Rapport fra Underudvalget for Miljø og Sundhed

4 Forekomst af pesticider i miljøet

4.1 Pesticider i grundvand
4.1.2 Konklusioner
4.2 Forekomst af pesticider i vandløb
4.2.1 Konklusioner
4.3 Pesticider i søer og vandhuller
4.3.1 Konklusioner
4.4 Pesticider i dræn- og jordvand
4.4.1 Konklusioner
4.5 Pesticider i regnvand
4.5.1 Konklusioner
4.6 Eksponeringsveje
4.6.1 Overfladisk afstrømning
4.6.2 Konklusioner
4.6.3 Afdrift
4.6.4 Konklusioner
4.6.5 Fordampning
4.6.6 Konklusioner
4.6.7 Nedbrydning og udvaskning af pesticider
4.6.8 Konklusioner
4.6.9 Forurening fra fylde- og vaskepladser
4.6.10 Konklusioner
4.7 Underudvalgets konklusioner og anbefalinger

Pesticider spredes til miljøet ved sprøjtning, udbringning som granulat, med bejdset såsæd, ved pensling mm. Under sprøjtningen kan stofferne føres med vinden over såvel kortere som lange afstande. Nogle af stofferne kan også fordampe fra plante- eller jordoverflader. Den atmosfæriske transport kan være af en betydelig størrelse, og den er ofte langtrækkende og grænseoverskridende. Pesticiderne kan udvaske fra atmosfæren med regnvand eller de kan afsættes på overflader ved den såkaldte tørdeposition. Pesticiderne kan med regnvand spredes til vandmiljøet, hvor de kan forekomme i jordvand, drænvand, grundvand, vandløb og søer. Endelig kan pesticider tilføres miljøet ved uheld eller ulovlig anvendelse.

I dette afsnit beskrives forekomsten af pesticider i de forskellige medier som vist i tabel 4.1. I denne tabel er desuden vist hvilke organismetyper, der eksponeres for pesticiderne. I afsnit 4.1.6 beskrives desuden forskellige veje, som kan føre til spredning af pesticiderne i miljøet og dermed bidrage til eksponering af mennesker og miljø. De mulige effekter, som kan forårsages af pesticiderne, beskrives i afsnit 4.2. De væsentligste effekter sker i forbindelse med udbringningen af pesticiderne, hvor organismer direkte rammes, og hvor indirekte effekter opstår som følge af påvirkningen af fødekæder. Bioakkumulationen af pesticider i organismer og evt. opkoncentrering i fødekæder er ikke medtaget i rapporten. Miljøstyrelsens vurdering af pesticidernes biokoncentreringsevne vil med stor sikkerhed føre til, at pesticider med evne til at bioakkumulere ikke godkendes i Danmark.

Tabel 4.1
Oversigt over medier, hvor pesticider kan forekomme, samt organismetyper, som eksponeres. Desuden angives de afsnit, hvor forekomsten er beskrevet, samt de afsnit, hvor de mulige effekter af pesticider i de forskellige medier er beskrevet.

Der foreligger ikke systematiske data for pesticiders forekomst i søer og kystnære farvande. Data fra disse medier er derfor ikke medtaget i rapporten.

4.1 Pesticider i grundvand

Danmarks vandforsyning er baseret på rent grundvand, som kan leveres til forbrugerne uden rensning. Igennem de seneste årtier er der konstateret forurening af grundvandet med industrikemikalier, udsivninger fra lossepladser, nitrat, tungmetaller og senest pesticider. I 1994 førte forurening af grundvandet i Ejstrupholm med ukrudtsmidlet atrazin til store overskrifter i medierne. Samtidig viste landsdækkende analyser, at pesticider i grundvandet er almindeligt udbredt. Nye forskningsresultater kunne desuden dokumentere, at selv i lerjord gør sprækker og revner fra istiden det muligt for pesticider relativt hurtigt at sive ned til grundvandet.

Grundvandets kvalitet er et centralt element i den danske miljølovgivning. For pesticider gælder EU’s grænseværdier på 0,1 mikrogram pr. liter vand for hvert stof og 0,5 mikrogram pr. liter vand for summen af pesticider uanset stoffets art. Disse grænseværdier er fastsat som "hygiejniske grænseværdier" ud fra det synspunkt, at grundvandet er en basal resurse, som skal holdes fri fra forurening. Dette understøttes yderligere af, at det grundvand, der anvendes som drikkevand, kan dannes over lange perioder. En forurening vil derfor først kunne måles i selve grundvandsmagasinet på et tidspunkt, hvor den ikke kan afværges, og hvor omfanget ikke kan styres

Datagrundlaget

Der analyseres i Danmark for pesticider og i nogle tilfælde for nedbrydningsprodukter i forskellige sammenhænge:

• Vandmiljøplanens grundvandsovervågningsprogram, GRUMO.
• Vandmiljøplanens Landovervågningsprogram, LOOP.
• Vandværkernes boringskontrol.
• Udvidede analyseprogrammer, fx gennemført af amter og vandværker.

Grundvandsovervågnings-programmet GRUMO

Grundvandsovervågningen (GRUMO) omfatter 67 overvågningsområder fordelt i hele landet. Områderne er udvalgt med henblik på at give et repræsentativt billede af de danske grundvandsmagasiner. For størstepartens vedkommende er overvågningsområderne placeret i områder, hvor den fremherskende arealanvendelse er landbrug. I de fleste områder indgår en indvindingsboring til et vandværk samt 10-20 specielt etablerede overvågningsboringer, der principielt karakteriserer grundvandets hovedstrømningsmønster (Figur 4.1).

Vandprøverne udtages fra filtre. Ved et "filter" forstås et lukket rør, som er placeret nederst på grundvandsboringens rør. Filtret er forsynet med slidser eller lignende åbninger, som i samspil med en "gruskastning" omkring boringens filter skal tilbageholde de finkornede partikler i jorden. Filtrets længde kan variere, således at det oppumpede vand stammer fra det dybdeinterval, hvor filtret er placeret. I grundvandsovervågningen skelnes mellem tre typer moniteringsfiltre: punkt-, linie- og volumenmoniterende. Sidstnævnte er ofte en vandværksboring. I de punkt- og liniemoniterende filtre repræsenterer vandprøverne kemien i et bestemt punkt til en bestemt tid i de undersøgte grundvandsmagasiner. I modsætning hertil repræsenterer de volumenmoniterende filtre ofte blandingsvand, jfr. afsnit om boringskontrol.

Figur 4.1
Moniteringstyper i overvågningsprogrammet. GVS = Grundvandsspejl.

(14 Kb)

Landovervågnings-programmet LOOP

Landovervågningen (LOOP) foretages i 5 velafgrænsede afstrømningsoplande i landbrugsområder, hvor landbrugspraksis er kendt. Der overvåges bl.a. overfladenært grundvand, og der er derfor mulighed for at relatere udvaskede stoffer til arealanvendelsen. Imidlertid foreligger der kun i begrænset omfang data vedrørende pesticider fra LOOP.

Vandværkernes boringskontrol

Boringskontrollen omfatter overvågning af vandet fra vandværkernes indvindingsboringer. Ofte er det interval i boringen, der indvindes vand fra, af betydelig længde, ligesom vandindvindingen kan foregå fra flere adskilte vandførende lag. Vandprøverne fra boringskontrollen er derfor ofte en "blandingsprøve" af forskellige vandtyper med forskellig alder og stofindhold. Da en række vandværkers indvindingsboringer er placeret bynært, vil fund af pesticider i boringskontrollen ofte være præget af den ikke-landbrugsmæssige anvendelse.

Ved den årlige afrapportering af resultaterne fra grundvandsovervågningen opgør GEUS resultaterne fra GRUMO, LOOP og Boringskontrollen separat, da der er tale om forskellige typer af vandprøver.

Et fund af et pesticid, eller en metabolit, er defineret som en detektion af det pågældende stof over den til en hver tid gældende detektionsgrænse. Laboratorierne anvender forskellige detektionsgrænser, fx angiver DMU en detektionsgrænse på 0,005 mikrogram pr. liter for en række stoffer, mens andre laboratorier angiver en detektionsgrænse på 0,01 mikrogram pr. liter for de samme stoffer. De detekterede stoffer er dernæst opdelt i to grupper: én over detektionsgrænsen og én med fund større end eller lig med grænseværdien (dvs. at sidstnævnte er en delmængde af den første gruppe).

Grundvandsovervågnings-programmet, GRUMO

Pesticiderne er fundet i grundvand over hele landet, når undtages nogle områder nord for Limfjorden og i Nordsjælland. I tabel 4.3 er vist en oversigt over de pesticider, som er påvist ved boringskontrollen.

Det landsdækkende grundvandsovervågningsprogram giver et samlet billede af grundvandets tilstand, også med hensyn til pesticider (GEUS 1998). I grundvandsovervågningen er der i perioden 1990-1997 analyseret for 8 pesticider i 1.014 filtre. Analyseprogrammet omfatter to triaziner (atrazin, simazin), 4 phenoxysyrer (dichlorprop, mechlorprop, MCPA, 2,4-D) og to nitrophenoler (dinoseb, DNOC). Ud af de 8 GRUMO-pesticider er 3 (atrazin, dinoseb og DNOC) i dag forbudt, mens 5 af de øvrige er pålagt restriktioner m.h.t. dosering, afgrøder, etc. Der er i alt gennemført 4230 analyser af vandprøver for disse 8 stoffer. Som følge af amternes udvidede analyseprogrammer er der i 1998 indberettet oplysninger fra 594 filtre i overvågningssystemet, hvor der er analyseret for flere pesticider og deres nedbrydningsprodukter.

Der er fundet ét eller flere af de 8 GRUMO-pesticider én eller flere gange i 121 filtre. Disse 121 filtre stammer fra 101 boringer, hvor der i 16 boringer er fundet pesticider i 2 eller 3 filtre. De 121 filtre svarer til godt 12% af de undersøgte filtre, mens grænseværdien for drikkevand (0,1 mikrogram pr. liter) er overskredet i 35 filtre svarende til knap 3,5%, se tabel 4.2. Der er ofte 3 år mellem hver prøvetagning, og da pesticiderne normalt forekommer som pulser, vil de ofte ikke kunne genfindes i efterfølgende prøveudtagninger.

I de 594 filtre, hvor nogle af amterne har gennemført udvidede analyseprogrammer, er der fundet pesticider eller nedbrydningsprodukter i 21%, og overskridelser af grænseværdien i 13%, se tabel 4.2. Der er oftest kun rapporteret oplysninger om ét sæt vandprøver fra de 594 filtre.

BAM undersøges af amter i sårbare boringer

Der må tages forbehold for, at amterne har udvalgt sårbare filtre m.h.t. fund af 2,6-dichlorbenzamid, (BAM), som er fundet i ca. 14% af de undersøgte filtre. Ved sårbare filtre forstås filtre i yngre terrænnært grundvand, eller filtre som ligger nær mulige forureningskilder. BAM er et nedbrydningsprodukt, hvor moderstoffet er dichlobenil. Dichlobenil har ikke været anvendt til landbrugsformål og er ikke længere tilladt i Danmark.

Triazin-nedbrydningsprodukterne desethylatrazin, desisopropylatrazin og hydroxyatrazin er fundet i henholdsvis 6,6%, 5% og 2,8%. Hydroxyatrazin er dog kun analyseret i ganske få filtre, og erfaringer fra udlandet viser normalt ikke høje fundprocenter for dette stof.

Tabel 4.2
Fund af pesticider i forhold til analyserede filtre i grundvandsovervågningen (GEUS 1998).

link til tabel

Udvidelsen af overvågningsprogrammet i 1998 til ca. 50 pesticider og nedbrydningsprodukter kan vise en evt. yderligere forekomst af pesticider i grundvand, særligt fordi kun få af de 594 filtre er analyserede for alle 50 stoffer.

Den dybdemæssige fordeling af pesticiderne viser, at de 8 GRUMO-pesticider forekommer i 22% af det højtliggende og yngste grundvand i intervallet 0-10 meter under terræn, og at hyppigheden aftager med dybden. Hvor der er analyseret for flere end 8 stoffer i overvågningsprogrammet, er der påvist pesticider i 34% af det terrænnære grundvand i intervallet 0-10 meter under terræn, figur 4.2. Heraf er 23% af fundene større end eller lig med 0,1 mikrogram pr. liter.

Det kan således konkluderes, at pesticider og deres nedbrydningsprodukter især findes i det yngre grundvand. Dette kan dels skyldes, at stofferne gradvist nedbrydes under deres transport ned igennem grundvandsmagasinerne, dels at de transporteres horisontalt med grundvandet til vandløb, søer og grundvandsboringer. Der er også muligt, at pesticidernes transport mod grundvandet foregår så langsomt, at der i fremtiden konstateres en øget forekomst og stigende koncentrationer i de nedre grundvandsmagasiner af de stoffer, der i dag er konstateret i det yngre grundvand. Det vil først være muligt at vurdere dette, når der foreligger længere tidsserier i overvågningsprogrammerne, datering af grundvand med CFC samt resultater fra igangværende forskningsprojekter, som skal belyse dette.

(19 Kb)

Figur 4.2
Fundprocent af pesticider mod dybde i meter under terræn er vist som hvide søjler. Det yngste grundvand findes formodentlig oftest i intervallet 0-10 meter under terræn. Ved analyse for 8 GRUMO-pesticider i dybdeintervallet 0-10 meter under terræn findes pesticider i 22% af filtrene. Fundprocenten stiger til 34%, når der analyseres for flere end 8 pesticider. I blokdiagrammet viser de sorte vandrette søjler fundprocent for antal fund der er større end eller lig med 0,1 mikrogram pr. liter (GEUS 1998).

Vandværkernes boringskontrol

I vandværkernes boringskontrol er der påvist pesticider i 17% af 4209 undersøgte boringer, og grænseværdien er overskredet i 6%. Disse boringer er i hovedsagen analyseret for de 8 GRUMO-pesticider.

De hyppigst analyserede stoffer er vist i tabel 4.3. Antallet af analyser afspejler ikke antallet af analyserede boringer, fx er dichlorprop analyseret i 5.714 vandprøver fra 3.998 boringer. Blandt de 8 GRUMO-pesticider er dichlorprop, mechlorprop og atrazin fundet hyppigst, mens nedbrydningsprodukter fra triaziner procentvis er fundet hyppigere i vandprøverne end fx atrazin. Den relativt hyppige forekomst af hexazinon er overraskende, fordi stoffet kun er fundet i få prøver fra grundvandsovervågningsboringer, selv om stoffet har været anvendt hyppigt ved skovdrift. En forklaring kan være, at hexazinon har været anvendt ved behandling af befæstede arealer.

Fordelingen af pesticidfund mod dybden i vandværkernes boringer minder meget om fordelingen i grundvandsovervågningen. Dog forekommer de analyserede pesticider i 26% af de vandprøver, der er udtaget fra boringer, der har "topfilter" i intervallet fra 10 til 20 meter under terræn, i modsætning til 13% i grundvandsovervågningen. Dette kan skyldes, at vandværkerne i nogle områder indvinder grundvand fra højtliggende opsprækket kalk, hvor grundvandet formodentligt er yngre og mere påvirket af pesticidanvendelsen på jordoverfladen.

Som følge af de sidste års mange fund af nedbrydningsproduktet BAM (2,6-dichlorbenzamid), har en del vandværker analyseret dette stof ved vandværkernes rutinemæssige kontrol. Vandværkerne har gennemført 2.310 BAM-analyser fra 1.656 boringer. Der er fundet BAM i 448 af de analyserede 1656 boringer, svarende til ca. 30%. Grænseværdien for drikkevand var overskredet i 187 boringer, svarende til at ca. 11% af de undersøgte boringer. Langt de fleste fund af BAM i vandværksboringer er gjort fra jordoverfladen til 0-30 meter under terræn, hvor også de højeste koncentrationer er målt. Moderstoffet for BAM er et spirehæmmende pesticid dichlobenil, der primært har været anvendt på befæstede arealer. BAM kan på grund af den tidligere udbredte anvendelse af det nu forbudte moderstof dichlobenil således forventes at optræde både under bymæssig bebyggelse og under gårdspladser, grusveje og andre arealer, som holdes fri for vegetation.

Udvidede analyseprogrammer

Amterne, vandværkerne og DMU har gennem de senere år gennemført en række udvidede analyseprogrammer for grund- og vandværksvand. Der foreligger resultater, som omfatter 108 pesticider og metabolitter. Ud af disse 108 stoffer er der for tiden påvist ca. 40 i dansk grundvand, heraf 29 i koncentrationer over grænseværdien for drikkevand, se tabel 4.4. DMU’s udvidede analyseprogrammer omfatter i hovedsagen analyse af grundvand fra LOOP områderne. Oplysningerne i tabellen stammer fra nyere undersøgelser gennemført i 1997, fra ældre undersøgelser, som ikke er indberettet til grundvandsdatabasen ved GEUS, og fra undersøgelser, som helt eller delvis er indberettet til grundvandsdatabasen ved GEUS, fx analyseprogrammer gennemført i landovervågningsoplande og enkelte grundvandsovervågningsområder. Tabellen omfatter ikke data fra den almindelige overvågning i grundvandsovervågningsområderne. Tyve af de pesticider, som er fundet i grundvand, blev anvendt i Danmark i 1996, men nogle af disse stoffer er siden blevet pålagt restriktioner eller forbudt. Enkelte stoffer, fx nedbrydningsproduktet ETU, er dog fundet i et forskningsprojekt ved Fladerne Bæk i både jord- og grundvand, samt i en undersøgelse foretaget af Københavns Amt i 1997, hvor ETU blev fundet i pejleboringer sat tæt ved en losseplads.

Tabel 4.3
Fund af pesticider analyseret ved vandværkernes boringskontrol (Brüsch et al. 1998). Sorteret efter faldende antal analyser. Forbrugsdata fra Bekæmpelsesmiddelstatistik 1997 (Miljøstyrelsen 1998a).

link til tabel

Tabel 4.4
Pesticider fundet i grundvandet ved amternes, vandværkernes og DMU’ s udvidede analyseprogrammer. Status marts 1998 fra GEUS (Brüsch et al. 1998). Forbrugsdata fra Bekæmpelsesmiddelstatistik 1997(Miljøstyrelsen 1998a).

link til tabel

I forbindelse med en litteratursøgning efter analysedata fra udenlandske moniteringsprogrammer for pesticider i grundvand er der søgt efter 544 pesticider og metabolitter, som har været eller som stadig anvendes i Danmark. Ud af disse stoffer er der samlet oplysninger om 281, som er analyseret i udlandet, hvor 159 er fundet i overvejende grad i grundvand. Ca. 55 af disse blev anvendt i Danmark i 1996. For mange af disse stoffer gælder dog, at der kun er tale om få fund i grundvand.

Fund af pesticider under forskellige arealtyper

Det er ikke muligt med sikkerhed at relatere fund af pesticider i de dybereliggende grundvandsmagasiner til bestemte marker eller andre arealer inden for de enkelte oplandsgrænser.

Foranlediget af en dialog med Landbrugets Rådgivningscenter har GEUS foretaget en opgørelse af pesticidpåvirkningen af terrænnært grundvand i ikke-bynære områder på grundlag af data fra grundvandsovervågningen. Opgørelsen er gennemført i relation til tilladte og forbudte pesticider og i forhold til landbrugsanvendte og ikke-landbrugsanvendte pesticider. Hydroxy-terbuthylazin indgår ikke i opgørelsen grundet få data. Alle oplysninger fra Københavns og Frederiksberg kommuner samt fra Københavns Amt er udeladt. Der er kun medtaget filtre med placering i intervallet 0-10 meter under terræn, da det skønnes, at højtliggende grundvand oftest er det yngste grundvand. Alderen af dette grundvand kan dog variere.

I tabel 4.5-4.7 er vist, at pesticider, som er fundet i grundvandsovervågningen i ikke-bynære områder i terrænnært grundvand, fordeler sig ligeligt mellem landbrugsanvendte- og ikke-landbrugsanvendte stoffer. Den overvejende del af de fundne stoffer er i dag forbudte eller regulerede med anvendelsesbegrænsninger.

Tabel 4.5
Tilladte og forbudte pesticider. Af de 4 phenoxysyrer er kun MCPA medtaget som tilladt pga. stort forbrug, mens de øvrige 3 er talt med som stoffer med forbud, selv om der forsat sælges små mængder. Desisopropylatrazin er medtaget med 50% på hver gruppe, fordi metabolitten kan stamme fra i dag tilladte pesticider.

mg/L = mikrogram pr. liter

Tabel 4.6
Landbrugs- /ikke-landbrugsanvendte pesticider. Alle triaziner er delt ligeligt mellem landbrugs- og ikke-landbrugsanvendte, da disse stoffer også har været anvendt i både skovbrug, frugtavl og på befæstede arealer. Dog er simazin og hexazinon ikke medtaget som landbrugsanvendt stof. Der er i denne opgørelse ikke skelnet mellem tilladte og forbudte stoffer.

mg/L = mikrogram pr. liter.

Tabel 4.7
Baggrundsdata, terrænnært grundvand. Grundvandsovervågningsdata. Byområder udeladt. Kun filtre 0-10 meter under terræn er medtaget. T = tilladt; R = tilladt med begrænset brug/eller godkendt på vilkår; F = forbud; L = landbrugsanvendt; B = ikke-landbrugsanvendt; Fr = frugt, bær, skov, plantage etc. "Antal filtre³0,1mg/L" er en delmængde af "antal filtre med fund" (mg/L = mikrogram pr. liter).

link til tabel

Tabel 4.8
Pesticider og nedbrydningsprodukter fundet i grundvand i de 5 landovervågningsoplande i perioden 1990-1997. Medianværdien er beregnet på grundlag af medianværdier på filterniveau. GRUMO-pesticider markeret med fed (GEUS 1998) (mg/L = mikrogram pr. liter).

link til tabel

Triaziner (herunder atrazin) og deres nedbrydningsprodukter er medtaget i opgørelsen som ligeligt fordelt mellem anvendelsen i landbrug og by. Da landbrugsarealer imidlertid dominerer i grundvandsovervågningen, burde disse stoffer formodentlig vægtes højere som landbrugsanvendte. Dette underbygges af de foreliggende data for pesticidfund i terrænnært grundvand i LOOP områderne, hvor der udelukkende moniteres landbrugsarealer med kendt landbrugspraksis. Her findes høje fundprocenter specielt for triaziners nedbrydningsprodukter (Tabel 4.8).

4.1.2 Konklusioner

Der foreligger i Danmark et omfattende materiale der indeholder oplysninger om 8 GRUMO-pesticiders fordeling og forekomst i dansk grundvand. Et mindre datagrundlag omfatter andre pesticider og metabolitter. Dette samlede datagrundlag viser, at pesticider og metabolitter særligt forekommer i de øverste og yngste grundvandsmagasiner, hvor der i filtre med udvidede analysepakker er fundet pesticider i 34% af de undersøgte filtre i intervallet 0-10 meter under terræn. Den fremtidige udvidelse af overvågningssystemet og vandværkernes udvidede analyseprogrammer vil vise, i hvilket omfang det højtliggende grundvand indeholder pesticider og metabolitter. Fundhyppigheden af metabolitter fra de nu forbudte stoffer atrazin og dichlobenil er stor både i grundvandsovervågningssystemet og i vandværkernes råvandskontrol. Det skal bemærkes, at vandværkernes råvand ofte stammer fra boringer i bynære områder, således at fundene er præget af den ikke-landbrugsmæssige anvendelse af pesticider.

Følgende specifikke konklusioner kan drages:

• Der er fundet ét eller flere af de 8 GRUMO-pesticider (dichlorprop, mechlorprop, MCPA, 2,4-D, dinoseb, DNOC, atrazin og simazin), i godt 12% af de analyserede 1014 filtre i grundvandsovervågningsområderne. Grænseværdien er overskredet i 3,5%. I 42 filtre er et pesticid fundet mere end én gang, svarende til godt 4% af de undersøgte filtre.
   
• I 594 GRUMO-filtre analyseret med udvidede analyseprogrammer, er der fundet pesticider eller nedbrydningsprodukter i 21%, og overskridelser af grænseværdien i 13%. Udelades BAM er der fundet pesticider i ca. 16% af 551 filtre, hvor der er analyseret for flere end de 8 GRUMO-pesticider.
   
• Den dybdemæssige fordeling i grundvandsovervågningsområderne viser, at de 8 GRUMO-pesticider forekommer i 22% af det højtliggende grundvand, og at hyppigheden aftager med dybden. Hvor der er analyseret for flere stoffer end de 8 GRUMO-stoffer er der påvist pesticider i 34% af det terrænnære grundvand. Heraf er 23% af fundene større end eller lig med 0,1 mikrogram pr. liter
   
• I en række udvidede analyseprogrammer er der for tiden påvist ca. 40 pesticider og metabolitter i grundvand, heraf 29 i koncentrationer over grænseværdien. I udenlandske moniteringsprogrammer er der fundet 159 stoffer i grundvand, som har været eller som stadig anvendes i Danmark.
   
• I vandværkernes boringskontrol er der påvist pesticider i 17% af de undersøgte boringer, og grænseværdien er overskredet i 6%. Fordelingen af pesticidfund mod dybden i vandværkernes boringer minder meget om fordelingen i grundvandsovervågningen.
   
• Vandværkerne har fundet BAM, (2,6-dichlorbenzamid), i ca. 30% af 1656 analyserede boringer, mens grænseværdien var overskredet i ca. 11%.
   
• Det er ikke muligt i grundvandsovervågningsområderne at relatere fund af pesticider i grundvandsmagasiner til bestemte arealanvendelser på marker eller andre arealer.
  
• En opgørelse af pesticidfund i terrænnært grundvand i ikke-bynære grundvandsovervågningsområder viser en ligelig fordeling af landbrugsanvendte og ikke-landbrugsanvendte pesticider. Den overvejende del af de fundne stoffer er i dag forbudte eller regulerede.
   
• Fundene af pesticider i grundvandet udviser overskridelser af grænseværdien for drikkevand på 0,1 mikrogram pr. liter i op til 13% af prøverne. Nedbrydningsproduktet BAM fra totalukrudtsmidlet dichlobenil er påvist i 30% af vandværkernes boringer, men en lang række stoffer, som anvendes i jordbruget til behandling af afgrøder, er ligeledes til stede i relativt mange boringer. Fundene af pesticider i drænvand og jordvand er højere end fundene i grundvandet, og de afspejler de koncentrationer, som senere kan bevæge sig mod grundvandet, hvorunder de kan undergå en nedbrydning og evt. dannelse af metabolitter. I såvel vandløb som vandhuller påvises koncentrationer af en række pesticider, som er højere end de effektniveauer, der måles i laboratorieundersøgelser med vandlevende dyr.
   

4.2 Forekomst af pesticider i vandløb

I det følgende beskrives forekomsten af pesticider i vandløb. Effekterne af denne forekomst beskrives i afsnit 5.3. Desuden indgår disse data i kalibrering af modellerne for beregning af konsekvenserne af en delvis afvikling af pesticiderne.

Pesticider kan tilføres vandløb ved:

• Vinddrift .
• Oversprøjtning ved kørsel for tæt på vandløbet.
• Deposition fra luften ved fjerntransport i atmosfæren.
• Nedvaskning fra behandlede marker og transport til vandløbet via drænrør eller via grundvandet.
• Overfladisk afstrømning.
• Forurening fra punktkilder, fx vaskepladser.

De kilder, som mængdemæssigt betyder mest for vandløb er henholdsvis afstrømning fra pesticidbehandlede arealer og nedvaskning med transport i drænvand. Direkte oversprøjtning og udsivning fra vaskepladser for sprøjteudstyr er ulovlige forureningshændelser, som i givet fald kan medføre betydelig risiko for skadelige effekter i vandløbet. Den overfladiske afstrømning fra skrånende marker kan føre både vandopløselige stoffer, og stoffer, som bindes til jordpartikler, ud i vandløbet. Den partikelbårne transport sker ved kraftig afstrømning af regn- eller smeltevand og jorderosion.

Der er til og med 1996 fundet 32 forskellige pesticider i danske vandløb svarende til ca. 30% af de pesticider, der er analyseret for (se tabel 4.9). Der kan findes flere forskellige pesticider samtidig i de enkelte vandløb. Pesticider kan findes i vandløb på alle årstider, men findes hyppigst i sprøjtesæsonen og under forhøjet vandafstrømning efter regn. Hyppigheden af pesticidfund og koncentrationen af pesticider er generelt størst i landbrugsoplande med lerede jorder. Nogle af pesticiderne findes kun i få procent af prøverne, mens andre findes i op til 64% af prøverne.

Fundhyppigheden er størst i sprøjteperioderne og i forbindelse med nedbørshændelser med forøget afstrømning i vandløb. Den højeste værdi i undersøgelserne frem til og med 1996 er på 10 mikrogram pr. liter (bentazon). 12 af pesticiderne blev påvist i koncentrationer over 1 mikrogram pr. liter og 31 stoffer blev påvist i koncentrationer større end 0,1 mikrogram pr. liter. Glyphosat blev undersøgt i 6 prøver og påvist i alle prøver i koncentrationer mellem 0,02 og 0,21 mikrogram pr. liter (Fyns Amt 1997; Kronvang 1998; Spliid, Mogensen 1995).

Undersøgelser af overfladevand i Fyns Amt 1997

Efter 1996 findes der endnu kun få opgørelser fra amter og kommuner. Fyns amt har offentliggjort resultaterne fra undersøgelser af 6 vandløb, 4 kildevæld og 11 dræn i landbrugsområder (Fyns Amt 1999). Der er undersøgt 94 aktivstoffer og 5 omdannelsesprodukter. Heraf er påvist 33 forskellige stoffer i et koncentrationsniveau op til 10 mikrogram pr. liter (herbicidet bentazon). Ud af disse er de 26 i dag godkendte. Det skal nævnes, at det påviste stof metazachlor ikke har været godkendt i Danmark. De fleste stoffer fundet i et koncentrationsniveau over 0,1 mikrogram pr. liter. Der er inden for samme døgn påvist op til 18 forskellige pesticider i det enkelte vandløb. De stoffer, som blev fundet hyppigst i 33 prøver fra vandløb med en koncentration på eller over 0,1 mikrogram pr. liter var nedbrydningsproduktet AMPA fra glyphosat (79%), nedbrydningsproduktet BAM fra det forbudte herbicid dichlobenil (48%), isoproturon (36%), glyphosat (31%), det forbudte herbicid hexazinon (30%) og diuron (24%). De fundne stoffer og koncentrationer svarer stort set til tidligere fund.

Undersøgelsen tyder på, at en stor del af pesticidforekomsterne i vandløbene tilføres via dræn og særligt i sprøjtesæsonen. Der er desuden påvist en tilførsel af pesticider med byspildevand. Afdriften synes ikke at være særligt betydende for pesticidforekomsten i de undersøgte vandløb. Fyns Amt vurderer på grundlag af iagttagelser over 10 år, at over 200 km vandløb, svarende til ca. 20% af de undersøgte vandløb, har været udsat for akutte skader, idet krebsdyr og vandinsekter i stort antal er blevet slået ihjel.

Undersøgelser af et vandløb i Kolding Kommune i 1998

Kolding Kommune har i maj-juni 1998 gennemført en undersøgelse af 14 vandprøver fra Dalby Møllebæk, der ligger i et landbrugsopland, der overvejende består af moræneler (Kolding Kommune 1998). Undersøgelsen omfattede 33 pesticider eller omdannelsesprodukter, hvoraf de 21 blev påvist i koncentrationer op til 11 mikrogram pr. liter (simazin). Heraf er de 14 godkendt til brug i dag, men 5 heraf er pålagt restriktioner. De 3 hyppigst fundne stoffer er BAM, isoproturon og simazin, som alle blev fundet i samtlige analyserede vandprøver. Desuden optræder stofferne MCPA, mechlorprop, atrazin, bentazon, desisopropylatrazin, ethofumesat, metamitron, terbutylazin, bromoxynil, propiconazol, dichlobenil, dichlorprop og ioxynil i mindst halvdelen af prøverne. De højeste koncentrationer blev påvist i forbindelse med nedbørshændelser. Den hyppige forekomst af atrazin (79% af prøverne) og atrazins omdannelsesprodukter tyder på, at forekomsten stammer fra anvendelse af stoffet før det blev forbudt i 1994 og dermed fra grundvandet.

Opgørelserne fra Fyns Amt og Kolding Kommune for henholdsvis 1997 og 1998 vil indgå i de samlede opgørelser for disse år, når fundene bliver rapporteret. De optræder derfor ikke i tabellerne i dette afsnit, da der er tale om ufuldstændige datasæt set på landsplan.

Tabel 4.9
Forekomst af pesticider i danske vandløb med angivelse af antal positive fund i forhold til antal prøver. H = herbicid, F = fungicid, I = insekticid. Prøverne er udtaget i perioden 1989-1996 (Mogensen 1998).

link til tabel

Tabel 4.10
Forekomst af pesticider i vandløb fordelt på oplandstyper. Der er angivet antal fund ud af samlet antal prøver samt koncentrationsområdet i mikrogram. pr. liter. De første undersøgelser blev udført af DMU i 1989-1991. I 1994-1996 blev udført en stor undersøgelse i Fyns amt. I 1996 omfatter tabellen data fra flere amter (Mogensen 1998).

link til tabel

Af tabel 4.10 fremgår det, at hyppigheden af pesticidfund og koncentrationen af pesticiderne generelt er størst i landbrugsoplande med lerede jorder. Dette skyldes formentligt, at der ofte dyrkes mere intensivt på de fede jorder med større sprøjtehyppighed til følge, samt, at pesticider hurtigt kan transporteres til vandløb via dræn gennem sprækker i lerjorden. Fund af pesticider i kilder indikerer specifikt, at pesticider kan føres via grundvandet til vandløb. I skovvandløb er der ikke konstateret så mange forskellige pesticider, men de herbicider, der anvendes i skove, optræder hyppigt i vandløbene, især hexazinon. Der er konstateret mange forskellige pesticider i byvandløb, der både dækker "byvandløb" og "blandede oplande". Derfor forekommer der også landbrugspesticider. Dichlobenil, som anvendes som totalukrudtsmiddel, og især dets nedbrydningsprodukt, BAM (2,6-dichlorbenzamid), optræder meget hyppigt både i byområder, landbrugsområder og i skovvandløb, se tabel 4.11. Vedrørende BAM henvises i øvrigt til afsnit 4.1, hvor en tilsvarende hyppighed i grundvandet beskrives.

I de fleste af vandløbene findes mange forskellige pesticider på samme tid, hvilket har betydning for vurderingen af effekterne på flora og fauna i det akvatiske miljø, se afsnit 5.3.

Tabel 4.11
Forekomst af metabolitter (af henholdsvis a dichlobenil, b glyphosat, c atrazin) af pesticider i vandløb fordelt på oplandstyper. Der er angivet antal fund ud af samlet antal prøver samt koncentrationsområdet i mikrogram pr. liter. Dichlorbenil og atrazin er ikke længere tilladt anvendt i Danmark. De første undersøgelser blev udført af DMU i 1989-1991. I 1994-1996 blev udført en stor undersøgelse i Fyns amt. I 1996 omfatter tabellen data fra flere amter (Mogensen 1998).

link til tabel

4.2.1 Konklusioner

Der er fundet 32 forskellige pesticider i danske vandløb svarende til ca. 30% af de stoffer, der er analyseret for. Dertil kommer 4 nedbrydningsprodukter. Fundhyppigheden er størst i sprøjteperioderne og i forbindelse med nedbørshændelser med forøget afstrømning. Den højeste værdi på 10 mikrogram pr. liter er fundet for bentazon. 12 af pesticiderne blev påvist i koncentrationer over 1 mikrogram pr. liter og 31 stoffer blev påvist i koncentrationer større end 0,1 mikrogram pr. liter. Glyphosat blev undersøgt i 6 prøver og påvist i alle prøver i koncentrationer mellem 0,02 og 0,21 mikrogram pr. liter (Fyns Amt 1997; Kronvang 1998; Spliid, Mogensen 1995). Pesticiderne forekommer i alle typer af vandløb, men mest i lerede landbrugsoplande. Ved overfladisk afstrømning kan pesticider blive transporteret til søer og vandløb. Det gælder både de mere vandopløselige stoffer, og stoffer, som bindes til jordpartikler og som kun transporteres ved kraftig afstrømning, som medfører jorderosion. Derfor påvises både stoffer, som bl.a. er forbudt på grund af deres mobilitet i jord (fx atrazin, dichlorprop og hexazinon), og stoffer, som ud fra den nuværende viden kun under ekstreme betingelser vil kunne transporteres med nedsivende regnvand til grundvandet (fx glyphosat, esfenvalerat og pirimicarb). Der er desuden påvist DNOC, som dels kan stamme fra grænseoverskridende atmosfærisk transport, dels kan dannes ved atmosfærekemiske processer ud fra emissioner fra biler (se afsnit 4.5).

Undersøgelserne af vandløb er repræsentative for Danmark

De første undersøgelser blev udført i perioden 1989-91 og de øvrige ligger i tidsrummet 1994-97. Der er stor forskel på prøvetagningsintensitet og -strategi i de enkelte undersøgelser. Nogle er taget på i forvejen udpegede datoer, nogle er koncentreret i sprøjtesæsonen og andre strækker sig over hele året. Nogle prøver er taget i forbindelse med øget afstrømning i vandløbet. Undersøgelserne omfatter ikke prøver, der er taget på grund af mistanke om forurening, fx fra punktkilder. De undersøgte vandløb dækker en række amter, og forskellige oplandstyper og jordbundstyper og må samlet anses for at være repræsentative for Danmark. Der foreligger endnu ikke længere tidsserier af målinger af pesticider i vandløb, men igangsatte overvågningsprogrammer i amterne og landsdækkende undersøgelser vil resultere i det nødvendige datagrundlag for at bedømme udviklingen med tiden.

Følgende specifikke konklusioner kan drages:

• Der er påvist 32 pesticider i vandløbene, svarende til 30% af de stoffer der er undersøgt for.
   
• I mange vandløb findes flere pesticider på samme tid.
   
• Fund af pesticider i kilder indikerer, at pesticider kan føres via grundvandet til vandløb.
   
• Fundhyppigheden er størst i sprøjteperioder og i forbindelse med store nedbørsmængder, men der påvises også pesticider i vandløb uden for sprøjteperioderne.
   
• Hyppigheden af pesticidfund er størst i landbrugsoplande med lerede jorder.
   
• Der er ikke mange forskellige pesticider i skovvandløb, men de pesticider, der er eller har været anvendt i skoven, optræder hyppigst (atrazin, hexazinon og dimethoat).
   
• Der er mange forskellige pesticider i byvandløb.
   
• Afstandskravene, som stilles i forbindelse med godkendelsen af pesticiderne, forventes at nedsætte fundhyppigheden i fremtiden.

4.3 Pesticider i søer og vandhuller

I det følgende beskrives forekomsten af pesticider i søer og vandhuller med henblik på at belyse forekomsten. Pesticider tilføres til søer, kystnære farvande og vandhuller via vandløb, overfladisk afstrømning fra tilgrænsende arealer, grundvand og atmosfærisk deposition, herunder sprøjteafdrift. Effekterne af pesticider i stillestående vand beskrives i afsnit 5.3. Der foreligger endnu ikke systematiske data for pesticiders forekomst i danske søer og kystnære farvande. Data fra disse medier er derfor ikke medtaget i rapporten. I forbindelse med Vandmiljøplan II igangsættes et måleprogram, hvorfra der ikke kan forventes resultater for søer inden for det kommende år.

Undersøgelserne fra stillestående vand omfatter resultater fra to projekter. I det ene indgår prøver fra fire vandhuller på Køgeegnen (Spliid, Mogensen 1995), i det andet indgår en række vandhuller på Sydfyn og Avernakø (Briggs in press). I begge områder er der tale om markvandhuller i lerede jorder. Mange markvandhuller har hverken tilløb eller afløb Det må derfor forventes, at opholdstiden af pesticiderne her er længere end i vandløb, og at risikoen for vandorganismerne er større. Resultaterne af disse undersøgelser er samlet i tabel 4.12.

I tabellen er angivet et koncentrationsinterval, som angiver laveste og højeste koncentration i de prøver, hvor det pågældende pesticid er fundet. Kolonne 3 angiver hvor mange prøver, der er analyseret for det pågældende pesticid og i hvor mange af prøverne, stoffet blev påvist. Samtlige undersøgte stoffer er påvist, dog ikke bromoxynil og simazin. Den højeste koncentration for et enkeltstof er 11 mikrogram pr. liter.

Tabel 4.12
Fund af pesticider i danske vandhuller i agerlandet udført af DMU i 1989-1991 og i 1994-1995 af Amphiconsult (Mogensen, Spliid 1997).

mg/L = mikrogram pr. liter.

4.3.1 Konklusioner

Der foreligger kun få undersøgelser af stillestående vand og kun af vandhuller. Der er påvist mechlorprop i koncentrationer op til 11 mikrogram pr. liter. 5 stoffer havde koncentrationer større end 1,0 mikrogram pr. liter og 13 ud af de 15 undersøgte stoffer havde koncentrationer større end 0,1 mikrogram pr. liter.

Undersøgelserne i vandhuller omfatter flere vandhuller på Køgeegnen og på Avernakø og er udført i begyndelsen af 1990erne. Prøveudtagningen har især ligget i sprøjtesæsonen. Undersøgelserne i vandhuller er ikke så omfattende som undersøgelserne i vandløb, og de kan ikke anses for at være repræsentative for Danmark som helhed.

Følgende specifikke konklusioner kan drages:

• Der er påvist 15 pesticider i vandhuller
• Der igangsættes danske undersøgelser af pesticidkoncentrationer i søer og kystnære farvande i forbindelse med Vandmiljøplan II.
• Der er kun foretaget få undersøgelser af pesticidkoncentrationer i søer og havvand i Danmark.

4.4 Pesticider i dræn- og jordvand

Jordvand kan defineres som vand, der er til stede i den øverste del af jordlaget. Jordvand kan opsamles ved at installere sugeceller af keramik eller teflon i jorden og suge vandet fri af jordmatricen. Drænvand er vand, der gennem jorden frit løber til drænrør, der typisk er placeret i ca. 1 meters dybde. Pesticider i drænvand har således haft en opholdstid i jorden, som for mobile stoffer, der udbringes i perioder med megen nedbør, kan være på kun dage eller uger. For pesticider, som bindes i jorden eller som udbringes i perioder uden nedadgående vandbevægelse i jorden, kan opholdstiden være måneder eller år.

Jordvandsprøver med forekomst af pesticider vil generelt være udtryk for en anvendelse af de pågældende pesticider på jordoverfladen umiddelbart over prøvetagningsstedet eller for tilførsel med regnvand. Spild af pesticider på jordoverfladen eller nedgravet pesticidaffald ved prøvetagningsstedet vil kunne påvises i jordvand eller drænvand, men ved at etablere flere sugeceller under samme mark vil en punktkildeforekomst ved en af sugecellerne kunne afsløres.

Drænvandsprøver repræsenterer hele det opland, der afdrænes af det pågældende drænrørssystem. Der kan være tale om mange marker med forskellig anvendelse, tildækkede mergelgrave, nedgravet affald, vaskepladser, drivhuse etc. For at kunne fortolke resultatet af en drænvandsprøve er det vigtigt at vide, hvilket opland den pågældende prøve repræsenterer. Ved at placere lodrette drænrør med filtre i 1 meters dybde, vil der kunne udtages drænvandsprøver, der repræsenterer det nære område ved filteret, når jorden er vandmættet.

Der foreligger undersøgelser af pesticider i jord- og drænvand fra 10 forskellige lokaliteter i Danmark. Heri indgår prøver fra Højvands Rende og Bolbro Bæk, der indgår som landovervågningsoplande (LOOP) i Vandmiljøplan I. Der er desuden foretaget en række målinger i særlige undersøgelser og forskningsprojekter igennem de seneste 10 år. Der foreligger imidlertid ikke systematiske undersøgelser af pesticider i jordvand og drænvand, som det kendes fra undersøgelserne af forekomsten i grundvand.

Resultaterne af samtlige undersøgelser af pesticider og deres metabolitter i jord- og drænvand er vist i tabel 4.13 og 4.14, idet tabel 4.13 viser forekomsterne på sandjordslokaliteter og tabel 4.14 viser forekomsterne på lerjord. Disse undersøgelser omfatter ikke analyser af afløb fra vaskepladser, gartnerier og andre punktkilder, hvor der i særlige undersøgelser er fundet høje indhold af pesticider.

Der indgår i alt 27 pesticider og metabolitter i undersøgelserne. Det udførte antal analyser fremgår af tabellerne. Resultaterne er angivet som fund mindre end 0,1 mikrogram pr. liter, fund større end 0,1 mikrogram pr. liter og den højeste påviste koncentration. Det ses umiddelbart ved sammenligning af tabel 4.13 og 4.14, at både koncentrationsniveauerne og hyppigheden af fund er størst på lerjordslokaliteterne sammenlignet med sandjordslokaliteterne. De største koncentrationer er fundet af atrazin (7,8 mikrogram pr. liter), hexazinon (4,3 mikrogram pr. liter), dichlorprop (1,4 mikrogram pr. liter) og 2,4-D (1,2 mikrogram pr. liter). Der er desuden påvist koncentrationer, som er større end 0,1 mikrogram pr. liter for pesticiderne isoproturon, bentazon, MCPA, og mechlorprop, samt for nedbrydningsprodukterne desisopropylatrazin, 2,4-dichlorphenol og ETU.

Nogle af disse fund kan korreleres til pesticider, som er anvendt på forsøgsarealer eller som er oplyst anvendt på det pågældende areal. Således blev herbiciderne atrazin og hexazinon begge påvist i relativt høje koncentrationer under en juletræsplantage, hvor disse stoffer tidligere blev anvendt (Felding 1992). I nogle tilfælde er der gjort fund af pesticider i lave koncentrationer, hvor de pågældende stoffer ikke har været anvendt i en årrække. Dette kunne tyde på, at opholdstiden for pesticiderne i jorden har været lang i disse tilfælde. I en særlig undersøgelse af chlorphe-noxysyrerne MCPA, dichlorprop, 2,4-D og mechlorprop blev alle stofferne påvist efter 3 års forløb i jordvandet i en meters dybde i koncentrationer, som i flere tilfælde var større end 0,1 mikrogram pr. liter (Felding 1993). Fundene af ETU stammer fra et forsøgsområde, hvor der var foretaget talrige behandlinger med dithiocarbamat-fungicider, som nedbrydes til ETU (Spliid 1998a).

Som en mellemting mellem undersøgelser i felten i fuld skala og simple laboratorieforsøg, kan lysimeterforsøg med uforstyrrede jordsøjler bruges til at forudsige, om et pesticid eller dets nedbrydningsprodukter vil kunne udvaskes af en jordsøjle. Sådanne lysimeterforsøg indgår i dag i det dokumentationsmateriale, der ligger til grund for godkendelsen af nye pesticider. Et lysimeter kan bestå af en jordblok, som udtages på stedet i en stålramme og uden at blive forstyrret. Lysimetret flyttes til testlokaliteten, hvor der dyrkes afgrøder i lysimetret og behandles med pesticidet på normal vis. Den naturlige eller kunstigt tilførte vandmængde, der passerer jordblokken, opsamles. Ved at anvende radioaktivt mærket pesticid kan det måles, om der er gennembrud af radioaktivitet og dermed af pesticid eller nedbrydningsprodukter. Så vidt muligt identificeres de stoffer, der passerer jordsøjlen, ved hjælp af kromatografiske metoder og ved sammenligning med referencestoffer. Et lysimeterforsøg vil typisk udføres gennem flere år efter, at pesticidet er tilført. Det kan bruges til at afprøve udvaskningsrisikoen for et pesticid ved forskellige jordtyper, forskellige dyrkningsforhold og forskellige nedbørssituationer med et overfladeareal fra 0,25 til 1 m².

Skal mobiliteten undersøges i jordsøjler i de dybereliggende jordlag, kan der udtages jordsøjler, fx med et overfladeareal på 0,25 m², der i en stålcylinder overføres til laboratoriet. Her kan temperatur og grundvandets bevægelser efterlignes og styres.

Tabel 4.13
Fund af pesticider og metabolitter på sandjordslokaliteter (Spliid 1998a).

link til tabel

Tabel 4.14
Fund af pesticider og metabolitter på lerjordslokaliteter (Spliid 1998a).

link til tabel

4.4.1 Konklusioner

I en række undersøgelser er der påvist pesticider i jordvand og drænvand fra arealer, der har været behandlet med pesticider. I de beskrevne undersøgelser er der oplysninger om pesticidanvendelsen på de overliggende marker i flere projekter, mens der for enkelte lokaliteter er tale om opgørelser, der dækker oplandet generelt, hvorfor der ikke kan vises en sammenhæng mellem dosering og fund for den enkelte mark. På baggrund af det foreliggende datamateriale skønnes det ikke forsvarligt at drage konklusioner om sammenhæng mellem dosering og koncentration af pesticider i de analyserede vandprøver.

Følgende specifikke konklusioner kan drages:

• Fundene af pesticider i jord- og drænvand er ofte de samme stoffer, der også er fundet i grundvandsmagasinerne, se afsnit 4.1.
   
• De fundne koncentrationer af pesticider i jord- og drænvand overskrider grænseværdien for drikkevand med større hyppighed end i grundvandsundersøgelserne. Mange af de påviste pesticider er ikke længere tilladt til brug i Danmark, men var dog tilladt, da undersøgelserne blev udført.
   
• På grund af begrænset datamateriale skønnes det ikke forsvarligt at drage konklusioner om sammenhæng mellem dosering på marken og koncentration af pesticider i dræn- og jordvandet.
   
• Under forudsætning af, at drænvandsoplandets udstrækning er kendt, og at det vides, hvilke pesticider, der er anvendt på arealet, giver en drænvandsundersøgelse et bud på, om anvendte pesticider eller deres nedbrydningsprodukter vil kunne nå grundvandet. Imidlertid vil resultaterne være afhængige af de lokale forhold og af vejret, og det vil ikke være muligt at foretage en massestrømsanalyse, som beskriver pesticidernes skæbne i tid og rum.
   
• Lysimeterstudier og laboratorieforsøg af radioaktivt mærkede pesticider og nedbrydningsprodukter i uforstyrrede jordsøjler kan være egnede værktøjer til bedømmelse af udvaskningsrisikoen ved brug af pesticider på jorder med forskellige sammensætning.
   
• Både koncentrationsniveauet og hyppigheden af fund er størst på lerjorder sammenlignet med sandjorder. Datamaterialet er imidlertid begrænset og kan forbedres med supplerende undersøgelser.
   

4.5 Pesticider i regnvand

Der foreligger forholdsvis få undersøgelser i Danmark som opsummeret af Felding (1998ab). I et samarbejdsprojekt i Nordisk Ministerråds regi er der fra 1992 til 1994 udtaget regnvandsprøver fra 2 lokaliteter i Danmark, henholdsvis fra Ulfborg plantage 10 km fra den jyske vestkyst og fra Gadevang ved Gribskov. Der indgik 10 pesticider: propiconazol, prochloraz, lambda-cyhalothrin, cypermethrin, esfenvalerat, deltamethrin, atrazin, mechlorprop, dichlorprop og MCPA. Kun phenoxysyrerne blev påvist, idet de højeste koncentrationer var på knapt 0,4 mikrogram pr. liter (Kirknel et al. 1997). De fundne koncentrationer er meget små i forhold til doseringen i marksprøjtning. Effekterne af pesticider i regnvand er vurderet i afsnit 5.2.

I et igangværende projekt udtages nedbørsprøver fra 3 sjællandske lokaliteter, Gadevang, Gisselfeld og Lorup, som analyseres for phenoxysyrerne: MCPA, mechlorprop og dichlorprop samt for herbicidet isoproturon Den p.t. højeste koncentration af phenoxysyrerne var på godt 0,6 mikrogram pr. liter. For isoproturons vedkommende er den maksimale koncentration knap 0,4 mikrogram pr. liter. I langt de fleste tilfælde er der sammenfald mellem det tidspunkt, hvor herbiciderne bliver påvist i nedbøren, og anvendelsestidspunktet (Felding 1998a).

I efteråret 1997 blev der yderligere analyseret 13 blandingsprøver fra de ovennævnte 3 lokaliteter fra perioden fra september 1996 til november 1997. Der blev undersøgt for 44 pesticidkemikalier. Indholdet i de 13 prøver fremgår af tabel 4.15. Der er i alt påvist 8 forskellige pesticidkemikalier: isoproturon, metamitron, DNOC, mechlorprop, methabenzthiazuron, 2-hydroxyterbutylazin, terbutylazin og 2,4-D. Der blev påvist DNOC igennem hele perioden i et forholdsvis højt koncentrationsområde fra 0,3 til 4,5 mikrogram pr. liter. Stoffet har ikke været anvendt i Danmark de sidste 10 år. Desuden kan stoffet dannes ved atmosfærekemiske reaktioner, se afsnit 4.5. Der kan således være tale om grænseoverskridende luftforurening. DNOC er også påvist i overfladenært grundvand og i vandløb (Spliid et al. 1996), se afsnit 4.1.1 og 4.1.2.

DMU har i 1990-1991 målt indholdet af a-HCH og g-HCH (lindan) i regnvand på 2 lokaliteter i Danmark henholdsvis Husby og Ulborg i Vestjylland. I 1992 blev der målt på 3 lokaliteter, henholdsvis Ulborg, Bagenkop og Anholt. De maksimale koncentrationer blev målt til 0,1 mikrogram pr. liter. Undersøgelsen pegede på, at forekomsten af lindan stammede fra brugen i lande syd og vest for Danmark (Cleemann et al. 1995).

Tabel 4.15
Pesticider og nedbrydningsprodukter i regnvandsprøver udtaget i perioden fra september 1996 til november 1997. I alt 13 prøver er opsamlet over 2-3 uger i Lorup, Gisselfeld og Gadevang på Sjælland. DMU har analyseret for 36 aktivstoffer og 8 omdannelsesprodukter. Koncentrationerne er opgivet i mikrogram pr. liter. Det ses, at koncentrationen for isoproturon og DNOC overstiger drikkevandsgrænsen på 0,1 mikrogram pr. liter (markeret med fed) (Felding 1998a).

link til tabel

Tabel 4.16
Pesticider og nedbrydningsprodukter i regnvandsprøver fra Sjælland. Tabellen viser tallene fra tabel 4.15 for nedfaldet af pesticider beregnet som g pr. hektar (Felding 1998a). Undersøgelsen omfatter 36 aktivstoffer og 8 omdannelsesprodukter.

link til tabel

I tabel 4.16 er den målte koncentration af pesticidkemikalier fra tabel 4.15 omregnet fra mikrogram pr. liter til gram pr. ha. DNOC (4,6-dinitro-2-methylphenol) udgør i denne undersøgelse, som ikke omfatter alle fordampelige pesticider, knap 90% af den totale mængde pesticidkemikalier i den atmosfæriske tilførsel med regnvand. Fordelingen af phenoler og nitrophenoler i skyer og forekomsten og dannelsen af phenoler i atmosfæren er beskrevet af Lüttke og Levsen (1997) og Lüttke et al. (1997). Det konkluderes i disse studier, at DNOC overvejende forefindes på gasform frem for væskeform i atmosfæren. Dinitrophenoler dannes overvejende ved reaktioner i atmosfæren i modsætning til mononitrophenoler, som primært dannes i forbindelse med bilers udstødning.

4.5.1 Konklusioner

Der er påvist pesticidkemikalier i nedbør opsamlet i Danmark. Der er tale om en begrænset undersøgelse, som kun omfatter få stoffer og ikke dem, der har størst potentiale for at fordampe. I de fleste tilfælde er der en sammenhæng mellem sprøjtesæsonen og påvisningstidspunktet. Der er dog også påvist pesticider, som ikke længere finder anvendelse i Danmark. Disse stoffer er formentlig blevet transporteret hertil over længere strækninger eller har deres oprindelse fra andre kilder end pesticidbehandling i jordbruget. Blandt de forbudte stoffer i nedbøren er DNOC, som er påvist i regnvandet gennem hele året og i langt de største koncentrationer blandt de undersøgte stoffer. Det er derfor overvejende sandsynligt, at dets tilstedeværelse primært skyldes dannelsen af nitro-phenoler i atmosfæren. Den udenlandske litteratur beskriver dannelsen af nitrophenoler i atmosfæren som en reaktion mellem benzen, toluen og NO_X. Udstødningen fra biler indeholder mononitrophenoler og andre nitrophenoler, der bidrager til atmosfærens indhold af disse stoffer. Anvendelsen af DNOC som pesticid uden for Danmark kan dog også bidrage til indholdet af nitrophenol i atmosfæren.

Følgende specifikke konklusioner kan drages:

• Insekticidet lindan er påvist som eksempel på en formodet grænseoverskridende atmosfærisk transport af pesticider.
   
• Den eksisterende landsdækkende monitering af indholdet af pesticidkemikalier i nedbøren er af begrænset omfang, og der mangler data, som kan sammenholdes med meteorologien.
   
• Der findes ingen danske in situ målinger af indholdet af pesticidkemikalier i luften i forbindelse med sprøjtning.
   

4.6 Eksponeringsveje

Eksponeringen af såvel mennesker som miljøet kan ske under håndteringen af pesticiderne, under og umiddelbart efter behandlingen, samt som følge af spredning i miljøet. Spredningen afhænger af pesticidernes fysisk-kemiske forhold og den måde, de udbringes på. Ved et pesticids persistens forstås dets bestandighed i miljøet: man siger, at stoffer med en lang nedbrydningstid har en høj persistens. Miljøeffekterne af pesticider behandles i kapitel 5. Den humane eksponering ved indtagelse af pesticidrester behandles i afsnit 6.2. Eksponering af brugerne af pesticider behandles i afsnit 6.1. I det følgende omtales spredningen i miljøet, som er grundlæggende for både det ydre miljø og eksponeringen af mennesket. Følgende processer og spredningsveje behandles:

• Overfladisk afstrømning.
• Afdrift.
• Fordampning.
• Nedbrydning og udvaskning af pesticider.
• Fylde og vaskepladser.

4.6.1 Overfladisk afstrømning

Pesticider kan transporteres med vand, der løber på jordoverfladen. Overfladisk afstrømning fra skrånende marker kan føre både vandopløselige stoffer, og stoffer, som bindes til jordpartikler, ud i vandløb og søer. Den partikelbårne transport sker ved kraftig afstrømning af regn- eller smeltevand og jorderosion.

I et projekt i Miljøstyrelsens Pesticidforskningsprogram (Felding et al. 1997) blev den overfladiske afstrømning af to forholdsvis vandopløselige herbicider (mechlorprop og dichlorprop) og et tungtopløseligt, partikelbundet insekticid (alfacypermethrin) undersøgt gennem to vækstsæsoner (1992-1993). Marken havde en gennemsnitlig hældning på 12 % og blev begge år dyrket med vinterhvede.

I tabel 4.17 er det angivet, hvor store mængder pesticid, der blev transporteret med overfladisk afstrømning de pågældende år. Opgjort som promille af det udsprøjtede pesticid for begge forsøgsår er det for mechlorprop 0,08, dichlorprop 0,002 og alfacypermethrin 0,001.

Mechlorprop og dichlorprop fandtes især i vandfasen af den overfladiske afstrømning, mens alfacypermethrin kun blev påvist i vandprøver med indhold af jordpartikler, hvilket stemmer med, at stoffet bindes kraftigt til jordpartikler. Det fremgår, at der har været størst afstrømning af det efterårsudbragte stof.

Tabel 4.17
Udsprøjtning af pesticider på forsøgsmarken og fund af pesticider i overfladisk afstrømning. (Felding et al. 1997). De nævnte stoffer var godkendt på sprøjtetidspunktet.

link til tabel

Hændelser med afstrømning sker kun og momentant, når nedbøren inden for 24 timer overstiger 10 mm (Danmarks Miljøundersøgelser 1995; Groenendijk et al. 1994; Liess et al. 1999; Møhlenberg, Gustavson 1999). Dette forekommer i gennemsnit tre gange årligt i Danmark (Fyns Amt, Sønderjyllands Amt). Ved nedbørshændelser over 10 mm udgør overfladeafstrømningen af pesticider 0,2 % af pesticidpuljen fra de nærmeste 2 ha i marken, hvilket ifølge Groenendijk et al. 1994 er et godt estimat i landskaber med svage hældninger. Svenske undersøgelser fra 1990-1996 (Kreuger 1998; Kreuger, Tornqvist 1998) estimerer tilsvarende, at 0,1-0,3% af det pesticid, som spredes på markerne i oplandet, tabes til vandmiljøet. Nye tyske undersøgelser udført ved Braunschweig, som har samme jordtype og marktopografi som i Østdanmark, har vist, at afstrømningen af bl.a. fenvalerat skete i pulser og entydigt var knyttet til nedbørshændelser større end 10 mm pr. døgn (Liess et al. 1999). Den samlede tilførsel til et vandløb blev opgjort til mellem 0,012% og 0,068% af den samlede mængde tilført en mark på 9 ha. Omregnet til et afstrømningsareal på 2 ha og under hensyntagen til nedbrydningen som anvendt i modellen i afsnit 10.3.3, svarer det til et tab på 0,05-0,3 % ved overfladisk afstrømning (Møhlenberg, Gustavson 1999). Møhlenberg og Gustavson anvender et tab på 0,2% fra 2 ha som et konservativt estimat i modelberegningerne i afsnit 10.3.3.

Man søger at forhindre, at vandløb og søer bliver forurenet ved at have bræmmer langs vandløb og søer, hvor man ikke må dyrke jorden. Denne bræmme virker som et filter og nedsætter den overfladiske afstrømning.

4.6.2 Konklusioner

Følgende specifikke konklusioner kan drages:

• Pesticider kan ved overfladisk afstrømning blive transporteret til vandløb og søer.
   
• Den overfladiske afstrømning af pesticider sker kun i forbindelse med nedbørshændelser over 10 mm pr. døgn. Afstrømningens størrelse afhænger af afstrømningsarealet og dets hældning. I scenarieberegningerne i afsnit 10.3.3 er afstrømningen estimeret til 0,2% af den udbragte pesticidmængde fra de nærmeste 2 ha.
   
• Dette gælder for både vandopløselige stoffer og stoffer, som bindes til jordpartikler.
   
• Den overfladiske afstrømning er størst for pesticider, som udbringes om efteråret.
   
• Mængden af pesticid, der når ud til vandløb og søer, kan reduceres ved at etablere græsbræmmer mellem marken og recipienten.
   

4.6.3 Afdrift

Ved "afdrift" forstås den mængde pesticider, der ikke havner på den mark, som man ønsker at sprøjte. Pesticider kan via atmosfæren tilføres til arealer uden for det sprøjtede areal på følgende to måder:

1. Den virkelige afdrift, dvs. den mængde, der havner i dråbeform på overflader uden for det område, som man ønsker at behandle. 
    
2. Deposition længere væk fra det område, man har behandlet. 
    

Afdriftsmodeller omhandler normalt kun det førstnævnte aspekt.

Under marksprøjtningen forstøves sprøjtevæsken forholdsvis fint for at opnå en ensartet fordeling på arealet samt en god afsætning af sprøjtevæsken på afgrøde og skadegørere. Under dråbernes transport frem til afgrøden og dens skadegørere kan der ske tab ved at dråberne i partikelform føres ud af det sprøjtede areal som afdrift eller i dampform. Tabet kan foregå dels under dråbens vej mod målet og dels fra sprøjtemålet i en periode efter udsprøjtningen. Afdriften er sammen med fordampning af pesticider medvirkende til, at pesticider kan påvises i nedbør, overfladevand og i ikke-sprøjtede arealer. Afdriften er årsagen til, at pesticider med meget lavt damptryk kan måles i atmosfæren og i nedbør, idet disse stoffer vil kunne transporteres som små partikler, der er dannet ud fra dråber af sprøjtevæske, som bæres og indtørres i luften.

En række faktorer påvirker afdriftens omfang. Talrige målinger viser, at i stille vejr når det meste af sprøjtevæsken målet. Under forhold med mere vind eller atmosfærisk ustabilitet vil en del af sprøjtevæsken blive transporteret ud af det behandlede areal. Hvor stor denne andel er afgøres af følgende faktorer (Jensen et al. 1998):

• Vindhastigheden og luftfugtighed.
• Middeldråbestørrelse og dråbestørrelsesfordeling, som er en funktion af dysetype og -størrelse, væsketryk samt sprøjtevæskens overfladespænding og viskositet.
• Afstanden mellem dysemunding og sprøjtemål (bomhøjde).
• Det anvendte sprøjteudstyr (konventionel, ledsageluft, afskærmning, sprøjteudstyrets størrelse og udformning, elektrisk ladning af dråberne etc.).

De sprøjtetekniske muligheder for at reducere afdriften er behandlet i afsnit 9.6. Ved marksprøjtning kan landmanden således selv påvirke afdriften gennem sit valg af sprøjteudstyr og dettes indstilling, mens den faktiske afdrift er stærkt påvirket af de klimatiske forhold, især vinden. Afdriften er alt andet lige langt større på bar jord eller jord med lille plantebestand, end ved sprøjtning på de sene stadier hos afgrøden med en kraftig plantebestand.

Dråbestørrelse, fordampning og luftfugtighed

Fordampning fra sådanne små dråber vil blot reducere dråbestørrelsen yderligere og frembringe meget små dråber, som vil blive transporteret med vinden over længere afstande. Små dråber med diameter mindre end 50 mikrogram har en kritisk størrelse, fordi de holder sig svævende i relativt lang tid. Hvis luftfugtigheden er lav, vil også større dråber kunne nå at blive formindsket, således at risikoen for afdrift øges betydeligt. Således er det beregnet, at andelen af luftbårne dråber i 500 meters afstand fra det sprøjtede areal mere end tidobledes, hvis luftfugtigheden faldt fra 100% til 50% ved 20⁰ C (Thomson, Ley 1982).

Sprøjtebommens højde over jorden

Bomhøjden har en væsentlig indflydelse på afdriften. Det er er primært de små dråber på 100 mikrometer og derunder, der påvirkes stærkt ved ændringer i bomhøjde. Således fordobles afdriften, når bomhøjden øges fra 50 cm til 70 cm med en traditionel fladsprededyse (Miller 1988).

Som omtalt i afsnit 9.6 er der udvikling af sprøjteudstyr i gang, som vil kunne medvirke til at reducere afdriften.

4.6.4 Konklusioner

Afdriften til de omkringliggende arealer indebærer en risiko for eksponering af såvel hegn, diger, gærder og småbiotoper i agerlandet som terrestriske og akvatiske naturarealer. Afdriften er sammen med fordampning af pesticider medvirkende til, at pesticider kan påvises i nedbør, overfladevand og i ikke-sprøjtede arealer. Afdriften er især afhængig af dråbestørrelsen og vindhastigheden. Dråbestørrelsen afhænger af sprøjteudstyret og sprøjteteknikken.

Følgende specifikke konklusioner kan drages:

• Det er primært små dråber på under 100 mikrometer, som transporteres med vinden.
   
• Der dannes små dråber når større dråber fordamper i tør luft.
   
• Pesticider med meget lavt damptryk vil ikke kunne overføres til atmosfæren ved fordampning. Alligevel kan de findes i atmosfæren og i nedbør, idet disse stoffer vil kunne transporteres som små partikler, der er dannet ud fra dråber af sprøjtevæske, som bæres og indtørres i luften.
   
• Lav sprøjtebomhøjde nedsætter mængden af små dråber, som dannes ved fordampning.
    
• I tør luft omdannes større dråber til små dråber ved fordampning. Sprøjtning i fugtig luft nedsætter fordampningen. Luften er ofte fugtig tidligt om morgenen og vindhastigheden er oftest lav, således at risikoen for afdrift som regel er mindst om morgenen. 
   
• Der findes kun begrænset viden om afdriftens størrelse og eksponeringen af terrestriske og akvatiske biotoper. Den gældende praksis er, at terrestriske biotoper kan beskyttes ved anvendelse af sprøjtefri randzoner, medens de akvatiske beskyttes ved anvendelse af stofspecifikke afstandskrav i godkendelsen af pesticiderne.
   

4.6.5 Fordampning

Pesticider fordamper både under og ikke mindst efter sprøjtningen. Sammen med afdriften, se afsnit 4.6.2, overfører fordampningen relativt store mængder pesticider til atmosfæren, som således bliver den mængdemæssigt væsentligste transportvej for pesticider bort fra det sprøjtede areal. Endelig skal det nævnes, at betydelige mængder af pesticider kan transporteres ved vinderosion, fx hvis der indtræder stormvejr om foråret efter sprøjtning af afgrøder, hvor plantetætheden er lille. Fordampningen afhænger af stoffets egenskaber og især af stoffets damptryk. Desuden spiller temperaturen, vandopløseligheden, adsorptionen (bindingen) til jord og planteoverflader, jordens fugtighed, luftens bevægelser, herunder vindhastigheden og turbulensen, samt koncentrationen af pesticidet, herunder dets nedbrydning, alle en vigtig rolle. Det er vanskeligt at måle fordampningen på grund af dens store naturlige variabilitet (Løkke 1998).

Modeller for fordampningen

Pesticiders fordampning afhænger af de nævnte faktorer og kan beregnes ved brug af matematiske modeller, som medtager de vigtigste faktorer, der styrer fordampningen. Jansma og Linders (1995) beregnede fordampningen fra jordoverfladen ved anvendelse af den såkaldte "Dow-metode", som medtager pesticidernes damptryk, vandopløselighed og adsorption til jord som de faktorer, der styrer fordampningen. Metoden blev valideret ved sammenligning med målte værdier. Denne metode er således anvendelig for rækkeafgrøder og stadier for afgrøderne, hvor plantedækket er lille og størstedelen af pesticiderne rammer jordoverfladen. Generelt lå de beregnede værdier inden for en faktor 7 fra de målte. Denne model har dog en tendens til at overestimere fordampningen. Der findes endnu ikke egnede modeller, som kan estimere fordampningen af pesticider, som er blandet op med jorden ved harvning og pløjning. Ligeledes er det vanskeligt at lave en generel model for fordampningen af pesticider fra planters overflade.

Fordampning fra jord

For mange pesticider gælder, at hovedparten af den udsprøjtede stofmængde, som lander på jordens overflade, teoretisk set vil kunne fordampe inden for få døgn afhængigt af de klimatiske forhold. Fordampningen øges med stigende temperatur og vindhastighed. Hvis luftfugtigheden er lav, vil jordoverfladen udtørre, hvilket nedsætter fordampningen.

Fordampning fra planter

Pesticidernes fordampning fra planter er dårligt belyst. Høj luftfugtighed øger fordampningen, men kan samtidig øge optagelsen af pesticider i planten. Er pesticidet først trængt ind i planten, vil 95% forblive dér. Fordampningen afhænger af plantearten, mængden af planteløv pr. arealenhed og planteoverfladernes beskaffenhed. Desuden har sprøjteteknikken og de tekniske hjælpestoffer i pesticidformuleringen betydning. Disse stoffer skal sikre, at pesticider spredes, vedhæftes og trænger ind i planten. Hjælpestofferne kan således medvirke til at reducere fordampningen og dermed øge stoffets virkningstid i og på planten. Fordampningen er størst fra små dråber, som har den relativt største overflade, og mindst fra store dråber, bl.a. fordi optagelsen i planten er størst fra de store dråber. Det er skønnet af de hollandske myndigheder, at ca. 20% af den udsprøjtede pesticidmængde vil fordampe fra planteoverflader og overføres til atmosfæren (Ministerie van L.N.V. 1991).

Målinger af fordampningen i laboratoriet og felten

Der er foretaget mange undersøgelser af fordampningen af pesticider i udlandet. De fleste undersøgelser er udført for mere end 10 år siden med pesticider som ikke længere anvendes i Danmark. Jansma og Linders (1995) har foretaget en sammenstilling af data fra litteraturen. Der fremgår bl.a. heraf, at såvel ukrudtsmidlet DNOC som det chlorerede insekticid lindan, som er påvist i regnvand i Danmark (se afsnit 4.1.5), fordamper meget hurtigt fra planteoverflader. I tyske feltforsøg med forskellige afgrøder blev fx én time efter sprøjtning målt 45% fordampning af lindan fra grønne bønner, 50% fra hovedsalat, 30% fra kålrabi og 25% fra vårhvede (Boehncke et al. 1990). Fra vårhveden var 88% fordampet efter 3,1 døgn og mere end 90% fra de øvrige afgrøder. Målinger af fordampningen af lindan fra jordoverflader viser i flere undersøgelser en lavere fordampningshastighed, men dog stadigvæk så stor, at hovedparten af det udsprøjtede overføres til atmosfæren.

Der foreligger måledata for fordampningen af enkelte stoffer, som indgår i målinger af indholdet af pesticider i dansk regnvand. Blandt disse er atrazin og simazin.

For atrazin viser målinger i feltstudier i USA, at der kan fordampe op til 9% fra jordoverfladen på 35 dage. I en anden undersøgelse er målt 1,3% fordampning af simazin fra jordoverfladen i løbet af 21 dage. Blandt de stoffer, som for tiden anvendes i Nordeuropa, er der fra jordoverflader målt op til 49% fordampning af chlorpyrifos efter 26 dage, op til 52% deltamethrin efter 3,1 dag og 90% trifluralin efter 2,5-7 dage. Fra planteoverflader er der i feltforsøg i Tyskland efter 3,1 dag målt henholdsvis 72, 34, 70 og 24% fordampning af insekticidet deltamethrin fra henholdsvis grønne bønner, kålrabi, hovedsalt og vårhvede (Boehncke et al. 1990). Samme forfattere har målt op til 100% fordampning af mevinphos fra planter efter 3,1 døgn.

Beregning af fordampningen fra jordoverflader

Den simpleste model til beregning af fordampningen er en såkaldt 1. ordensmodel. I "Dow-modellen" forudsættes det, at den såkaldte hastighedskonstant for fordampningen er ligefrem proportional med damptrykket og omvendt proportional med vandopløseligheden og bindingskonstanten til jord (Jansma, Linders 1995). Denne model anvendes i EU´s PC-baserede ekspertsystem til vurdering af kemiske stoffer, EUSES (EC 1996). Fordampningen ifølge denne model fremgår af tabel 4.18 for stoffer med stor fordampning og samtidig stor anvendelse. Imidlertid overestimerer denne model fordampningen. En nyere model er netop blevet udviklet i Holland. Denne model inkluderer stoffernes skæbne i atmosfæren, deposition og effekter på planter. Resultaterne indikerer, at i Holland fordamper totalt 5,5% af den udbragte mængde herbicider med det anvendelsesmønster, som gjaldt i Holland i perioden 1985-1995. Den atmosfæriske deposition svarede til en gennemsnitlig behandlingshyppighed på naturarealer på 0,02 pr. år (Klepper et al. 1998).

Tabel 4.18
Beregnet fordampning for pesticider med potentiel fordampning fra jordoverflader (Jansma, Linders 1995; Løkke 1998).

Disse beregninger viste dog også, at de fleste pesticider, som bruges i Danmark i dag, kun i ringe grad fordamper fra jordoverflader. Tilsyneladende sker der mængdemæssigt en betydelig fordampning af fenpropimorph, pendimethalin, permethrin, propyzamid og prosulfocarb. Der er således en risiko for, at disse stoffer vil kunne spredes i atmosfæren og påvises i regnvand og overfladevand. Skæbnen og forekomsten af disse stoffer i atmosfæren over Danmark er ikke undersøgt og de indgår ikke i DMU’s analyseprogram for regnvand (Løkke 1998).

4.6.6 Konklusioner

Pesticider fordamper både under og ikke mindst efter sprøjtningen. Sammen med afdriften, se afsnit 4.6.2, og lejlighedsvis vinderosion af pesticidbehandlede jorder, overfører fordampningen relativt store mængder pesticider til atmosfæren, som således bliver den mængdemæssigt væsentligste transportvej for pesticider bort fra det sprøjtede areal. Fordampningen afhænger af stoffets egenskaber og især af stoffets damptryk. Desuden spiller temperaturen, vandopløseligheden, adsorptionen (bindingen) til jord og planteoverflader, jordens fugtighed, luftens bevægelser, herunder vindhastigheden og turbulensen, samt koncentrationen af pesticidet, herunder dets nedbrydning, alle en vigtig rolle. Det er muligt at beregne fordampningen fra jordoverflader ved brug af simple matematiske modeller, medens der endnu ikke findes tilsvarende modeller for fordampningen fra planteoverflader. Fordampningen fra jordoverflader kan ifølge modelberegninger være betydelig og teoretisk set for nogle stoffer helt op til 100% i løbet af få døgn. Det er i Holland skønnet, at den samlede fordampning fra planteoverflader udgør ca. 20% af den udbragte mængde af samtlige typer pesticider.

Modelberegninger viser, at de fleste pesticider, som anvendes i Danmark, kun i ringe grad overføres fra jordoverflader til atmosfæren ved fordampning. Enkelte stoffer udviser imidlertid et stort potentiale for fordampning.

Følgende specifikke konklusioner kan drages:

• Beregninger indikerer, at der mængdemæssigt kan ske en betydelig fordampning af stofferne fenpropimorph, pendimethalin, permethrin, propyzamid, prosulfocarb og trifluralin. Det er således en risiko for, at disse stoffer vil kunne spredes i atmosfæren og påvises i regnvand og overfladevand. Skæbnen og forekomsten af disse stoffer i atmosfæren over Danmark er ikke undersøgt.
   
• Der er behov for undersøgelser af den reelle fordampning af de pesticider, som anvendes i Danmark, med henblik på senere at kunne modellere fordampningen.
   
• For at kunne estimere betydningen af atmosfærisk deposition af pesticider i Danmark i forhold til andre kilder er det nødvendigt, at der fremskaffes viden om fjernelseshastigheden fra atmosfæren ved tør- og våddeposition.
   
• Der mangler viden om pesticidernes skæbne i atmosfæren, specielt vedr. nedbrydningen, dens hastighed og den evt. dannelse af miljøfremmede reaktionsprodukter.
   

4.6.7 Nedbrydning og udvaskning af pesticider

Nedbrydningen af pesticider er en trinvis proces, som ofte forløber via dannelsen af metabolitter, der i kemisk struktur kan ligne de oprindelige pesticider. Et pesticids metabolitter kan være mere toksiske og lettere udvaskelige end det oprindelige pesticid, som fx atrazin-metabolitterne deethylatrazin og desisopropylatrazin. Det er således af stor vigtighed, at undersøgelser af pesticiders persistens i jordmiljøet og udvaskning herfra også inkluderer tilsvarende undersøgelser af metabolitter (Fomsgaard 1998).

Nedbrydning og binding (sorption) er nøglefaktorer i vurderingen af pesticiders persistens i jordmiljøet. Anvendelsestidspunktet og lokaliteten påvirker ligeledes pesticiders persistens. Mængden af organisk stof i jorden kan føre til en større sorption og dermed en langsommere nedbrydning og en langsommere udvaskning. Omvendt kan det organiske stof også øge tilstedeværelsen af mikroorganismer, hvilket igen kan øge nedbrydningshastigheden. Ekstreme jordmiljøer som fx jordoverfladen på jernbaner, stier og parkeringspladser er så dårlige miljøer for biologisk aktivitet, at stoffer anvendt til ukrudtsbekæmpelse på disse arealer vil blive meget langsomt nedbrudt. Når disse jordtyper yderligere binder pesticider dårligt, udgør de et stort potentiale for forurening af grundvand.

Processer, som fjerner pesticider i jorden

En lang række processer, overfladisk afstrømning, fordampning, optagelse i planter, udvaskning og nedbrydning medvirker til fjernelse af pesticidrester fra jordmiljøet efter udsprøjtning. Nedbrydning og omsætning i planter adskiller sig fra de øvrige processer ved at omdanne eller fjerne stoffet permanent fra miljøet. Overfladisk afstrømning og udvaskning kan bringe stoffet over i overfladevand eller grundvand, fordampning kan føre til forekomst af pesticidrester i regnvand, og optagelse i planter kan føre til forurenede fødevarer, hvis pesticidet ikke nedbrydes under optagelsen i planterne. Pesticidresterne kan desuden bindes i jordmiljøet uden at blive nedbrudt.

Persistente pesticider

Generelt nedbrydes pesticider abiotisk, fx ved fotonedbrydning, eller biologisk, primært ved biologisk omsætning udført af mikroorganismer. Et persistent pesticid er kendetegnet ved at forblive intakt i den aktive form, hvis det ikke er følsomt over for fysisk-kemiske faktorer, eller hvis mikroorganismerne ikke kan nedbryde det. Desuden kan der dannes metabolitter, nedbrydnings- eller reaktionsprodukter, som tilsvarende kan være persistente. Pesticidet og/eller disse stoffer kan være utilgængelige for nedbrydning, hvis de er bundet til humus eller til lermineraler. Fordelingen af pesticider mellem jordens porevand og jordpartikler er en ligevægt mellem frie molekyler og molekyler bundet til enten opløste organiske stoffer eller til fastsiddende jordpartikler. Det kan derfor ikke udelukkes, at pesticider, som er bundet i jorden, kan frigøres på et senere tidspunkt som følge af en forandring i det fysisk-kemiske miljø, fx forsuring af jorden eller nedbrydning af humus eller lermineraler.

Persistensundersøgelser i godkendelsen af pesticider

I godkendelsen af pesticider vurderes på baggrund af laboratorieforsøg, hvorvidt aktivstoffet eller dets metabolitter, nedbrydnings- eller reaktionsprodukter af miljømæssig betydning har en halveringstid på højst 3 måneder, eller at der højst er 10% tilbage af den doserede mængde efter ét år. Hvis aktivstoffet kun i ringe grad (dvs. mindre end 5% på 100 døgn) nedbrydes helt til CO₂, vand og salte, er der risiko for, at det bindes uændret i jorden. Det kræves derfor, at højst 50% af det aktive stof må bindes i jorden efter 30 døgn eller højst 70% efter 100 døgn. Hvis der er tale om en overskridelse heraf, foretages en vurdering af brugsbetingelserne og evt. inddrages relevante feltforsøg i vurderingen. Aktive stoffer, som har halveringstider, der er større end 6 måneder, og som indebærer en risiko for eksponering af det ydre miljø, anses for at besidde en uacceptabel persistens, som ikke kan resultere i en godkendelse.

I tilfælde, hvor relativt store mængder af et persistent pesticid bindes i jorden efter gentagen anvendelse uden umiddelbart at være tilgængelige, er det kendt, at små mængder af pesticidet kan blive optaget af planter, regnorme og mikroorganismer. Ved stadig akkumulering af persistente pesticider i jorden må man forvente, at dette optag kan øges. Det er ikke kendt, hvorledes et sådan optag vil påvirke organismer i jordmiljøet på længere sigt (de såkaldte kroniske effekter). I de tilfælde, hvor et pesticid bindes meget kraftigt til jorden uden nedbrydning, vil det ikke være muligt inden for en overskuelig årrække at udføre langtidsforsøg, som kan vise, om stoffet og dets relevante metabolitter, nedbrydnings- og reaktionsprodukter frigøres og medfører skadevirkning på jordens økosystem. I dette tilfælde kan myndighederne afgøre, at et aktivt stof ikke godkendes som følge af uacceptabel persistens. Denne godkendelsespraksis, som anvendes i Danmark og Holland, søges implementeret i EU på dansk initiativ.

Jordbearbejdning

Jordbearbejdningen påvirker såvel de kemiske som fysiske og biologiske faktorer i jorden og har derfor indirekte stor betydning for pesticidernes persistens og udvaskning. I den internationale litteratur er sammenhængen mellem udvaskning og jordbearbejdning blandt andet søgt belyst af Hatfield (1996), Locke og Harper (1991) og Gaston et al. (1996). Hvis jordbearbejdningen øges, vil det medføre, at nogle af makroporerne bliver ødelagt. Det betyder, at pesticidernes opholdstid formentlig forøges i pløjelaget, hvor nedbrydningspotentialet er størst, og udvaskningen formindskes, men til gengæld kan den overfladiske afstrømning øges. Reduceres eller elimineres jordbearbejdningen, vil der foregå en øget transport i makroporer, hvorved udsivningen af pesticiderne forøges. Reduceret jordbearbejdning kan også virke modsat, idet fordampningen forøges, når jorden ikke bearbejdes.

Metabolitter

Nedbrydningen af et pesticid er en trinvis proces, som ofte forløber via dannelsen af metabolitter, der i kemisk struktur ofte ligner det oprindelige pesticid. En fuldstændig mineralisering fører til dannelsen af CO₂, salte og H₂O. Kun en del af den mængde pesticider, der eventuelt er endt i jorden efter udsprøjtning, vil blive fuldstændig mineraliseret (dvs. omdannet til vand, CO₂ og salte). Resten vil enten blive udvasket eller blive stærkt bundet eller kemisk bygget ind i jordens humus og/eller biomasse. Både mineralisering, stærk binding (ikke-desorberbart) eller kemisk indbygning i fx humus fjerner pesticidets/metabolitternes miljøskadelige effekter. De metabolitter, der dannes ved nedbrydningen af pesticider, kan både være mere giftige for miljøet, og mere vandopløselige og ofte lettere udvaskelige end det oprindelige pesticid. Hvis metabolitten er mere toksisk eller lettere udvaskelig, kan den udgøre et større problem end det oprindelige pesticid. Fund af metabolitter efter dichlobenil og atrazin i grundvand illustrerer dette.

I Grundvandsovervågningen (GEUS 1997) blev der i 1997 i mange amter analyseret for metabolitten 2,6-dichlorbenzamid (BAM), som er nedbrydningsproduktet af ukrudtsmidlet dichlobenil, samt for atrazins tre primære nedbrydningsprodukter deethylatrazin, desisopropylatrazin og hydroxyatrazin (se afsnit 4.1). Forekomsten i grundvandet er en vigtig indikator for, at fremtidige undersøgelser af pesticiders persistens i jordmiljøet bør inkludere persistensen af de metabolitter, der har høj opløselighed i vand og/eller lille sorption. Sorptionen kan udtrykkes ved bindingskonstanten K_d. Værdien for K_d vokser oftest med jordens indhold af organisk stof. Bindingskonstanten og opløseligheden af atrazin og de tre primære metabolitter er vist i tabel 4.19. Deethylatrazin og desisopropylatrazin bindes mindre end atrazin.

Tabel 4.19
Vandopløselighed og bindingskonstanter (K_d) for atrazin og primære atrazinmetabolitter. Atrazin er forbudt i Danmark.

link til tabel

Miljøstyrelsen har publiceret en liste over pesticider, der aktuelt anvendes i Danmark med tilhørende metabolitter (Miljøstyrelsen 1997). Udvalgte eksempler herfra er vist i Tabel 4.20. Persistensen af metabolitter er lige så nødvendig af belyse som persistensen af pesticiderne, da metabolitterne som nævnt i nogle tilfælde kan være mere giftige end det pesticid, de er dannet ud fra.

Tabel 4.20
Pesticider med tilhørende metabolitter. Udvalgt fra Miljøstyrelsen (1997).

Nedbrydningens sammenhæng med bindingen, transporten, sprøjtetidspunktet og lokaliteten

De fleste pesticider, som bindes kraftigt i jorden, nedbrydes langsomt. Dette skyldes, at bindingen (adsorptionen) mindsker kontakten mellem pesticidet og de mikroorganismer, der udfører nedbrydningen. Pesticiderne kan igen frigives (desorberes). Hastighederne for henholdsvis adsorptionen og desorptionen spiller en vigtig rolle for udvaskningen. Jo større adsorption og langsommere desorption, desto mindre er sandsynligheden for, at stofferne transporteres ned gennem jordlagene til grundvandet.

Tilstedeværelsen af organisk stof kan modsat øge nedbrydningshastigheden, hvis det organiske stof giver næring til og dermed vækst af de mikroorganismer, der nedbryder pesticidet. Dette er bl.a. vist af Mueller et al. (1992) for fluometuron, af Veeh et al. (1996) for 2,4-D og af Walker et al. (1983) for simazin. Mængden af organisk stof i jorden på den enkelte lokalitet vil altså påvirke nedbrydningshastigheden, uden at det dog entydigt kan siges hvordan.

Temperaturen kan påvirke omsætningen af mange herbicider, således at nedbrydningshastigheden i gennemsnit reduceres 2,2 gange ved en temperatursænkning fra 20° til 10°C (Walker et al. 1996). Derfor er der betydeligt langsommere omsætning af pesticider om vinteren. Efterårsanvendelse med efterfølgende lave temperaturer og nedsivning af nedbør udgør derfor et væsentligt større potentiale for grundvandsforurening end forårs- eller sommeranvendelse af samme stof.

4.6.8 Konklusioner

Nedbrydningshastighed og binding af pesticider er nøglefaktorer i vurderingen af deres persistens i jordmiljøet. Nedbrydningshastigheden er under indflydelse af en række miljøfaktorer. Der har især været interesse i at vurdere temperaturens, jorddybdens og vandindholdets indflydelse. Lavere temperatur og større jorddybde reducerer generelt nedbrydningshastigheden. Et meget lavt vandindhold vil reducere nedbrydningshastigheden, idet en udtørring af jorden vil reducere kontaktmulighederne mellem pesticid og mikroorganismer. Et meget stort vandindhold reducerer ofte nedbrydningshastigheden, idet tilgangen af ilt kan være reduceret. I nyere undersøgelser er det konstateret, at en lang række andre faktorer også influerer på nedbrydningen, hvor bl.a. begyndelseskoncentrationen af pesticidet påvirker nedbrydningshastigheden i udstrakt grad. Ved høje koncentrationer af pesticidet er nedbrydningsprocessen meget langsom.

Et pesticids metabolitter kan være mere toksiske og lettere udvaskelige end det oprindelige pesticid, som fx atrazin-metabolitterne deethylatrazin og desisopropylatrazin. Det er således af stor vigtighed, at undersøgelser af pesticiders persistens i jordmiljøet og udvaskning herfra også inkluderer tilsvarende undersøgelser af metabolitter.

Ekstreme jordmiljøer som fx jordoverfladen på jernbaner, stier og parkeringspladser er så dårlige miljøer for biologisk aktivitet, at stoffer anvendt til ukrudtsbekæmpelse på disse arealer vil blive meget langsomt nedbrudt. Når disse jordtyper yderligere binder pesticider dårligt, udgør de et stort potentiale for forurening af grundvand. Efterårsanvendelse med nedsat temperatur og større nedbørsmængder kan for mange stoffer udgøre en større risiko for grundvandsforurening end sommer- og forårsanvendelse.

Følgende specifikke konklusioner kan drages:

• Lavere temperatur og større jorddybde reducerer generelt et pesticids nedbrydningshastighed,
   
• Meget lavt og meget højt vandindhold reducerer ligeledes nedbrydningen
   
• En lang række andre faktorer influerer på nedbrydningen, herunder bl. a. begyndelseskoncentrationen (den initiale koncentration).
   

4.6.9 Forurening fra fylde- og vaskepladser

Der foreligger ikke oplysninger om omfanget af fylde- og vaskepladser som punktkilder til forurening af grundvand og overfladevand. Det er således ikke dokumenteret, om dette er et reelt problem. Der findes dog indikationer på, at punktkilder med pesticider forurener. Blandt andet findes pesticider til tider i grundvand eller vandløb i koncentrationer, der er så høje, at det er usandsynligt, at kilden er markanvendelse. Punktforureninger kan således forklare nogle af de lokale overskridelser, man i dag konstaterer i grundvand og brønde.

Blandt de få undersøgelser, der er udført, har Jørgensen og Spliid (1993) undersøgt en vaske- og fyldeplads på en frugtplantage. Undersøgelserne viste meget store indhold af phenoxysyrer i den undersøgte jord.

Andre undersøgelser har vist, at landbrugets brønde og boringer kan være kraftigt påvirket med pesticider (Anon 1995; Spliid 1998b) forårsaget enten af punktkilder eller af anvendelse af totalukrudtsmidler på gårdspladser. Arealtyper befæstede med grus og sten udgør en særlig risiko for udvaskning af pesticider sammenlignet med almindelig landbrugsjord. Disse arealtyper er ofte til stede på gårdspladser (Jacobsen et al. 1998).

En tysk undersøgelse udført af Fischer et al. (1996) har vist, at 98% af et vandløbs betydelige påvirkning var forårsaget af isoproturon-udledninger direkte fra gårdområder via kloaksystemer eller dræn.

Mulige kilder til pesticider i grundvand

De steder, hvor pesticiderne anvendes og håndteres uden for den almindelige marksprøjtning, er der en risiko for at forurene det omgivende miljø. Det drejer sig om påvirkning af grundvandet, egen brønd eller boring og vandløb via drænsystemer fra gårdområdet. I tabel 4.21 er vist en oversigt over den potentielle vandforurening fra fylde- og vaskepladser.

Der findes ikke oplysninger om, at vaskevand eller spild af pesticider er skyld i betydende grundvandspåvirkninger. Der er heller ikke stor viden om, hvorvidt nedgravet emballage udgør et stort problem. Før 1980 blev det af myndighederne anbefalet at nedgrave tom emballage.

I en vejledning fra Landbrugsministeriets Giftnævn fra 1966 skrives under "Bortskaffelse af restbeholdninger af bekæmpelsesmidler", at små rester af bekæmpelsesmidler og op til ca. 1 kg, tømmes ned i et 0,5 meter dybt hul, og emballagen ødelægges. Nedgravningsstedet skal ligge mindst 50 m fra brønde, vandløb, søer og drænledninger. Større mængder bør nedgraves på losseplads efter indhentet tilladelse hos embedslægen.

Tabel 4.21
Oversigt over potentiel vandforurening fra fylde- og vaskepladser (Jensen et al. 1998).

IPU = Isoproturon.

En række forhold gør, at de nævnte områder kan være specielt kritiske. Pesticiderne fra nedgravet emballage og fra fylde- og vaskepladserne kan påvirke omgivelserne på meget koncentreret form. De kan desuden hæmme den mikrobielle aktivitet, således at nedbrydningen går mere eller mindre i stå. Vaske/fyldepladser benyttes jævnligt og over en lang årrække. Det gør arealbelastningen stor sammenlignet med anvendelse af pesticidet til marksprøjtning. Desuden er vaske- og fyldepladser ofte placeret uhensigtsmæssigt på arealer, som er befæstet med grus og sten, men uden muldlag. Det forøger risikoen for forurening væsentligt. Med den muldholdige overjord fjernes de mikroorganismer, der danner det største grundlag for en biologisk nedbrydning af de spildte pesticider. Med muldjorden fjernes også det store potentiale for binding og tilbageholdelse. Det bevirker, at transporthastigheden af vand og pesticider er relativt høj. Ukrudtsbekæmpelse på gårdspladser og markveje udgør af samme grund en risiko for brønd- og grundvandet.

Blandt yderligere forhold, som gør forureningen fra fylde- og vaskepladser særlig problematisk er det forhold, at pesticiderne tilledes jorden med en relativ stor mængde vand, hvilket øger risikoen for nedvaskning, Pladserne kan desuden stå i forbindelse med drænrør eller afløb, således at der kan ske udledning til vandløb eller søer. Hertil kommer, at håndteringen ofte sker tæt på brønde og boringer, således at der kan ske nedsivning direkte i brønden eller boringen, hvis den ikke er særligt sikret.

Tabel 4.22
Eksempler på indhold af pesticider i skyllevand ved sprøjterengøring. Som eksemplerne viser, kan selv det fortyndede skyllevand ikke risikofrit udtømmes på jorden. Sprøjtebeholderen kan med fordel skylles flere gange selv med mindre mængder vand. Som eksemplet viser, vil 2 gange fortynding af 10 liter til 100 liter give en 100 gange fortynding. Såfremt de10 liter fyldes op til 50 liter af fire gange, vil vandforbruget kun være 160 l, men fortyndingen er nu 625 gange (Jensen et al. 1998).

link til tabel

En modelberegning foretaget af GEUS om punktkildernes mulige betydning for grundvandspåvirkningen viser, at kun en minimal andel af pesticidfundene hidrører fra punktkilder (GEUS 1996). Beregningerne er baseret på en række forudsætninger, fx at udstrækningen af punktkilden blot er 0,3 x 0,3 m. Da vaskepladser eller sprøjtede gårdspladser som regel udgør et væsentligt større areal, vil nedsivningen ligeledes kunne være væsentligt større end den beregnede.

Et igangværende projekt med deltagelse af DJF, GEUS og DMU, hvor udbredelsen af en pesticidfane fra en vaske- og fyldeplads undersøges, vil give en supplerende viden om punktkildernes betydning.

4.6.10 Konklusioner

• Anvendelse af pesticider samt rengøring af traktorer og sprøjter nær brønde og boringer og bekæmpelse af ukrudt på gårdspladser og lignende. kan føre til forurening af vandforsyninger.
   
• Fylde- og vaskepladser er kraftige, men afgrænsede potentielle forureningskilder, da koncentration og arealbelastningen er høj.
   
• Der kan forekomme kraftig forurening, hvis fyldning af sprøjten sker direkte fra vandforsyning og ved neddyppet vandslange, i tilfælde hvor der sker en tilbagesugning i ledningsnettet.
   
• Det antages, at punktkilder med pesticider forurener grundvand og overfladevand. En vejledning fra 1966 tilrådede landmændene at nedgrave mindre rester af bekæmpelsesmidler, men trods senere advarsler og omfattende information findes pesticider til tider i grundvand eller vandløb i koncentrationer, der er så høje, at det er usandsynligt, at kilden er markanvendelse. Det er ikke dokumenteret, at sådanne punktforureninger forårsager de lokale overskridelser, man i dag konstaterer i grundvand og brønde.
   
• Der er ikke foretaget en samlet opgørelse over fylde- og vaskepladser som forureningskilder.
   

4.7 Underudvalgets konklusioner og anbefalinger

1. Der foreligger undersøgelser af pesticider i de forskellige medier grundvand, vandløb, drænvand, jordvand og regnvand. Der er kun få målinger af pesticider i vandhuller og søer. Kun for grundvandet foreligger tidsserier, men måleprogrammerne har endnu ikke været gennemført i en tilstrækkelig lang periode til at kunne beskrive udviklingstendenserne.
    
2. I de udvidede analyseprogrammer i grundvandsovervågningen er der påvist pesticider eller nedbrydningsprodukter i 34% af de undersøgte terrænnære filtre i intervallet 0 til 10 meter under terræn. Grænseværdien er overskredet i 23% af de undersøgte filtre. Fundhyppigheden aftager med dybden, hvilket kan afspejle, at rester af de seneste 50 års stigende forbrug af pesticider, er i bevægelse mod de dybere grundvandsmagasiner med en stigende fremtidig grundvandsforurening som konsekvens. En anden mulig forklaring kan være, at der sker en nedbrydning under den nedadgående bevægelse, idet koncentrationerne i de dybere jordlag har været udsat for biologisk og kemisk nedbrydning i længere tid end de koncentrationer, der findes i de øverste jordlag. Først når der foreligger tilstrækkeligt lange tidsserier fra overvågningsprogrammerne om 5-10 år, vil det være muligt at vurdere disse hypoteser. Den nyeste forskning indikerer, at nedbrydningen af visse pesticider i grundvandsmagasinerne er meget langsom, medens andre udviser nedbrydning.
    
3. I de udvidede analyseprogrammer i grundvandsovervågningen er der fundet pesticider eller nedbrydningsprodukter i 21% af de undersøgte filtre. Grænseværdien er overskredet i 13% af de undersøgte filtre.. Nedbrydningsproduktet BAM fra det nu forbudte totalukrudtsmiddel dichlobenil er påvist i ca. 30% af boringerne, som er undersøgt i forbindelse med vandværkernes boringskontrol. Men en lang række stoffer, som anvendes i jordbruget til behandling af afgrøder, er ligeledes til stede i relativt mange boringer undersøgt ved vandværkernes boringskontrol. Fundene af pesticider i drænvand og jordvand er højere end fundene i grundvandet, og de afspejler de koncentrationer, som senere kan bevæge sig mod grundvandet, hvorunder de kan undergå en nedbrydning og evt. dannelse af metabolitter. I såvel vandløb som vandhuller påvises koncentrationer af en række pesticider, som er højere end de effektniveauer, der måles i laboratorieundersøgelser med vandlevende dyr.
    
4. Det er en forudsætning for godkendelsen af pesticider, at de nedbrydes i miljøet og omdannes til vand, kuldioxid og salte eller til uskadelige organiske forbindelser. Imidlertid noterer Underudvalget sig, at der vedrørende fund af pesticider i de forskellige medier ofte kun kan redegøres for en brøkdel af de anvendte pesticidmængder, når der ses bort fra nedbrydningen. Der mangler således oplysninger om de samlede massestrømme og de største flow, herunder fordampningen og afdriften, samt konkrete systematiske målinger i miljøet af nedbrydningen og omdannelsen som en del af den overordnede massestrømsanalyse. Det er således ikke muligt at udføre en reel og fuldstændig beskrivelse af pesticidernes skæbne i relation til de miljø- og sundhedsmæssige belastninger.
    
5. Fundene af godkendte pesticider over grænseværdien i såvel overfladenært grundvand som i dybere liggende magasiner indikerer, at den nuværende godkendelsesordning ikke giver fuldstændig sikkerhed mod fremtidige forureninger af grundvandet. For at opnå en større grad af sikkerhed, er der startet et varslingssystem for pesticider, som skal gøre det muligt hurtigt at vurdere og eventuelt fjerne godkendte pesticider, der er en trussel mod grundvandet.
    

Den nuværende godkendelse af pesticider i Danmark og i EU er baseret på analyser af forskningsresultater og vurderingen af konsekvenser for sundhed og miljø. Specielt pesticidernes skæbne er således ikke underkastet en analyse af de usikkerheder og faktiske variationer, som indgår i en helhedsorienteret massestrømsanalyse, bl.a. fordi en sådan analyse vil kræve data om den faktiske anvendelse, spredning og nedbrydning under danske forhold. Underudvalget anbefaler, at der indføres en konkret massestrømsanalyse i forbindelse med revurderingen af pesticiderne med henblik på fornyelse af godkendelsen i henhold til Lov om kemiske stoffer og produkter, §33, stk. 4. Denne analyse skal indeholde såvel gennemsnits- som "worst-case"-situationer baseret på målinger og erfaringer indhentet i den periode, det konkrete stof har været i anvendelse. Såfremt der er manglende viden om de enkelte flow i denne massestrømsanalyse, anbefaler udvalget, at forsigtighedsprincippet anvendes i vurderingen af stofferne til imødegåelse, henholdsvis forhindring af eventuelle konsekvenser af pesticidernes spredning og eksponering af mennesker og miljø.

Underudvalget anbefaler, at den opstillede bruttoliste med henblik på revurdering af pesticiders nedvaskning kan indgå i anbefalinger om substitution med mindre farlige stoffer i anvendelsessituationen. Det anbefales endvidere, at nye midler vurderes i forhold til bruttolisten og i forhold til eventuelle ikke-kemiske, alternative metoder.

Underudvalget anbefaler endvidere, at pesticiders fordampning og atmosfærekemiske omdannelse inddrages i godkendelsen af pesticider.