltet (mekanisk baseret behandling) og træer på det traditionelt behandlede felt P (Figur 28). I forhold til den ubehandlede kontrolbehandling (K feltet) var der en klar tendens til, at den alternative behandling opnåede en ringere vækst og farve, mens den traditionelle behandling tværtimod opnåede en bedre vækst. Forskellene stod mest markant frem for topskudslængderne og årsskudenes nålelængde, der mest direkte var relateret til de enkelte vækstår, mens rodhalsdiameter og træhøjde iboende indeholdt vækst fra foregående år.

Tabel 4 Resultater for træer i henholdsvis P-, M-felt og kontrol arealet (K-felt) på Slæggerup i 2005. Højde, topskudslængde og sideskudslængde i cm, nålelængde og rodhalsdiameter i mm. Farve på en skala fra 1-7, hvor 7 = mørkegrøn. Skadeværdi på en skala fra 1-10, hvor 10 = død. Træer der er døde eller døende er udgået af beregningerne (skadeværdi 9 & 10)

1) Signifikant (P=0,05) forskellig fra mekanisk baseret /Traditionel behandling. 2) Signifikant (P=0,05) forskellig kontrol og Alternativ/traditionel behandling. 3) Signifikant (P=0,05) forskellig fra kontrolbehandling. Alle test foretaget inden for samme år.

Figur 28 Vækstparametre i forsøgsbehandlinger sammenlignet med kontrolbehandlingen lagt op over de enkelte forsøgsår. M felt, P felt

Selvom de relative forskelle var markante, var der navnlig i 2004 og 2005 tale om små forskelle, hvor særligt farven måtte betegnes som meget ringe for alle træerne/behandlinger. Farven bedredes dog markant til over middel i alle behandlinger i 2006, men mindst i den alternative behandling.

Overordnet pegede resultaterne for de tre behandlinger entydigt på, at den traditionelle, pesticidbaserede behandling i P feltet resulterede i en større højde, bedre farve, længere nåle og færre skader end de to andre behandlinger på henholdsvis M og K feltet (Tabel 4). Tendensen var fra den første sæson og blev siden udbygget med stadig, statistisk set, mere signifikante forskelle. Der kunne således klart påvises forskellene mellem træer på M feltet og traditionelt behandlede træer i P feltet. Det færre antal skader i den traditionelle behandling (P) kunne skyldes, at der her var mindre ukrudt, og at bekæmpelsen her var mere skånsom overfor træerne end den mekaniske jordbearbejdning i den alternative behandling.

Tabel 5 Resultater for kvalitetsmålinger af juletræer på Slæggerup arealet i 2006. Blokke er placeret i en planterække midt mellem to sprøjtespor og rækkerne går NØ/SV

*) Resultater fra blok 13 er ikke angivet grundet plantedestruktion ved ejerens slåning af græsrabatten

Variationen i træernes kvalitet over arealet var i alle forsøgsårene betydelig (Tabel 5), idet blokkene, der repræsenterede træerne i kontrolområdet K (længst mod syd) havde den ringeste vækst og største skadeværdi (blok 11-13). Herudover var der et område af rækker ca. midt på arealet med en lidt ringere vækst (blok 3 og 4). Den dårlige vækst i disse blokke måtte tillægges plantningen (ang. komplikationer, se afsnit 2.4). Disse træk syntes dog gradvist at udviskes over tid, om end visse blokke (rækker) stadigvæk havde en markant dårligere vækst.

3.2.1.2 Nåleanalyser

For at følge træernes ernæringstilstand og sundhed blev nålekemi analyseret efter hver af de første tre vækstsæsoner (Tabel 6). Kvælstof (N) var det vigtigste makronæringsstof, dvs. det var dette næringsstof træerne optog mest af. Samtidig er det dette næringsstof, der har størst betydning for farveudviklingen og for træernes vækst i al almindelighed (Christensen et al., 2001). I plantningsåret var koncentrationen af N i nålene meget lav efter afslutningen af vækstsæsonen og lå klart udenfor det interval, der opgives som optimalt for nordmannsgran. Dette gjaldt for alle behandlingerne, men der var en tendens til, at koncentrationen var mindst i den mekanisk baserede ukrudtsbehandling (M) efterfulgt af kontrolbehandlingen (K) og den traditionelle ukrudtsbehandling (P). Disse forskelle syntes udbygget år for år, hvilket også harmonerede ganske godt med nålenes farveudvikling. Koncentrationen af N i nålene falder normalt med årene i juletræsbevoksninger. Dette er konstateret i andre bevoksninger (Christensen et al., 2001; Pedersen et al., 2005a), der er lidt ældre end den på Slæggerup. Hovedårsagen hertil er, at kvælstofkvoten på 75 kg N/ha/år bliver stadig mindre tilstrækkelig i takt med at træerne vokser og deres behov stiger. Hos de meget små planter der indgik i Slæggerup forsøget skal den lidt ringere koncentration i nålene i 2006, sammenlignet med 2005, nok snarere ses som en følge af stress i en umådelig tør sommer i 2006 (Figur 24). I både 2005 og 2006 lå koncentrationen af N inden for det optimale interval. Kvælstof var det eneste næringsstof, hvor ukrudtsbehandlinger gav forskellig effekt. I 2004 gav den traditionelle behandling signifikant (P=0,05) større koncentration af N i nålene end både kontrolbehandlingen og den mekanisk baseret behandling. Dette var også tilfældet i 2005 og 2006, hvor kontrolbehandlingen gav signifikant højere N koncentrationer end den mekanisk-baserede behandling.

Koncentrationen af P lå stort set i hele perioden højt, men inden for det optimale koncentrationsinterval. Årsagen hertil var sandsynligvis, at der var en pulje af P i jorden da lokaliteten tidligere var landbrugsjord med dertil hørende kraftig gødskning. Ligeledes lå koncentrationen af både K, Ca og Mg inden for det optimale koncentrationsinterval. Der var en tendens til, at de fleste koncentrationer viste stigning med årene. De stigende koncentrationer af Ca indikerede en forbedret vandforsyning til nålebiomassen. Koncentration af svovl var lavt i forhold til de normerede værdier (de manglende værdier skyldes analysefejl), men i forhold til nålekvaliteten var niveauet ikke bekymrende. Koncentrationerne af Fe lå inden for normalintervallet. Derimod var koncentrationerne af Mn, B og Zn lave, men bort set fra Mn, var der en klar stigende koncentrationstendens. De meget lave koncentrationer af Mn skyldtes givetvis jordens høje pH. Bortset fra N var der ingen af de andre undersøgte næringsstoffer, som umiddelbart fremviste en behandlingseffekt.

Nålekemi i form af næringsstoffer pr. vægtenhed (Tabel 6) er et forhold, der især anvendes til at belyse, om der er tilstrækkelig med næringsstoffer til stede i træernes nåle, og om de er til stede i det ideelle forhold for planten. Ønskes der derimod et udtryk for mængden af optagne næringsstoffer, kan disse mål suppleres med mål af indholdet pr. nål (Tabel 7), der ofte afspejler planteoptaget klart bedre end ovennævnte koncentrationsangivelse. Desuden er analysen langt lettere at udføre end totalanalyser af hele planten inklusive rødder.

Tabel 6 Nålekemi i træerne dyrket i Slæggerup i førsteårsnåle i tre vækstsæsoner (N angivet i %, P, K, Ca, Mg og S i mg/g, Mn, Fe, B og Zn i µg/g)

1) Pedersen, L.B., Christensen, C.J., Nielsen, A.O. & Krag M.: Sekventiel udbringning af gødning til nordmannsgran juletræer, Arbejdsrapport, Skov & Landskab, j. nr. 1999-0024, 1-53.
2) J. van den Burg (1990). Foliar analysis for determination of tree nutrient status. A compilation of literature data. Rapport nr. 591, De Dorschkamp, pp. 220.
3) For Abies alba: Bonneau, M. (1988). Le diagnostique foliaire. Revue Forestière Francaise, 38, 293-300

Det stigende indhold af langt de fleste næringsstoffer i nålene fra 2004 til 2005 efterfulgt af et klart fald i 2006 (Tabel 7) understregede virkningen af den meget tørre vækstsæson i 2006 på optagelsen af næringsstoffer. Også disse målinger pegede på, at optagelsen af N, K, Ca, og Mg har været markant større i den traditionelle behandling sammenlignet med den alternative, mens der ikke fremstod tydelige forskelle hvad angår mikronæringsstofferne.

Tabel 7 Næringsstofindhold i juletræernes nåle (N, P, K, Ca, Mg, S er angivet i mg/g, Mn, Fe, B og Zn µg/g, nålevægt er angivet i g i 100 nåle)

3.2.1 Fremskrivning af vækst og kvalitet

Arealet var præget af usædvanligt meget ukrudt (Figur 29) og der var ikke tvivl om, at der de følgende 3–4 år fortsat ville være behov for en intensiv ukrudtsbekæmpelse. En fremskrivning af vækstforløbet på arealet baseredes således på en fortsat ukrudtbekæmpelse.

Figur 29 Nordmannsgran umiddelbart før udspring i sin tredje vækstsæson omgivet af fremspirende ukrudt. I 2006 begyndte træerne at få en god farve, især i den traditionelle ukrudtsbehandling på felt P

Der findes ingen deciderede vækstkurver for nordmannsgran-juletræer på bedre jordtyper, der omfatter væksten lige fra plantningstidspunktet, som var situationen i Slæggerup. Vækstkurverne i andre undersøgelser andrager kun årene fra det 3. vækstår til afdrift. Typisk vil træerne følge en vækstkurve, der ligner den, der er angivet i Figur 30, dvs. de vil stå til afdrift omkring år 8 med en højde på 180–200 cm. Spredningen er imidlertid stor, og i lighed med almindelig praksis, vil afdriften sandsynligvis sprede sig over flere år også for træerne på Slæggerup marken.

Figur 30 Typisk vækstkurve fra en juletræslokalitet på ”bedre” jord baseret på fra et forsøg på Thy Statsskovdistrikt

Ud fra et forsøg på Thy Statsskovdistrikt kunne der imidlertid skabes et datagrundlag til en nærmere vurdering af den fremtidige vækst af træerne i forsøgets tre behandlinger (Figur 31).

Figur 31 Sammenhæng mellem træhøjden efter 3 år og 8 år. Data fra gødningsforsøg på Thy statsskovdistrikt. Der er kun anvendt data fra gødningsbehandlingen med 23-3-7, 75 kg N/ha/år

Baseret på sammenhængen angivet i Figur 31, vil en fremskrivning af nordmannsgranerne fra den alternative, mekanisk baserede behandling således – og alt andet lige – nå en højde i år 8 på ca. 156 cm. Kontroltræerne ville derimod i gennemsnit være tæt på 160 cm, mens nordmannsgrantræerne fra den traditionelle behandling på P feltet i gennemsnit vil have nået en højde tæt på 180 cm. Der er flere usikkerheder i en sådan beregning. Dels er sammenhængen angivet i Figur 31 fra en lokalitet hvor jordbunden var lige knap så frugtbar som Slæggerup-lokaliteten, dels var den ene en skovlokalitet og den anden en marklokalitet, dels har klimaet været forskelligt for de to bevoksninger, herunder har træerne på Slæggerup-lokaliteten, navnlig forår 2004 og sommer 2006, været usædvanligt hårdt påvirket af tørke (Figur 24).

På samme måde som ved træhøjde kan der ofte etableres en sammenhæng mellem størrelsen af nåle i den tidlige del af rotationen og størrelsen i den sene del af rotationen, men sammenhængen er ofte svagere og noget mere påvirkelig af det enkelte vækstårs klima. Dette betyder, at den alternative ukrudtsbehandling måske vil give træer med mindre fylde og tæthed. Hvorvidt dette opvejes af en svagere vækst (kortere afstand mellem grenkransene) er uvist.

3.3 Processtudier

Undersøgelserne af glyphosats skæbne i jord under forsøgsfelterne blev udført som en kombination af feltstudier og laboratorieforsøg. Denne kombination gjorde det muligt at observere hændelser på større skala, og derudover undersøge mekanismerne i laboratoriet. Undervejs i forsøget blev der således udtaget jord og vandprøver i felten som analyseredes for pesticider og støtteparametre som uorganiske salte og tekstur. Sideløbende blev der udtaget uforstyrrede jordkolonner til karakterisering af transportprocesser. De enkelte prøvetyper og programmet for prøvetagning er beskrevet i afsnit 2.6.

3.3.1 Udvaskning under reelle feltforhold - vandprøver

I forsøgsperioden blev der udtaget to typer vandprøver til undersøgelse for indhold af glyphosat og AMPA (beskrevet nærmere i ”Prøvetagning - vand” i afsnit 2.6):

• Vandprøver fra afgrænsede dræn
• Vandprøver fra horisontale filtre placeret 3,5 m under terræn

3.3.1.1 Udvaskning til dræn

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, og sammenstikning af disse prøver gav ’ugeprøver’ som blev analyseret for indhold af glyphosat, AMPA og kemiske komponenter (se afsnit 2.8.2). Til analyse for glyphosat og AMPA var der således 11 og 15 ugeprøver fra hhv. P og M feltet.

I enkelte prøver blev der påvist lave indhold af glyphosat og AMPA i drænvand fra såvel alternativt behandlet område M som det traditionelt pesticidbehandlede område P (se
Tabel 8). Fra drænsystemet under M feltet blev indhold påvist i en enkelt ugeprøve, og for P feltet blev der påvist indhold af glyphosat og/eller AMPA i 3 af drænprøverne. Indholdene i de sammenstukne drænprøver, der blev udtaget 4. januar 2005 var: Glyphosat (0,074 µg/l) og AMPA (0,025 µg/l) for P feltet og glyphosat (0,049 µg/l) og AMPA (0,015 µg/l) for M feltet. I marts 2006 blev der i drænvandet fra P-feltet målt glyphosatindhold to gange (0,018 og 0,011 µg/l) og en enkelt påvisning af AMPA på 0,016 µg/l, mens der i denne drænperiode ikke blev påvist indhold i vandet fra M-feltet.

Tabel 8 Drænprøver analyseret for pesticidet Glyphosat og nedbrydningsproduktet AMPA. Oversigt over sammenstukne ugeprøver fra drænsystemer under M og F feltet. Prøver hvor indhold ikke har kunnet påvises under detektionsgrænsen på 0.01µg/l er angivet ved ”i.p.”, og de perioder hvor der ikke har løbet vand i drænene er angivet med et ”-”

3.3.1.2 Fund af glyphosat og AMPA i drænvand og sammenhæng med klima

Registrering af regnhændelser og nedbørsmængder var væsentlig i forhold til risiko for glyphosatudvaskning, hvilket tidligere undersøgelser på danske VAP-lokaliteter har vist. På forsøgsmarken var der derfor opsat en klimastation, som løbende registrerede nedbør og andre klimatiske parametre, som var væsentlige i forhold til beregning af vandbalancer (f.eks. temperatur, se Figur 25). Periodens registreringer af regnhændelser vises i Figur 32 (P) og Figur 33 (M), hvor der også er angivet, hvornår der blev udbragt glyphosat samt indsamlet prøver fra drænsystemerne under forsøgsfelterne.

Figur 32 P feltets Drænafstrømning, nedbør, behandling og prøvetagning. Udbringning af glyphosat er angivet ved trekanter. datoer for udtagninger af drænprøver vises, hvor fund af indhold af glyphosat og/eller AMPA er angivet ved cirkler, ruder angiver prøvetagninger uden indhold

I Figur 34 er observationer af daglige drænafstrømning på de enkelte felter afbilledet overfor hinanden, og det ses, at der kunne etableres en lineær korrelation. Forholdet mellem drænafstrømningen på M/P var 0,84, og dermed sammenlignelig når det tages i betragtning, at forholdet mellem arealerne af de to felter var M/P=0,91. Det kunne dermed dokumenteres at afstrømningsdynamikken for de to felter var sammenlignelig.

Figur 33 M feltets Drænafstrømning, nedbør, behandling og prøvetagning. Udbringning af glyphosat er angivet ved trekanter Datoer for udtagninger af drænprøver vises hvor fund af indhold af glyphosat og/eller AMPA er angivet ved trekanter, ruder angiver prøvetagninger uden indhold

Figur 34 Observationer af daglige drænafstrømning på de to felter gennem forsøgsperioden

3.3.1.3 Analyser af glyphosat og AMPA i vand fra horisontale boringer

Under hvert forsøgsfelt var der installeret lange, horisontale filtre i ca. 3,5 m’s dybde. Disse filtre blev prøvetaget flere gange gennem projektet og vandet blev analyseret for indhold af glyphosat og AMPA. Ikke alle filtre var vandførende på prøvetagningstidspunkterne, så der opstod forskel på antallet af prøver udtaget under M og P feltet (20 hhv. 9 prøver blev analyseret). I ingen af de 29 undersøgte vandprøver blev der påvist indhold af glyphosat eller AMPA over detektionsgrænsen på 0,01 µg/l (Tabel 9).

Tabel 9 Analyse af glyphosat og AMPA i vandprøver udtaget fra horisontale filtre placeret 3,5m under forsøgsfelterne. I alt 29 prøver blev analyseret for glyphosat og AMPA, men ingen indhold blev påvist over detektionsgrænsen på 0,01µg/l (I.P.)

3.3.2 Jordprøver

Jordprøver blev udtaget dels i pilotforsøget, dels under dyrkningsperioden. Udtagne jordprøver analyseredes for indhold af glyphosat og AMPA, og desuden blev der etableret data med støtteparametre som uorganiske komponenter, tekstur og mikrobielle parametre. Resultaterne af pesticidanalyser i jordprøverne blev betragtet såvel rumligt (relateret til behandlingsflader og horisonter) som over tid.

3.3.2.1 Glyphosat og AMPA i jordhorisonter

Forekomsten af glyphosat og AMPA i jordprofiler blev løbende undersøgt i projektet. Dette blev udført for at eventuelle større udvaskninger kunne karakteriseres. Gennemsnitsbetragtninger over resultater fra analyserne fremgår af Tabel 10 og Figur 35 til Figur 38. I figurerne og ved beregning af middelværdier, blev indholdet sat til 0 µg/kg tørstof for prøver hvor der ikke blev påvist indhold over detektionsgrænsen ved laboratorieanalyserne.

Tabel 10 Indhold af pesticid og nedbrydningsprodukt (AMPA) i Jordprøver udtaget fra M og P felt. Middelværdi og antal analyserede prøver er angivet

Figur 35 Glyphosatindhold (mg/kg tørstof) i jordprøver fra A, B og C horisont udtaget i M feltet. Boxplottet viser median, middelværdi (+), øvre og nedre quartil angives af boksens øvre og nedre linie.

Figur 36 Glyphosatindhold (mg/kg tørstof) i jordprøver fra A, B og C horisont udtaget i P feltet

Figur 37 AMPA indhold (mg/kg tørstof) i jordprøver fra A, B og C horisont udtaget i M feltet

Figur 38 AMPA indhold (mg/kg tørstof) i jordprøver fra A, B og C horisont udtaget i P feltet

Jordlagenes totale indhold af glyphosat og AMPA blev beregnet som gennemsnit af de tre plot på hvert felt og integreret over dybden på baggrund af volumenvægt. I beregningerne indgik AMPA som glyphosat equivalenter. Residualkoncentrationen i jorden set i forhold til den udbragte mængdevises i Tabel 11 og Tabel 12.

Tabel 11 Residualindhold i jorden under P feltet. Indhold angives i glyphosat enheder, idet de påviste indhold af nedbrydningsproduktet AMPA er omregnet. For jordprøver uden påvisning over detektionsgrænsen er der i beregningerne anvendt et glyphosatindhold på 0 mg/kg. Forholdet mellem AMPA og glyphosat angives

Tabel 12 Residualindhold i jorden under M feltet. Indhold angives i glyphosat enheder, idet de påviste indhold af nedbrydningsproduktet AMPA er omregnet For jordprøver uden påvisning over detektionsgrænsen er der i beregningerne anvendt et glyphosatindhold på 0 mg/kg. Forholdet mellem AMPA og glyphosat angives

Niveauet lå generelt mellem 15 % til 65 % af den udbragte mængde, en enkelt høj værdi blev påvist 13-07-2004, hvilket kan forklares med prøvetagning tæt på udbringningen i maj ’04. P-feltet blev sprøjtet i starten af maj 2004 (detaljer i Tabel 1) og derfor sås et højere startniveau end på M-feltet, og genfindelsen i jordlagene svarede procentvis til hele den udbragte mængde glyphosat (Tabel 11). På dette tidlige tidspunkt i projektet var der kun udbragt en relativ lille glyphosatmængde, og sammenholdt med markvariationen må denne første procentangivelse for P feltet betragtes som usikker. En tilsvarende variation og høje genfindelsesværdier kunne generelt ses for M feltet, hvor der også blev udbragt reducerede glyphosatmængder relativt til P feltet (Tabbel 12).

Senere hen gennem forsøget lå niveauet for genfindingen af glyphosatækvivalenter i jorden under P feltet på et niveau svarende til 14 til 64 % af den udbragte mængde (i alt 5,4 kg aktivstof pr. hektar). Beregningerne af residualindhold i jorden blev baseret på et estimat ud punktmålinger, og den rummelige variation medførte også, at der i enkelte tilfælde blev estimeret indhold der lå over 100 %, især på M feltet hvor den udbragte mængde glyphosat var reduceret (Tabel 12). Jordens variabilitet og de absolutte usikkerheder på estimaterne for residualindholdene for P og M feltet var i samme størrelsesorden, men da den udbragte mængde glyphosat var mindre på M feltet blev den procentvise usikkerhed større på estimaterne under M feltet. En meget præcis måling af residualindholdet på felterne ville i princippet kræve et stort antal målinger af hele jordsøjler fordelt på felterne, og dette ville medføre analyseudgifter der lå udenfor rammerne af projektet. Dermed bliver en streng tolkning af disse procentsatser ikke relevant, men samlet indikerede tallene, at omkring halvdelen af den udbragte glyphosat vil kunne genfindes under en juletræsmark hen gennem de første dyrkningsår.

I Figur 39 og Figur 40 illustreres den tidslige variation, der kunne iagttages under projektet.  Efterårssprøjtningen gav sig kun til kende på M-feltet. Forårs-sprøjtningen 2005 kunne ses tydeligt på begge felter og forskellen i dosis kunne erkendes mellem de to felter. Som afspejlet i figurerne og Tabel 11 og Tabel 12 var niveauerne generelt forskellige, idet der kunne påvises højere niveauer af AMPA end glyphosat i jorden. Desuden viste resultaterne samme antydning af en faldende tendens af residualindhold med dybden.

Af figurerne fremgår, at der var variation i indhold af såvel glyphosat som AMPA-forekomsterne inden for felterne og inden for horisonterne (Figur 39 og Figur 40). Denne variation var forventelig på baggrund af den variation, der blev fundet mellem de forskellige parametre i pilotkortlægningen, herunder jordens teksturparametre.  Variationer i de laveste fund under ~0,05 mg/kg tørstof var i denne sammenhæng mindre væsentlige, det overordnede resultat relaterede til variation påvist for højere koncentrationer. Udsvingene indikerede, at der ikke blot var tale om stationære residualindhold i jorden.

Figur 39  Aktuelle målinger af indhold af glyphosat og AMPA på P feltet i henholdsvis A, B og C horisonterne gennem de to vækstsæsoner (mg/kg)

Figur 40 Aktuelle målinger af indhold af glyphosat og AMPA på M feltet i henholdsvis A, B og C horisonterne gennem de to vækstsæsoner (mg/kg)

På Figur 41 vises et estimat af de restindhold, der blev påvist i jorden. Berigningen blev udført ved at sammenlægge de fund der blev påvist ned gennem en jordsøjle (data vist i Figur 39 og Figur 40).  Middelværdier for jordsøjlerne blev beregnet for såvel glyphosat som AMPA. Ved at betragte middelværdierne og de tilpassede kurver var det karakteristisk at glyphosat residualen generelt var lavt og plateauniveauet lå med enkelte undtagelser under 15%. På M feltet var doseringerne relativt lave, og usikkerheden i beregningerne afspejles især i AMPA kurvens svingende forløb i Figur 41 for M feltet. Overordnet viste analysen af plateauniveauet at AMPA havde et langt højere niveau end glyphosat.

Figur 41 Middelværdier af total residualindhold (sum af glyphosat og AMPA) og for glyphosat på de to felter P og M. Residualindholdet er omregnet til glyphosatekvivalenter og vist som procent af udbragt mængde. En uglattet kurve er tilpasset de beregnede median

3.3.2.2 Betydende parametre for restkoncentration i jorden

For at etablere et indblik i processer og betingelser, der kunne være relateret til fund af restkoncentrationer af pesticidet glyphosat og nedbrydningsproduktet AMPA i jorden, blev der udført en multivariat dataanalyse. Udgangspunktet var en kobling af kendskabet til jordparametre, som blev etableret i pilotprojektet (afsnit 3.1.3) med de målinger af restkoncentrationer i jord, der blev udført gennem projektet. Den multivariate analyse udførtes som en Partial Least Squares regression (PLS, baggrund for multivariat analyse gives i bilag B). Resultatet af den multivariate analyse for restindhold i jord er vist i Figur 42 til Figur 45.

Analysen viste, at det var forskellige parametre, der fremkom som betydende i de enkelte regressioner, men fortolkningen skal ikke tages for stringent. At jern eksempelvis påvistes som betydende for indhold af glyphosat i M feltet (Figur 42), men ikke fremkommer i den tilsvarende regression på P feltet (Figur 43), er ikke nødvendigvis ensbetydende med, at der var fundamentale forskelle i de processer, der lå til grund for tilbageholdelsen af glyphosat på de to felter. Tilsvarende ses en omvendt afhængighed for AMPA og dybde, mens denne dybdeafhængighed ikke optræder i glyphosat regressionsanalyse. Dette betyder ikke at dybden var ubetydende for glyphosat (hvilket også er tydeligt fra feltforsøgene, hvor der ikke blev påvist restindhold i dybere jordlag), men dybdekomponenten blev udtrykt gennem øvrige faktorer som sand og C total.

Figur 42 Glyphosat i jord på m feltet, regressionsanalyse. Betydende parametre identificeret ved PLS analyse, hvor loadings på de to første principalkomponenter vises (PC1 og PC2). Medium sandfraktion (sand_m, 200-500 µm), organisk N (N_to), vandindhold (vand_pct) og jern (Fe) er identificeret som betydende for glyphosat koncentrationen i jorden. De to første PC’er i regressionen omfatter hhv. 41+17 % af x variationen og 14+11 % af y variationen (restkoncentrationen i jorden)

Figur 43 Glyphosat i jord på P feltet, regressionsanalyse. Betydende parametre identificeret ved PLS analyse, hvor loadings på de to første principalkomponenter vises (PC1 og PC2). Grus- og ler-fraktionen, organisk phosphat (PO4-), organisk N (N_to), organisk C (C_to), sir, og vandindhold (vand_pct) og er identificeret som betydende for glyphosatkoncentrationen i jorden. De to første PC’er i regressionen omfatter hhv. 47+24 % af x variationen og 31+7 % af y variationen (restkoncentrationen i jorden)

Figur 44 AMPA i jord på m feltet, regressionsanalyse. Betydende parametre identificeret ved PLS analyse, hvor loadings på de to første principalkomponenter vises (PC1 og PC2). Dybden for udtagning af jordprøven (z), organisk N (N_to), organisk C (C_to) og jern (Fe) og er identificeret som betydende for AMPA-koncentrationen i jorden. De to første PC’er i regressionen omfatter hhv. 66+28 % af x variationen og 20+6 % af y variationen (restkoncentrationen i jorden)

Figur 45 AMPA i jord på p feltet, regressionsanalyse. Betydende parametre identificeret ved PLS analyse, hvor loadings på de to første principalkomponenter vises (PC1 og PC2). Dybden for udtagning af jordprøven (z), organisk N (N_to), organisk C (C_to ), sir og phosphat (PO4-), og er identificeret som betydende for AMPA koncentrationen i jorden. De to første PC’er i regressionen omfatter hhv. 66+28 % af x variationen og 20+6 % af y variationen (restkoncentrationen i jorden)

Analysen var velegnet til at etablere en samlet bruttoliste over parametre, som var relateret til tilbageholdelsen af de to stoffer i jordmatricen, og dermed danne baggrund for en afklaring af forhold i jorden der kunne være betydende for restkoncentrationer af pesticidet og nedbrydningsproduktet AMPA. En bruttoliste over egenskaber identificeret som betydende for glyphosat koncentrationen i jorden var: Tekstur, egenskaber i jorden (grus, medium sandfraktion (200-500 µm) og ler-fraktionen), phosphat, jern, kvælstof, organisk C, Substrat-induceret respiration (SIR) og vandindhold. En tilsvarende bruttoliste for AMPA koncentrationen i jorden var således: Dybden for udtagning af jordprøven, kvælstof, organisk C, jern, SIR og phosphat.

Af Figur 42 fremgår således, at hvor der var et højt indhold af sand og/eller grus var indholdet af glyphosat i jorden lavt, hvilket kan forklares ved højere udvaskelighed og omsættelighed, og dermed forsvinding af glyphosat i områder, hvor grus og sand indholdet er relativt højt. Denne betydning af tekstur kom ikke frem i korrelationsanalyserne udført på AMPA (Figur 44 og Figur 45).

I tidligere studier har man vist sammenhænge mellem indhold af jern-III og phosphat i jorden. Disse korrelationer trådte også frem i analyserne, hvor glyphosat korrelerede med phosphat i P feltet og jern i M feltet. Også den generelle tendens til ingen eller lave restkoncentrationer i dybere jordlag var repræsenteret i regressionsanalyserne, idet AMPA indholdet kunne ses at være stærkt negativt korreleret med dybden (z), dvs. der var generelt tendens til lavere indhold i dybere jordlag (Figur 44 og Figur 45).

I alle fire regressionsanalyser fremkom relation mellem glyphosat og AMPA overfor indhold af organisk kvælstof. Høje N-indhold korrelerede med høje indhold af såvel AMPA som glyphosat. Andre undersøgelser har påvist korrelationer til indhold af organisk C i jorden (Hance, 1976; Maqueda et al., 1998; Dion et al., 2001; Jacobsen, 2003; Sørensen et al., 2006; Schnurer et al., 2006). Der var i analysen på P feltet en omvendt korrelation mellem organisk C og glyphosatindholdet i jorden. Denne sammenhæng var dog knyttet til PC2, som kun bygger på 7 % af variationen, og konklusioner baseret på variationer i denne størrelsesorden er ikke robuste. En væsentlig effekt af organisk C-indhold i jorden syntes således ikke at slå igennem i regressionsanalysen i dette studie, mens det var tydeligt at tekstur, vandindhold og uorganiske komponenter som jern og phosphat var betydende under feltforhold.

En af hypoteserne i projektet var, at pH kunne påvirkes af skiftet i afgrøde fra almindelige afgrøder som korn i årlig omdrift til nåletræer. I regressionsanalyserne blev der ikke påvist betydelig effekt af pH i forhold til restkoncentrationer i jordlagene. For at afklare dette aspekt blev der udført en trendanalyse på de etablerede data og målingerne i de enkelte klynger blev databehandlet opdelt på horisonter. En signifikant ændring i pH over tid kunne ikke påvises.

3.3.3 Glyphosat transport og omsætning

3.3.3.1 Sorptionskarakterisering

Sorptionen og desorptionen af glyphosat til jorden i Slæggerup blev undersøgt for såvel A som B horisonterne, samt for områder med meget højt organisk indhold i A-horisonten (5,2 %). Baggrunden for Freundlich isotermer blev givet i afsnit 2.7.1.

Der blev målt forholdsvis lave K_F værdier i A og B horisonten (20–30 l/kg), mens den organisk rige jord havde betydeligt højere K_F værdi (85 l/kg), (Tabel 13). I forhold til sandjorde i Danmark var dette lave værdier for glyphosat. Freundlich eksponenten n ligger under 0,8, hvilket betød en aftagende sorptionsevne med stigende koncentration.

Tabel 13 Sorption og desorption af glyphosat på Slæggerup jord (Albers, 2006) Eksponenten n angives og regressionen er beskrevet (R²)

3.3.3.2 Transport i intakte jordsøjler

På 8 intakte 6” søjler fra Slæggerup blev der målt udvaskning af glyphosat og en tilsat tracer (Cl^-). Som det fremgår, var der en endog meget stor variation i udvaskningen af glyphosat og AMPA (udtrykt som glyphosat ækvivalenter da ¹⁴C-metoden ikke muliggør at der skelnes mellem glyphosat og AMPA), Figur 46. På figuren ses også eksempler med negativ udvaskning (data for to søjler ligger under førsteaksen efter ca. 24 dage). Disse data reflekterede den usikkerhed der var forbundet med ¹⁴C metoden, og som det ses var denne ubetydende i forhold til den variation som i øvrigt kunne observeres søjlerne imellem.

Figur 46 Udvaskning af glyphosat tilsat i 2 kg /ha efter 70 mm nedbør, 8 søjler

Efter 31 dage var der kun to søjler, der viste en udvaskning på mellem 0,4 og 0,8 % af det tilsatte glyphosat. Fra de øvrige søjler var udvaskningen mindre end 0,2 %, hvilket svarede til den mængde der kunne påvises i feltundersøgelserne af drænvandet. Procentvis var det således forholdsvis ringe mængder der førtes gennemsøjlerne.

Af Figur 47 fremgår, at chlorid i langt højere grad diffunderede ind i matrix end pesticidet og AMPA (Figur 46), og chlorid blev derfor forsinket betydeligt i forhold til det vand, den blev tilsat med. Infiltrationen der svarede til betingelserne under søjleforsøget er vist i Figur 48 og udskiftningen af mobilt vand ville finde sted efter 8 til 15 mm infiltration. Matriksvandet ville derimod først forventes udskiftet efter 40 til 60 mm infiltration. De ca. 70 mm vand, der blev påført over tredive dage, svarede til ca. 8 gange det mobile vand der fandtes i søjlen. En illustration af udvaskningen af glyphosat ækvivalenter fra søjleforsøget som funktion af den samlede infiltration vises på Figur 49.

Figur 47 Udvaskning af chlorid tilsat i 2 kg /ha efter 70 mm nedbør

Figur 48 Infiltration i søjleforsøg

3.3.3.3 Mineralisering og forsvinding

Gennem mikrobielle og abiotiske processer kan pesticider omdannes og nedbrydes. Omdannelsen af et pesticid forløber generelt over en række trin med dannelse af mellemprodukter, også kaldet transformationsprodukter (TP’er). For glyphosat er AMPA et kendt transformationsprodukt (se afsnit 1.3.2). Ved undersøgelser af pesticidets skæbne i miljøet skelnes der således mellem

• Mineralisering, som er en fuldstændig nedbrydning af pesticidet til CO₂ og uorganiske salte
• Forsvinding af pesticidet, som kan skyldes såvel irreversibel binding som omdannelse og nedbrydning (måles generelt ved parameteren DT₅₀)

Formålet med udførelse af mineraliseringsundersøgelser i projektet var således at beskrive den fuldstændige nedbrydning af glyphosat. Mineralisering og bindingen af resterende pesticidpuljer blev undersøgt i 36 jordprøver udtaget fra 3 plots A- og B-horisonter på hvert felt (se Figur 43). Resultater fra mineraliserings- og restindholdsforsøgene vises i Figur 50. Det fremgik af resultaterne, at der ikke var forskel på mineraliseringsevnen mellem de to felter, heller ikke mellem A og B-horisonterne. Den totale mineralisering lå mellem 15 % og 30 % af den initielle tilsatte stofmængde. Den let tilgængelige de-sorberbare stofmasse lå mellem 10 % og 13 % af det tilsatte. Af den resterende mængde der var bundet i jorden udgjorde den del, der kunne mobiliseres med bikarbonat, fra 15 % til 25 %. Den resterende residual udgjorde mellem 35 % og 50 %. Denne fraktion må tænkes at være udgjort af stærkt bundne fraktioner, som ikke eller kun meget langsomt ville kunne frigives til jordvæsken.

Figur 49 Udvaskningen af glyhphosat ækvivalenter fra søjleforsøget som funktion af den samlede infiltration over 83 dage

Figur 50 Mineralisering og restindhold af pesticid i jordprøver fra A og B horisonter på felterne M (plot 1-3) og P (plot 4-6 )

Forløbet af mineraliseringerne udført på intakte jordsøjler viste et ganske samstemmende forløb som det ovenfor beskrevne forsøg, (Figur 51). Inden for hver udtagningsdag kunne der ses tendens til størst spredning i målepunkterne for P feltet, set i forhold til M feltet. Dette gjorde sig gældende for begge horisonter.

Figur 51 Forløb af glyphosat mineralisering (dage) i A og B horisonter på felterne M (plot 1-3) og P (plot 4-6 ) vist som % af tilsat ¹⁴C-glyphosat

Den horisontale variation i mineraliseringen for 24 jordprøver udtaget i stålsøjler fra A- og B-horisonter på de to felter blev undersøgt (Figur 51). Udtagningen blev foretaget 11-4-2005. De etablerede data indikerede at mineralisering af glyphosat varierede på begge felter med en mineralisering der var lige stor i begge horisonter. Inden for 120 dage skete der en immobilisering på omkring 30-40 % af det herbicid, der kunne være indesluttet i lermineraler eller inkorporeret i humuspuljen.

Mineraliseringen blev undersøgt til to tidspunkter i projektet: Før den første sprøjtning med glyphosat (april 2004), og senere i projektet (juli 2006). Der kunne observeres variation inden for de enkelte profiler og udtagninger (Figur 52 og Figur 53), men der var ikke statistisk forskel der relaterede sig til udtagningstidspunktet eller behandlingen. Dette indikerede, at mineraliseringspotentialet ikke var blevet påvirket af glyphosatanvendelsen på felterne. Men ved andet udtag var mineraliseringen størst i A-horisonten (Figur 52).

Figur 52 Mineralisering i jordprøver udtaget før første sprøjtning (udtaget april 2004). Der er udtaget prøver fra 6 forskellige plots i to dybder i hhv. A og B horisont (detaljer angivet under aksen)

Figur 53 Mineralisering i jordprøver udtaget 2. dyrkningsår (udtaget juli 2006). Der er udtaget prøver fra 6 forskellige plots i tre dybder i hhv. A, B og C horisont (detaljer angivet under aksen)

Mineraliseringsforsøgene som blev udført på batch prøver i laboratoriet gav mulighed for at undersøge den mængde glyphosat og AMPA der kunne mineraliseres inden for 60 dage (Tabel 14). Ud fra resultaterne kunne der ikke påvises ændret mineralisering for de to felter M og P efter to års behandling.  Dette gjaldt både for betragtninger mellem felterne og mellem horisonterne. I forhold til mineralisering viste projektets resultater dermed ikke adaptation til sprøjte praksis. For A-horisonten lå mineraliseringsprocenten på hvad der svarede til ca. 30 % af den tilførte mængde glyphosat. Der blev udført forsøg med udvaskning for de 14C behandlede jorde, od der kunne dermed gives et skøn for, hvor stor del af den tilbageblevne glyphosat der var tilgængelig. Udvaskningsforsøget på jorde fra A horisonten viste at den udvaskelige del kun udgjorde ca. 4 %. For B- og C-horisonterne blev lavere værdier for såvel mineraliseringen som den let udvaskelige del målt, henholdsvis 10 – 17 % og 1 - 3 % af den tilsatte glyphosat.

Som følge af den højere mineralisering i topjorden (A-horisonten) var der en relativt mindre residualmængde af glyphosat og AMPA topjorden. Laboratorieforsøgene viste et niveau der lå mellem 63 % og 69 % af den tilsatte glyphosat ved målinger efter 2 måneder. Den tilsvarende mængde i B- og C-horisonten lå på 82 % til 87 % af den tilførte mængde. Laboratorieforsøgene adskillte sig fra feltforholdene idet glyphosat blev tilsat direkte til B og C horisonterne i laboratoriet, mens de indhold der blev fundet i B og C horisonterne under feltforhold var fremkommet som resultat af transport gennem overliggende horisonter. Laboratorieforsøgene gav dermed en mulighed for at sammenligne mineraliseringspotentialet isoleret for de enkelte horisonter, mens feltundersøgelserne gav mulighed for at vurdere de aktuelle indhold i horisonterne unde feltforhold, hvor omsætning, transport og binding foregår sideordnet.

Laboratorieforsøge med mærket glyphosat blev også anvendt til at undersøge forsvindingstiden for det mærkede stof i de enkelte horisonter. Der kunne ikke skelnes mellem 14C fra glyphosat og AMPA, og den beregnede DT₅₀ var dermed et udtryk for en kumulativ DT₅₀ der omfattede glyphosat + AMPA. På denne måde kunne halveringstider estimeres til i størrelsesorden 100 i A horisonten til 200-300 dage i prøver fra B og C horisonten.

Tabel 14 Målte indhold af glyphosat og AMPA efter 60 dages inkubation. Inkubationen blev udført på jord udtaget før og efter sprøjtebehandlingen af de to felter i Slæggerup

3.3.3.4 Pesticid skæbne og mikrobiologi

En tilsætning af glyphosat kunne tænkes at påvirke diversiteten af det mikrobielle samfund, og dermed jordens evne til selektiv nedbrydning af glyphosat. Sådanne effekter på diversitet og nedbrydningspotentiale er tidligere rapporteret for andre pesticider, (Piutti et al., 2002; Martin-Laurent et al., 2004; Gonod et al., 2006). Til karakteriseringen af jordens mikrobiologi blev der målt mikrobiel funktionel diversitet ved anvendelse af Ecolog/Biolog^® målinger. Måling af den funktionelle mikrobielle diversitet blev primært etableret med henblik på at koble mikrobiologien til eventuelle glyphosat og/eller AMPA fund i vandprøver og dermed skabe mulighed for at perspektivere betydningen af sådanne fund i forhold til en længere tidshorisont.

3.3.3.5 Mikrobiel biomasse målt som substrat-induceret respiration (SIR)

Den mikrobielle biomasse er en vigtig del af jordens organiske stof, og udgør typisk mellem 1 og 3 % af det totale C indhold og op til 5 % af det totale N indhold. Mikrobiel biomasse i jorden i Slæggerup blev beregnet på baggrund af målt substrat-induceret respiration (SIR). Karakterisering af begge forsøgsfelter M og for 3 horisonter vises i Figur 54, Figur 55 og Figur 56.

Figur 54 Mikrobiel biomasse i A horisonten. Markens omrids er angivet og opdelingen i to felter P og M er skitseret ved indtegning af demarkationsarealet. Biomassen er estimeret ved SIR analyse på 153 jordprøver udtaget fra A-horisonten og biomassen er angivet som µg C/g jord

Figur 55 Mikrobiel biomasse i B horisonten, angivet som µg C/g jord

Figur 56 Mikrobiel biomasse i C horisonten angivet som µg C/g jord

Af Figur 54 til Figur 56 fremgår, at der som ventet var en relativ høj mikrobiel biomasse i A horisonten. Det er dog interessant at bemærke, at biomassen i B og C horisonten lå inden for samme dekade som A horisontens indhold. I A horisonten forekom der på begge felter M og P områder med biomasse omkring 10 µg C/ g jord, og de lave værdier i A horisonten lå primært i områder ved demarkationsarealet.

3.3.3.6 Mikrobiel funktionel diversitet beskrevet ved Ecolog/Biolog® målinger.

I undersøgelsen beregnedes en række diversitetsmål (Garland, 1997). Den mikrobielle diversitet kunne beskrives som en funktion af antallet af forskellige klasser (’richness’) og den relative fordeling af individuelle elementer mellem disse klasser (’evenness’). I projektet blev indekset baseret på det mikrobielle samfunds evne til at anvende forskellige kulstofkilder (se afsnit 2.8.1), hvor begreberne ”Average Well Colour Development” (AWCD, Richness, Diversitet (H’) og Shannon index introduceres.

Beskrivelse af den mikrobielle funktionelle diversitet på begge forsøgsfelter M og P vises i Figur 57. Af figuren fremgår, at der ikke kunne påvises forskelle i diversiteten i sammenlignelige horisonter de to forsøgsfelter imellem (A vs. A, B vs. B og C vs. C). Desuden kan det ses, at de to parceller ikke adskilte sig fra hinanden ud fra en gennemsnitsbetragtning. Variationerne i målene angav dog, at der inden for forsøgsfelterne var variationer i diversiteten.

Figur 57 Diversitetsmålinger af bakterielle populationer i jorden. Tre mål for diversitet vises (se tekst for detaljer). Forkortelsen under søjlerne angiver horisont (A, B, C) og forsøgsfelt (M, P)

Det er tidligere beskrevet, at der blev påvist forskelle i den mikrobielle biomasse, når horisonterne blev sammenlignet (afsnit 3.3.3.5). Da diversitetsmålene ikke viste en tilsvarende forskel, tyder dette på at de metaboliske profiler (”fingeraftryk”) i jordhorisonterne A, B og C var sammenlignelige, men at der var forskelle i de bakterielle populationers størrelser. Undersøgelserne indikerede således, at selv om populationen generelt var mindre i en C-horisont end i en A-horisont, beskrev populationen en tilsvarende diversitet. Der var blot færre bakterier i de dybere lag.

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

Version 1.0 September 2008, © Miljøstyrelsen.