| Rapport fra Underudvalget for Miljø og Sundhed 5 Miljøeffekter5.1 Effekt af pesticider på faunaen i dyrkede og udyrkede
terrestriske økosystemer
I dette afsnit beskrives pesticidernes kendte direkte og indirekte effekter på flora og fauna i terrestriske og akvatiske økosystemer. De væsentligste effekter sker i forbindelse med udbringningen af pesticiderne, hvor organismer direkte rammes. Men også indirekte effekter der opstår som følge af påvirkningen af fødekæder kan være væsentlig. Bioakkumulationen af pesticider i organismer og evt. opkoncentrering i fødekæder er ikke medtaget i rapporten. Dette skyldes, at pesticider med evne til at bioakkumulere ikke godkendes i Danmark. Tabel 5.1
Ved sprøjtning sker der afdrift til de omkringliggende arealer. Hegn, diger, gærder og andre småbiotoper har dog så lille bredde, at de i praksis bør regnes med til det areal, som er påvirket af sprøjtemidler. Afdriften kan påvirke såvel terrestriske som akvatiske økosystemer. Blandt de akvatiske økosystemer er det især de marknære vandhuller, vandløb og søer, som potentielt vil kunne blive påvirket. Overordnet set er det ikke den enkelte mark og dens evt. tab af vilde planter, som er problemet, men snarere den landsdækkende, samlede påvirkning af agerlandets karakteristiske flora. Populært sagt kan små, udyrkede biotoper som vandhuller, hegn, diger og gærder opfattes som små oaser i store flader af monokulturer. Store afstande mellem disse oaser nedsætter spredningen og genindvandringen af arter og øger derfor risikoen for lokal udryddelse. Det er blevet vanskeligere for nogle fuglearter at finde redepladser i de store ensartede marker. Hvis der er for lidt føde i én type afgrøde, er der tilmed ofte langt at flyve til den næste. Effekten af pesticiderne skal således også ses i sammenhæng med den fysiske struktur i det dyrkede land og med andre påvirkningsfaktorer, såsom gødskning og sædskifter. 5.1 Effekt af pesticider på faunaen i dyrkede og udyrkede terrestriske økosystemerMiljøbelastningen fra pesticidanvendelsen forstået som effekten på flora og fauna i agerlandet og skovbruget er nøje knyttet til, hvordan det enkelte pesticid anvendes og hvor hyppigt der sprøjtes, hvordan dets skæbne i miljøet er, og hvilke toksiske egenskaber det besidder. Effekten på den enkelte plante- eller dyreart afhænger af, hvor arten opholder sig i tid og rum, hvor følsom arten er over for et givet pesticid (direkte effekter), og hvor påvirket arten er af ændringer i andre arters populationer og andre indirekte effekter. Pesticidernes virkning skal ses i sammenhæng med andre faktorer, som påvirker faunaen i jordbruget, specielt gødskning, jordbearbejdning, sædskifte og andre driftsmæssige foranstaltninger. Desuden har anvendelsen af reducerede doseringer, split-doseringer, samt brugen af stofblandinger betydning for pesticidernes virkning på faunaen direkte eller indirekte ved påvirkning af floraen. Oplysninger i dette afsnit er yderligere uddybet i Elmegaard (1998) og Strandberg (1998). Eksponering af markens fauna ved insekticidbehandlinger Eksponeringen af faunaen i dyrkede marker afhænger bl.a. af, hvorledes præparaterne udbringes. Tre metoder er almindelige, nemlig: udsprøjtning ved hjælp af bomsprøjte, spredning på jorden som granulat, og bejdsning af frø (udsæd). Sprøjtning er langt den hyppigst anvendte metode. Ved udbringning af insekticid med bomsprøjte sprøjtes der normalt i en udviklet afgrøde med nogen dækningsgrad. Insekticidet afsættes i små vanddråber på blade og stængler ned igennem afgrøden og resten på jordoverfladen. Ved insekticidsprøjtninger i kornafgrøder ender 10-30 % af sprøjtemidlet normalt på jordoverfladen. Afsætningen er størst i toppen af afgrøden tæt ved dyserne og aftager ned igennem afgrøden. For dyr, der lever oppe i vegetationen, kan eksponeringen endvidere foregå ved færdsel på kontaminerede bladoverflader (residual optagelse) eller via føden, hvad enten den består af plantedele eller andre leddyr. For arter, der lever på eller i jorden, kan der på samme måde være flere eksponeringsveje. Effekten af det stof, som afsættes på jordoverfladen, afhænger af, hvor stærkt stoffet bindes til organisk stof og jordpartikler, og dermed også af jordens sammensætning. Mange insekticider bindes meget stærkt til ler eller organisk materiale og har derfor en lav biotilgængelighed i jord. Direkte effekter på nyttedyrsfaunaen i pesticidbehandlede marker Nyttedyrene, forstået som skadevoldernes naturlige fjender, kan opdeles i to grupper: de generelle og de specifikke prædatorer. De generelle prædatorer lever af mange slags føde og de vigtigste arter findes blandt løbebiller, rovbiller og edderkopper. De betydende arter søger føde på jordoverfladen og for nogle edderkoppearters vedkommende ved hjælp af net i vegetationen. Den anden gruppe af nyttedyr er de specifikke rovdyr, der udelukkende eller for en stor del lever af en afgrænset gruppe af skadedyr. I kornafgrøder er bladlus det vigtigste skadedyr og de specifikke rovdyr er mariehøns, snyltehvepse, svirrefluelarver og guldøjelarver. Direkte toksiske effekter af pesticidbehandlinger udført ved hjælp af bomsprøjte på markens fauna af leddyr forårsages primært af insekticiderne, men også herbicider og fungicider kan have direkte toksisk effekt på nogle leddyr. Skadedyret er ofte et insekt, som lever oppe i afgrøden, hvor det udsættes for store koncentrationer af sprøjtemidlet. Det gør de specialiserede rovdyr også, da de normalt opholder sig de samme steder som skadedyret. I korn er mariehøns, svirrefluer, guldøjer og snyltehvepse derfor udsatte ved insekticidbehandlinger. Faunaen på jordoverfladen kan i nogle tilfælde være betydeligt påvirket af insekticidbehandlinger, mens den i andre tilfælde ikke er påvirket. Mange af de generelle prædatorer blandt nyttedyrsarterne opholder sig i jordsprækker, under sten og lignende om dagen, når der sprøjtes, og rammes derfor kun i mindre omfang direkte af sprøjtetågen. Eksponeringen sker om natten, når dyrene bevæger sig ud fra deres skjulesteder og vandrer rundt på behandlet jord og plantemateriale (Unal, Jepson 1991). Til nyttefaunaen kan også regnes bier, der som bestøvere spiller en betydelig økonomisk rolle i visse afgrøder. Bierne er dagaktive og besøger blomstrende afgrøder for at samle pollen og nektar. Sprøjtning med midler, der er farlige for bier, i blomstrende afgrøder om dagen er derfor ikke tilladt. Herved reduceres risikoen for direkte eksponering af bierne, men residual optagelse og optagelse via føden kan ikke undgås, hvis bierne fortsætter med at trække på en behandlet afgrøde. Visse midler har en repellerende virkning på bl.a. bier. Det betyder, at bierne undgår de sprøjtede planter. Effekter på den øvrige ikke-mål-leddyrsfauna i agerlandet; generelle aspekter Artens biologi har betydning for, hvor længe sprøjteeffekten varer. Fluer og myg, som i de første stadier lever beskyttet nede i jorden eller i gange i planters stængler, vil kun være udsat i den korte periode, de lever frit. Hertil kommer, at voksne individer, der rammes af insekticider, vil blive efterfulgt af nye individer, der klækker fra pupper. For former med larvestadier uden på vegetationen eller lignende, samt former med lange voksenstadier kan effekten dog være betydelig (Nielsen et al. 1996; Vickerman, Sunderland 1977). Edderkopper Edderkoppefaunaen er ofte udsat for kraftige effekter af insekticidbehandlinger ved direkte eksponering af dråbeskyen eller ved efterfølgende optagelse fra omgivelserne. For de netspindende edderkopper kan opsamling af sprøjtemiddel i nettet være betydelig (Samu et al. 1992). Nogle arter er meget følsomme over for pyrethroider (Wiles, Jepson 1992). Springhaler Effekten på springhaler er ligeledes bestemt af livsformen; arter der lever på jordoverfladen er mere udsat for sprøjtninger med pesticider end arter, der lever i jorden (Frampton 1988). Herbiciders effekter på jordbundens biologi Der er i store træk ikke fundet direkte effekter af herbicider på jordbundens biologi i laboratorietests, hvor der blev anvendt mark-doser af herbiciderne (Wardle 1995). Bakterier har dog vist en vis følsomhed i omkring 40% af de gennemførte tests. Derimod er der kendte indirekte effekter på flere organismegrupper. Efter en herbicidsprøjtning tilføres jorden dødt organisk materiale, der på kort sigt stimulerer mikroorganismerne og de trofiske led, der lever af dem. Samtidig er der set reduktioner i mængden af regnorm og løbebiller, der har gavn af en ukrudtsdækket habitat, der giver skjul og fugtighed. Der har ikke vist sig nogen klare effekter af herbicider på svampe, nematoder (dog tendens til stimulering), mider og springhaler i feltforsøg med markrelevante doser (Wardle 1995). Endelig er diversiteten af overjordiske insekter i en mark afhængig af mængden af ukrudt, og går derfor ned, når ukrudtet bekæmpes (Wardle 1995). Der findes både insekticider, fungicider og herbicider, som er giftige over for regnorme, men i dag er kun de færreste på det danske marked. Carbamaterne er den eneste stofgruppe, der antages generelt at være giftig over for regnorme (Edwards, Bohlen 1992). Nogle af disse stoffer er på markedet i Danmark. Bladbiller Pileurtsbladbillen er en bladbille der udgør en fødekilde for markens fugle. Det er beregnet, at ved behandling med dimethoat i en kornafgrøde udsættes 7-40% af populationen for en dosis af insekticidet, der er umiddelbart dødelig (Kjær, Jepson 1995; Kjær et al. 1998). Der er stort set ingen bladbiller, som overlever insekticidbehandlingen, da de overlevende æder blade med indhold af dimethoat (Elmegaard et al. 1998). Direkte effekter af afdrift af pesticider på leddyrsfaunaen i marknære områder Der kan ved sprøjtning af marken forekomme afdrift til arealer i umiddelbar nærhed af det sprøjtede areal. Størrelsen af denne afdrift er afhængig af både sprøjteudstyr og klimatiske forhold, primært vindhastigheden (se afsnit 4.1.6.2). Der er lavet en række undersøgelser af effekten af afdriften på den store kålsommerfugl. Disse studier viste, at sommerfuglen blev påvirket af insekticider helt ud til 24 m fra markkanten. Effekten var naturligvis afhængig af det givne sprøjtemiddel og varierede mellem 2 og 24 m (Davis et al. 1991, 1993, 1994; Sinha et al. 1990; de Jong, van der Nagel 1994). Langtidseffekten kan forventes at være større, da de nævnte undersøgelser kun fulgte sommerfuglene i kort tid, efter at de var blevet eksponeret. Cilgi og Jepson (1995) fandt således for den samme art, at eksponerede larver blev ved med at have en overdødelighed 10 dage efter, at de var blevet fjernet fra planteoverflader, som var behandlet med sprøjtemidlet deltamethrin. Vej- og grøftekanter Vejkanter har ligesom andre småbiotoper vigtige økologiske funktioner for planter og dyrs overlevelse i landskabet. Floraen på de danske vejkanter omfatter flere hundrede arter og mange forskellige plantesamfund, der spænder fra de helt tørre til udprægede våde og fra helt lysåbne til stærkt skyggede. Undersøgelser af grøftekanter i slutningen af 1960'erne viste, at de flerårige arter dækkede ca. 90% af vejkantens areal, de toårige 2% og de énårige 9%. Blandt disse arter har kun mælkebøtten betydning for frøspredning til énårige afgrøder. Mælkebøtten begunstiges i øvrigt af den udbredte slåning af grøftekanterne. Nogle kommunale eller amtslige forvaltninger anvender endnu mange steder kemisk ukrudtsbekæmpelse ca. 30 cm ind langs vejene og under og omkring autoværn og vejskilte (Bisschop-Larsen 1995). Hertil kommer, at der ofte ses skader efter ukrudtssprøjtning af marker, og i visse tilfælde sprøjtes der direkte ud på vejkanterne. Der findes ikke en systematisk dansk opgørelse af pesticiders påvirkning af flora og fauna i vej- og grøftekanter. Direkte effekter på den højere fauna Direkte forgiftning af fugle og pattedyr er rapporteret adskillige gange, også fra Danmark. Dødfundne individer efter normal landbrugsmæssig anvendelse af pesticider forekommer imidlertid sjældent. Mange af de forgiftninger, der er observeret og beskrevet, skyldes bejdsede frø eller granulater, der frister pattedyr og fugle. Bejdsede frø og granulater, som ligger tilgængeligt, gør det muligt for dyrene at konsumere store mængder pesticid på kort tid. Da det kan være vanskeligt at finde ådslerne efter en forgiftning og i givet fald afgøre, om døden skyldes forgiftning, skal man være forsigtig med at afvise en sådan risiko på baggrund af manglende registreringer. På den anden side peger talrige feltundersøgelser og laboratorieforsøg på, at langt de fleste af de pesticider, der anvendes lovligt i Danmark, ikke har direkte toksiske virkninger i de koncentrationer, hvormed de forekommer i marken. Det gælder også de fleste midler, der benyttes til bejdsning eller som granulater, idet midler, der udgør en stor risiko for faunaen, ikke længere er på det danske marked. Hormonlignende effekter Inden for de seneste årtier er der fundet øget evidens for, at menneskeskabte stoffer kan efterligne eller påvirke reguleringen af hormoner i dyr og mennesker (Colborn et al. 1993). Sådanne stoffer omtales ofte som hormonlignende stoffer. De kan have stor indflydelse på reproduktionen og væksten af organismer. Der har været speciel opmærksomhed på stoffer, der efterligner eller påvirker kønshormonerne, de såkaldte østrogen- og androgenlignende stoffer (Toppari et al. 1995). Menneskeskabte stoffer, der påvirker hormonsystemerne, har været kendt i mere end 40 år, og inkluderer bl.a. tidligere og nuværende anvendte pesticider og industrikemikalier. Langt den største viden på dette område findes for mennesker og fisk, hvorimod kun ringe viden findes for landdyr (Janssen et al. 1998). For pesticider er der fundet hormonlignende stoffer blandt nu forbudte organochlorerede pesticider og organotinforbindelser. Alkylphenoler og alkylphenolethoxylater, der har været anvendt som hjælpestoffer i pesticidformuleringer, er eksempler på industrikemikalier, der kan påvirke hormonsystemerne i dyrevæv (Györkös 1996; Janssen et al. 1998). Der er med disse stoffer primært udført forsøg på rotter, mus og enkelte fuglearter. De observerede virkninger må dog antages også at gælde for en stor gruppe pattedyr og fugle. Ifølge Janssen et al. (1998) findes der ikke tilsvarende viden for andre dyregrupper. De pesticider, som er godkendt i dag, vurderes ikke at udgøre en risiko for den terrestriske fauna med hensyn til hormonlignende effekter. Den mængde alkylphenoler og alkylphenolethoxylater, som har været anvendt som hjælpestoffer i pesticider, repræsenterer under 10% af den samlede anvendelse af denne stofgruppe i samfundet. Pesticiderne er som den eneste produktgruppe pålagt en udfasning med hensyn til disse stoffer inden år 2000. Denne udfasning er stort set gennemført. Indirekte effekter af pesticidbehandlinger på leddyrsfaunaen Formålet med herbicid-, fungicid-, og insekticidbehandlinger er at fjerne de respektive skadevoldere. Da midlerne generelt har toksiske effekter, der går ud over det tilstræbte, må det forventes, at planter, svampe og insekter i forskellig grad påvirkes af sprøjtninger. Dette påvirker organismer, hvis fødegrundlag findes blandt de påvirkede arter. Det er da også påvist, at insekter, der lever af planter, forekommer ved væsentligt lavere tætheder på herbicidbehandlede arealer (Potts, Vickerman 1974; Hald et al. 1988; Hald et al. 1994; Reddersen et al. 1998), og at svampeædende insekter findes i lavere antal i fungicidbehandlede parceller (Hald et al. 1994; Reddersen et al. 1998). For rovlevende og parasitterende insekter kan det være vanskeligt at skelne den direkte effekt fra den indirekte effekt på fødegrundlaget ved insekticidbehandlinger. Det er dog for eksempel konstateret, at frekvensen af løbebiller med tom mave er højere i insekticidbehandlede marker end i ikke-behandlede marker (Chiverton 1984). Der er således talrige eksempler på, at pesticider påvirker tætheden af byttedyr, således at rovdyrene mangler føde. Hvis rovdyrene derimod er den mest følsomme part over for et givet pesticid, kan virkningen være den modsatte. Behandlingen kan herved afstedkomme formindsket tæthed af rovdyr og heraf følgende vækst i antallet af byttedyr (Croft 1990). Hvis byttedyrene primært er skadedyr, vil der således kunne ske en utilsigtet vækst i antallet af skadedyr. I flere lande, herunder Danmark, er der konstateret en rigere flora i økologiske marker (Moreby et al. 1994; Hald, Reddersen 1990) og dette - sammen med andre forhold, der adskiller de to dyrkningssystemer - fulgtes af en væsentligt arts- og individrigere insektfauna i økologiske marker (Reddersen 1998). Flere undersøgelser har påvist en negativ indirekte effekt på insektfaunaen af herbicidsprøjtning ud over den, der berører de planteædende insekter. Specielt er det veldokumenteret, at forskellige generelle prædatorer som løbe- og rovbiller findes talrigere i kornafgrøder med bunddække af vilde planter (Speight, Lawton 1976; Powell et al. 1985; Chiverton, Sotherton 1991; Reddersen et al. 1998). Her er det antagelig bunddækket, som giver mulighed for skjul, og som ændrer mikroklimaet i gunstig retning, der er afgørende. Dog tyder det ikke på, at edderkopper påvirkes af bunddækket (Chiverton, Sotherton 1991; Reddersen et al. 1998). Det er yderligere påvist, at en lang række andre insektgrupper er indirekte påvirkede af herbicider via ukrudtsmængden, herunder mange biller, fluer og myg. Der er observeret kraftige og langvarige indirekte effekter af herbicidbehandling på hele insektsamfundet i kornmarkerne - med stærkt reducerede totale tætheder (20-85%) og tillige en konsekvent lavere artsdiversitet (Reddersen et al. 1998). Indirekte effekter på pattedyrs- og fuglefaunaen Et trin højere i fødekæden er der ligeledes fundet indirekte effekter af pesticidbehandling. Almindelige fuglearter i agerlandet som agerhøne, fasan, gulspurv og sanglærke har ringere ynglesucces i pesticidbehandlede marker sammenlignet med usprøjtede eller økologiske marker, selvom de anvendte midler ikke er direkte giftige for fuglene i de benyttede doseringer (Potts 1986; Hill 1985; Petersen et al. 1995; Odderskær et al. 1997). Interessen er derfor rettet mod effekter på fuglenes fødegrundlag. Fuglenes og især ungernes fødegrundlag består i yngleperioden hovedsagelig af insekter fra alle trofiske lag, eksempelvis herbivorer, fungivorer og insektivorer. Sammenhængen mellem fødegrundlaget og fuglenes ynglesucces er blevet nøje undersøgt for sanglærken i Danmark (Odderskær et al. 1997). Denne undersøgelse er en af de mest detaljerede og statistisk bedst designede med hensyn til at belyse sammenhængen mellem pesticider, fødegrundlaget og fuglenes ynglesucces. Undersøgelsen viste, at herbicid- og insekticidbehandlinger forringede lærkernes fødegrundlag, men sammenhængene er komplekse, idet andre faktorer end pesticidbehandlinger påvirker systemet. Vejret påvirker for eksempel også fødemængden, og desuden fødebehovet og den tid, som forældrefuglene har til fødesøgning, idet ungerne i dårligt vejr ikke tåler at ligge alene og ubeskyttede i reden. Teoretisk set kan man forestille sig et optimalt år, hvor pesticidbehandlingen ingen effekt har på lærkerne pga. rigelig føde og et katastrofalt år, hvor pesticidbehandlingen vil reducere ynglesuccesen til 0. Sådanne ekstremer kan dog kun forventes at forekomme meget sjældent. I de fire år lærkeundersøgelsen stod på, reduceredes antallet af unger, der forlod reden, gennemsnitligt med 38% i sprøjtede marker i forhold til marker, der ikke blev sprøjtet med ukrudtsmidler og insektmidler. Forskellen skyldes, at lærkerne i behandlede marker havde flere mislykkede yngleforsøg og i stort omfang opgav at yngle efter insekticidbehandlingen, hvorimod mange lærkepar fortsat ynglede i ubehandlede marker. I 2 uger efter insekticidbehandlingen var insektfødemængden i gennemsnit 3 gange lavere på behandlede marker. Herefter aftog forskellen mellem behandlede og ubehandlede marker betydeligt. Insekticidbehandlingen i bygmarker falder ofte sammen med, at lærkernes yngleaktivitet topper. En væsentlig del af lærkeungernes føde bestod af løbebiller (42%), der forekom uafhængigt af pesticidbehandlingerne i markerne. Men fødemængden er ikke nødvendigvis den eneste kritiske variable, også fødekvaliteten kan have betydning. Analyse af lærkeungernes fækalier afslørede, at indholdet var væsentligt forskelligt på behandlede og ubehandlede marker. Andelen af løbebiller var størst på sprøjtede marker, mens sommerfuglelarver, tæger, bladbillelarver og flere andre arter var hyppigere på usprøjtede marker, hvor kosten var mere varieret. Netop blandt sommerfugle, tæger og bladbiller er en stor del af arterne knyttet til vilde planter. Mange af de planteædende insektarter forekommer stærkt reduceret i behandlede marker, da deres vilkår forringes betydeligt af både ukrudtsbekæmpelsen og insektbekæmpelsen. I engelske undersøgelser af agerhønen konkluderedes det ligeledes, at den fauna, der er tilknyttet planter, samt bladhvepse tilknyttet kornplanter er et betydningsfuldt kvantitativt og kvalitativt kostindslag (Potts 1986). Både agerhønekyllinger og fasankyllinger er i England fundet at have en større overlevelse i marker med usprøjtede randzoner (Rands 1985). Markens randzoner er vigtige for de nævnte hønsefuglearter, da de hyppigt benytter markkanten til fouragering. Markkanten er den artsrigeste del af marken både mht. flora og fauna, samtidig med at udbyttet ofte er reduceret (Hald, Elmegaard 1989; Hald et al. 1994; Wilson, Aebischer 1995). Randzonen er følgelig den del af marken, hvor man får mest for pengene ved at undlade sprøjtninger. Gulspurvens kuldstørrelser er i Danmark undersøgt på økologiske og konventionelle marker og fundet at være ca. 15% større på økologiske marker (Petersen et al. 1995). Effekten tilskrives også i denne undersøgelse forekomsten af en større, mere divers og mere stabil føderessource på de økologiske marker, om end gulspurvens føde ikke blev analyseret. Samtidig er der registreret højere tætheder af gulspurve på økologiske marker om vinteren, hvilket kan skyldes den rigere flora med hertil hørende større frøpulje (Petersen, Nøhr 1992). Fuglene er særligt interessante, da der hvert år udarbejdes et ynglefugleindeks på baggrund af optællinger over hele landet. Fuglene er således den eneste organismegruppe, for hvilken man har overvågningsdata, der kan relateres til pesticidforbruget over tid. Det er kendt, at fuglene også er påvirket af en række andre agronomiske variable og endvidere udviser klimatisk betingede populationsfluktuationer. Nogle arter er trækfugle, som i vinterperioden er påvirket af forholdene, herunder også pesticidanvendelsen, i andre lande. Sammenfattende kan det derfor siges, at sammenhængen mellem ynglefugleindekset og pesticidanvendelsen er kompliceret, og pesticidanvendelsen kan betragtes som én faktor blandt flere i et multifaktorielt kompleks. Dette betyder, at kvalitative eller kvantitative ændringer i pesticidanvendelsen næppe afspejles umiddelbart i årets indeks, men måske i udviklingen over en årrække. Seksten fuglearters populationssvingninger i perioden 1976 -1996 er blevet beskrevet med matematiske modeller som funktion af en række klimatiske variable, arealanvendelsen, behandlingshyppigheden for pesticider, bestandsstørrelsen det forrige år og flere andre faktorer (Petersen, Jacobsen 1997). For tre arter, skovdue, gråspurv og gulspurv, indikerede modellen, at herbicid og/eller insekticidanvendelsen havde negativ indvirkning på bestandsstørrelsen. For disse tre arter simuleredes hvilken effekt, en reduceret behandlingshyppighed (handlingsplanens mål) ville have haft på bestandsstørrelsen. For skovdue og gråspurv indikerede simuleringerne en betydelig forøget bestand, mens effekten på gulspurvepopulationen var ubetydelig. Det er usikkert, hvorledes resultaterne skal tolkes, da metoden bygger på en række antagelser, og da det er uklart, hvor stor betydning størrelsen af sidste års bestand skal tillægges. Sanglærkens ynglesucces var således stærkt påvirket af pesticidanvendelsen i det enkelte år, men udviste ikke følsomhed over for pesticidanvendelsen i den samlede analyserede periode. I tabel 5.2 er vist de fuglearter i agerlandet, som indgår i scenarieberegninger i denne rapport (se 10.3.1). Tabellen viser disse arters bestandsstørrelse og -udvikling i perioden fra 1976 til 1996. Udviklingen har nu stabiliseret sig og enkelte agerlandsfugle som kragen har vist nogen fremgang. En af de mest sårbare og specialiserede agerlandsfugle, bomlærken, er ikke inddraget, idet datagrundlaget er skønnet at være for spinkelt (Petersen, Jensen 1998). Tabel 5.2
aOpført på Rød-/gullisten over truede arter som "Opmærksomhedskrævende". De mange indirekte virkninger af pesticidanvendelsen betyder, at arter, der ikke er direkte påvirkede af sprøjtningen, alligevel har ændrede vilkår efter en behandling. Afhængigt af, hvilke midler der anvendes, og i hvilken situation, vil de indirekte effekter i mange tilfælde være de mest omfattende. Da de indirekte effekter ikke skyldes toksiske effekter på de betragtede organismer, fx fugle, kan man ikke beskytte disse ved at stille skærpede krav til midlernes giftighed. Der er ikke noget, der tyder på, at pattedyr, på samme måde som fuglene, generelt er påvirkede af sideeffekter af pesticidanvendelsen. I undersøgelser over harens populationsdynamik nævnes pesticider ikke som mulig forklarende faktor til tilbagegangen siden 1960'erne (Hansen 1991). Blandt pattedyrene er der ikke så mange arter, der er afhængige af insekter o.l. i dyrkede marker. For de insektædende arter foreligger ingen undersøgelser, der belyser problemstillingen. Sprøjtefri randzoner Sprøjtefri randzoner anlægges langs marker, hvor der normalt sprøjtes med herbicider og andre pesticider. Sprøjtefri randzoner er i princippet en etårig ordning, som indgår i sædskiftet. På grund af problemer med ukrudt anvendes sprøjtefri randzoner ikke i sædskifte med roer og kartofler. Placeringen i kanten af marken, evt. op mod hegn eller anden skyggende bevoksning, giver normalt det mindste driftsøkonomiske tab. Dette skyldes, at udbyttet ofte er lavere langs markkanterne på grund af skyggevirkningen og konkurrence om næringsstoffer og vand. Sprøjtefri randzoner giver forbedrede muligheder for overlevelse og vækst af vilde planter i randzonen. Samtidig virker de som en buffer mod afdrift ind i de tilgrænsende småbiotoper. Hovedparten af insektfaunaen vender efter hver vinter tilbage til marken fra de udyrkede arealer. Da formeringsevnen er høj, er virkningen af sprøjtefri forhold stor og hurtig. Insekter vil derfor kunne reagere med en kraftig og hurtig øgning i antal, selv om randzonerne kun er enårige og med vekslende placering. I danske forsøg i korn kender man effekten af sprøjtefri randzoner ved et sprøjteniveau, som ligger lidt under det nationale gennemsnit (Hald et al. 1994). Under disse forhold var de totale insekttætheder knap 50% højere og artsdiversiteten ca. 25% højere end i den sprøjtede mark. De insekter, der regnes som de foretrukne fødeemner for agerlandsfugle, var hele 65% talrigere. Disse gennemsnitstal dækker over en stor variation inden for forskellige insektgrupper. Effekterne var større på larver end på voksne insekter og større på biller, fluer, snyltehvepse, tæger og cikader end på andre grupper. Den største effekt blev iagttaget på de grupper, som æder henholdsvis planter og svampe. De sidstnævnte effekter er overvejende indirekte, idet henholdsvis ukrudtsmidler og svampemidler fjerner fødegrundlaget for disse insektgrupper (Hald et al. 1994; Reddersen et al. 1998). Randzonevegetationens betydning for faunaen Specielt fraværet af ukrudtsmidler spiller en stor økologisk rolle i randzonerne, idet der herved fremkommer en væsentlig rigere flora med mulighed for såvel blomstring som frøsætning. Bunddækket med forskellige plantearter er vigtigt som føderessource for planteædere, blomsterbesøgende insekter og frøædere, men også mikroklimaet og muligheden for skjul spiller en rolle (Reddersen et al. 1998). Randzoner, som grænser op til udyrkede småbiotoper, betinger desuden, at løbe- og rovbiller kan overvintre og derfra vende tilbage til marken om foråret. Visse almindelige insektgrupper forekommer i marken alene i randzonen langs udyrkede småbiotoper, hvadenten de som tæger og cikader lever der, eller blot er gæster fra kantbiotopen som mejere, myrer og bænkebidere. Kun få arter af fugle og småpattedyr er knyttet til markfladen, mens de mange arter, der er knyttet til de udyrkede småbiotoper, ofte foretager fourageringsekskursioner til de nærmestliggende mark-randzoner: Det gælder fx forskellige musearter og fuglearter som gulspurv, agerhøne og fasan. Sådanne arter vil naturligvis potentielt gavnes af de rigere fødemuligheder ved sprøjtefri randzoner. Pesticidanvendelses-mønstrets betydning for flora og fauna Vilde planter er et vigtigt og grundlæggende element i agroøkosystemets artsdiversitet også for faunaen, se tidligere afsnit. Anvendelsen af reducerede herbiciddoseringer kunne forventes i gennemsnit at efterlade mere ukrudt på danske marker. Overlevende planter kan danne fødegrundlag for bl.a. herbivore insekter under forudsætning af, at værtsplantens fødekvalitet er tilstrækkelig. Dette forhold er undersøgt for pileurtbladbillen og herbicidet Glean (Elmegaard, Kjær 1995; Kjær, Elmegaard 1996). Generelt er der grund til at antage, at subletalt behandlede planter kan danne fødegrundlag for planteædende dyr. De behandlede planter har ikke i alle tilfælde samme kvalitet som ubehandlede planter, men for plante- og frøædere, blomsterbesøgere med flere er lidt føde bedre end ingenting. Imidlertid har der ikke været tydelige tendenser til, at ukrudtsmængden er øget på grund af den udbredte brug af reducerede doser, i hvert fald ikke når opgørelsen sker ved høst (Kristensen 1994). Landmændene er altså blevet dygtigere til at sprøjte optimalt og opnår den samme effekt med reduceret dosering. Der er ikke udført undersøgelser over ukrudtets udvikling gennem sæsonen som funktion af ændringer i sprøjtemønstret. Reducerede doseringer af insekticider er ikke udbredt anvendte, men anbefales i visse tilfælde af Landbrugets Rådgivningscenter. For arter med en LD50.tæt på eller over den omregnede markdosering vil gentagne sprøjtninger øge sandsynligheden for, at det enkelte individ rammes og påvirkes af en sprøjtning. Fordelen eller ulempen ved splitdosering (dvs. at fuld dosis fordeles over flere behandlinger med reduceret dosis) for harmløse organismer synes således at være afhængig af arternes følsomhed i forhold til den anvendte dosering. Det er derfor interessant at sammenligne disse betragtninger med observationer i felten. Split-doseringer er p.t. mest relevant for fungiciderne. Sideeffekterne drejer sig derfor især om effekter på harmløse svampe og de afledte effekter af reducerede svampetætheder. I en undersøgelse af effekten af splitdoseringer af et bladfungicid viste det sig, at effekten af 1/3 dosering er forholdsvis høj, og især af de to første (primo-ultimo maj) sprøjtninger. Afhængig af året har 3 gange 1/3 dosering oftest en større effekt på såvel harmløse som skadelige svampe end én gang fuld dosis (Reddersen et al. 1998). Det må forventes, at resultaterne af sådanne sammenligninger vil være afhængige af året (vejret) og hvilke faktiske og relative tidspunkter, man udfører de enkelte sprøjtninger på. Det er sandsynligt, at det for fungiciderne gælder som for herbiciderne: Den anbefalede dosering er normalt mere end rigelig til at opnå den ønskede effekt. Udbragt optimalt vil effekten af 3 gange 1/3 dosering over for følsomme svampe derfor i højere grad være sammenlignelig med 3 gange fuld dosis end med én gange fuld dosering. Overskuelige analyser af betydningen af splitdoseringer, reducerede doseringer, sprøjtetidspunkt, vejrforhold kræver simuleringsmodeller og følsomhedsanalyser. Sådanne redskaber er først nu under udvikling. Siden begyndelsen af 1980'erne er der traditionelt sprøjtet 2 gange i vintersæd med fungicider. For 10 år siden skete det med 2 fulde doseringer. I dag har optimering af anvendelsestidspunktet og faldende kornpriser bevirket, at 2 sprøjtninger med 1/3 dosering er det mest økonomisk optimale. I dag sprøjtes der med 2 x 1/3 dosis i gennemsnit, som har afløst 2 x fuld dosering. De reducerede doseringer giver afhængigt af midlet en varierende doseringsrespons. Splitdosering har ikke øget risikoen for, at insekticider udbringes rutinemæssigt. Men når der traditionelt sprøjtes med fungicider omkring skridning, er mange fristet til at tilsætte et insekticid, hvis de har set nogle enkelte lus. Dette sker for at afbøde, at der måske skal sprøjtes ugen efter når skadetærsklen er overskredet. De direkte effekter af pesticider vil alt andet lige være mindre ved anvendelse af reducerede doser. Stofblandinger i præparater og sprøjtetanke Effekten af stofblandinger er en ubekendt faktor i vurderingen af virkningerne over for skadevolderen og ikke-målorganismer. Det skyldes, at stofferne kan påvirke hinandens toksicitet. Udbringning af flere aktivstoffer på én gang er i mange afgrøder det almindeligste enten som færdige præparater eller ved opblanding i tanken. I Danmark har man ikke lavet undersøgelser af, i hvilket omfang tankblandinger anvendes i praksis. Stofferne kan have additiv, forstærkende eller hæmmende virkning. Det er umuligt at danne sig et overblik over, hvilke stoffer der forstærker hinandens virkning, bl.a. fordi der er mange kombinationsmuligheder, og fordi det afhænger af, hvilke arter man tester det på, hvilke doseringer man anvender og til hvilket tidspunkt. For mange insekticider er der påvist forstærket virkning ved tilstedeværelsen af andre stoffer med en helt anden giftvirkning. Den forstærkende virkning kan skyldes, at stofferne indvirker på den enzymatiske nedbrydning af giftstoffet, på indtrængningen af stoffet eller på bindingen af stoffet. Der kan således i nogle tilfælde iagttages en op til 100 gange forøgelse af giftigheden, hvilket radikalt kan ændre et stofs fareklassificering. I 32% af de konstaterede tilfælde, hvor der indgår et insekticid, er effekten over for pattedyr en faktor 10 eller større. Der er ligeledes konstateret forstærkende virkning i samspil mellem ergosterolhæmmende (EBI) fungicider og pyrethroider. I England er det fundet, at svampemidlet prochloraz forøger insekticidet lambdacyhalothrins toksicitet over for honningbier 18 gange ved markdoseringer. EBI-fungicider påvirker også giftigheden af organofosforinsekticiderne dimethoat og malathion over for agerhøns, når fuglene har været eksponeret med et EBI-middel, før de udsættes for insekticiderne. Virkningen antages at skyldes en aktivering af de enzymer, som er ansvarlige for omdannelsen af organofosfor-midlerne til den aktive metabolit. Da EBI-midlerne, samt dimethoat og pyrethroiderne er henholdsvis de mest anvendte fungicider og insekticider i Danmark, er det meget sandsynligt, at forstærkende virkninger forekommer og bevirker større effekter end forventet på ikke-målorganismer. Dette understøttes også af, at der i England er observeret større effekter på bier end forventet ved sprøjtninger med stofblandinger under normale forhold. Pesticiders effekter i skovbruget Der findes meget få undersøgelser, der specifikt belyser miljøeffekten ved pesticidanvendelse i skovbruget. Derfor er de miljøkonsekvens-vurderinger af skovbrugets anvendelse af pesticider, der er foretaget, i meget høj grad baseret på erfaringer fra undersøgelser uden for skoven, samt på viden om skovøkosystemets funktion (Elmegaard et al. 1996; Strandberg 1998). Hvad angår den højere fauna, vurderes det, at direkte effekter af pesticider er meget ringe i skoven, medens der vil være en direkte effekt på den lavere fauna i forbindelse med bekæmpelse af lus og andre skadevoldende insekter i forbindelse med produktion af juletræer og pyntegrønt. Det er særligt Nordmannsgrankulturer, der behandles med insekticider (Østergaard et al. 1998). Hvad angår indirekte effekter er det primært herbicidanvendelsen, der giver effekter på både den højere og lavere fauna. Det er primært i pyntegrønts- og juletræskulturer, man ser indirekte effekter på faunaen, men den anvendelse af herbicider, der finder sted i forbindelse med renafdrift i det vedproducerende skovbrug, har også betydning ved for en periode at fjerne en stor del af fødegrundlaget, samt ved en påvirkning af mikroklimaet og mulighederne for at finde skjul (MacKinnon, Freedman 1993). I skovbruget opereres med lange omdriftstider, bestemt af de forskellige træarters generationslængde, som godt kan overstige 100 år. Da langtidseffekter på faunaen ikke kan udelukkes, er det derfor uheldigt, at der ikke findes sådanne undersøgelser ved pesticidanvendelse i skov. 5.1.1 KonklusionerEffekten af pesticidanvendelsen på faunaen kan opdeles i de direkte toksiske effekter og de indirekte effekter. De direkte toksiske virkninger forårsages især af behandlinger rettet mod skadevoldende faunaelementer. Ud over de skadevoldende arter sker der en kraftig påvirkning af en lang række beslægtede arter, herunder også skadedyrenes naturlige fjender og bestøvende insekter, afhængigt af arternes udbredelse i tid og rum. Pesticidernes effekter på faunaen sker desuden ved fjernelse af fødegrundlaget ved herbicidpåvirkning af floraen, se afsnit 5.2. Effekterne skal desuden ses i sammenhæng med andre påvirkninger, herunder sædskifte og jordbehandling. Følgende specifikke konklusioner kan drages:
5.2 Effekt på floraen i dyrkede og udyrkede terrestriske økosystemerGentagen sprøjtning ændrer floraen En række forsøg har vist, at den gentagne og effektive sprøjtning med herbicider år efter år nedsætter antallet af vilde planter i det dyrkede land. På halvkulturarealerne har herbicider lejlighedsvis været anvendt, typisk med midler mod tokimbladede arter med henblik på at fremme græsarterne og øge foderværdien af græsning/høslet. Meget ofte har der her også været tilført kunstgødning med henblik på at øge foderproduktionen på arealet. Dette har også været tilfældet på arealer med §3-status i forhold til Naturbeskyttelsesloven, som ikke alle steder er en sikring imod herbicid- og gødningsanvendelsen, idet lovgivningen blot fastfryser den eksisterende driftspraksis. Afdrift Ved sprøjtning sker der afdrift til de omkringliggende arealer, idet afdriften dog kan reduceres med moderne sprøjteudstyr. For 10-20 år siden har direkte herbicidsprøjtning med endedyse på sprøjtebommen været anbefalet og anvendt mange steder. Afdrift i forbindelse med den almindelige herbicidanvendelse er et særligt problem for kantbiotoperne pga. deres relativt store kantareal i forhold til det totale areal. Af de samme årsager er langt de fleste småbiotoper, der grænser til sædskiftemarker, stærkt prægede af eutrofiering især pga. bidrag fra centrifugalspredt kunstgødning på de tilstødende marker. Floraen ændres ved belastning med herbicider og næringsstoffer Som resultat af denne udbredte belastning med herbicider og næringsstoffer er vegetationssammensætningen i disse biotoptyper de fleste steder konvergeret hen imod en højtvoksende og artsfattig græs- og urtevegetation, som fuldstændigt er domineret af arter som stor nælde, vild kørvel, alm. kvik, hundegræs, draphavre, ager-tidsel, grå-bynke og burre-snerre. Disse arter er relativt tolerante over for de fleste herbicider og kan udnytte rig næringsstofforsyning til hurtig og høj vækst, hvorved de bortskygger de fleste konkurrenter. Der vil typisk være en forøget planteproduktion og plantebiomasse pr. arealenhed i sådanne forstyrrede biotoper. Samlet set bliver der således færre arter og mindre lokalt og regionalt karakteristiske vegetationer, medens arter med stort næringsbehov dominerer. Genetablering af floraen er vanskelig I naturgenopretningen har man vurderet, hvorvidt de oprindelige, men tabte naturværdier kan genskabes ved blokering af disse negative direkte og indirekte input af herbicider og gødningsstoffer. Erfaringerne hermed er skuffende: Der er i praksis en stor 'økologisk inerti', der modvirker reversibilitet i vegetationsudviklingen, og som især begrunder sig i to forhold:
Effekter på frøpuljen og vilde planter i marken Forekomsten af de almindeligste planter i danske marker er generelt blevet mindre hyppig i løbet af en tyveårsperiode fra 1967-70 til 1987-89 (Andreasen et al. 1996). Ukrudtsbekæmpelse foretages netop for at minimere nogle arter (ukrudt) og favorisere andre (afgrøder) og jo færre vilde planter, jo mindre sprøjtebehov vil den pågældende mark have. Nogle arter er gået særlig kraftigt tilbage på grund af den intensive ukrudtsbekæmpelse med herbicider. I en 25-års periode, fra 1964 til 1989, har bl.a. en øget herbicidanvendelse reduceret det gennemsnitlige antal af arter i frøpuljen fra 12 til 5 pr. mark (Jensen, Kjellsson 1995). Samtidig er det samlede antal levende frø i agerjorden blevet halveret i samme periode. Med henblik på at undersøge sammenhængen mellem herbiciders effekter på ukrudtsarter og tilbagegangen i antal levende frø i agerjorden er korrelationen undersøgt mellem effekt ved fuld dosis af herbicidblandinger, der hyppigt blev anvendt i korn i 70'erne og 80'erne (effekttal fra PC-Planteværn, Per Rydahl, personlig kommunikation) og den procentvise tilbagegang i enkeltarters frøpulje (Kjellsson, Madsen 1998a). Der var dog ingen tydelig sammenhæng, hvilket muligvis skyldes, at andre faktorer også har haft indflydelse på frøpuljen (fx sædskifte, jordbehandling og gødningsniveau). En engelsk undersøgelse viser, at sædskiftet har stor betydning for frøbankens størrelse (Jones et al. 1997). Sprøjtefri randzoner Sprøjtefri randzoner anlægges langs marker med énårige afgrøder, hvor der normalt sprøjtes med herbicider og andre pesticider som beskrevet i afsnit 5.1. Den vilde flora som helhed reagerer typisk stærkt og øjeblikkeligt på sprøjtefri forhold, idet der er rigeligt med frø i frøpuljen til at sikre en høj plantetæthed. Mange vilde planter er netop karakteriseret ved et fleksibelt og stort individuelt vækstpotentiale. Man kan især forvente betydelige kvantitative ændringer og først i anden række kvalitative ændringer i floraen. I sprøjtefrie zoner i vinterhvede er der således inden for samme år observeret en øgning i den totale biomasse af vilde planter på mellem 10 til 40 gange (Reddersen et al. 1998). Den øgede vækst og frøsætning vil også forøge frøpuljen klart efter blot 2-3 år (Hald et al. 1994; Kjellsson, Rasmussen 1995). Sprøjtefri randzoner i kornafgrøder vil fremme almindelige tokimbladede plantearter, såsom hyrdetaske, stedmoder, forglemmigej, ærenpris, fuglegræs, hvidmelet gåsefod og tvetand sammen med en lang række mindre hyppige arter. Samtidig vil nogle få græsser, især enårig rapgræs, aftage noget. På kort sigt kan man således primært forvente en øget total biomasse af vilde planter ved en stor fremgang af ret få almindelige arter, mens en fremgang for de mindre almindelige arter generelt vil kræve mere faste sprøjtefri zoner. Hald et al. (1994) kunne således ikke observere en klar øgning i antallet af arter i permanente sprøjtefri zoner over 5-6 år. Permanente sprøjte- og gødningsfrie randzoner Permanente sprøjtefri zoner vil som bufferzoner kunne bidrage til at beskytte velbevaret vegetation i småbiotoper, hvor en sådan stadig forekommer. Imidlertid er småbiotopernes vegetation langt de fleste steder kraftigt påvirket gennem de seneste årtiers belastning med både herbicider og gødningsstoffer. For at sikre rekoloniseringen, som normalt vil ske meget langsomt, vil det være nødvendigt med permanente såvel sprøjte- som gødningsfrie randzoner. Påvirkning af frøproduktionen Det er påvist, at subletale doser af herbicider medfører en nedgang i planternes
frøproduktion. Nedgangen er relateret til dosis, og denne er sandsynligvis direkte
relateret til en mindre biomasse-produktion (Rasmussen 1993; Andersson 1994). Således gav
også en subletal dosis (1/2 normaldosis) af isoproturon en halveret frøproduktionen hos
alm. pengeurt (Hald 1993). I en dansk undersøgelse er det påvist, at frøproduktionen i
usprøjtede markparceller er 6-14 gange større end i sprøjtede parceller (Kjellsson,
Rasmussen 1995). Samtidig medførte herbicidsprøjtningen (dichlorprop + Den vilde flora i hegn og småbiotoper Herbicider anvendes normalt ikke i hegn og småbiotoper, så en påvirkning af disse områder skyldes utilsigtede effekter fra herbicidbehandling i jordbruget, fx på grund af afdrift (se afsnit 4.1.6.2). Floraen i danske markhegn viste, under en 5-årig periode, en svag tendens til at indeholde flere arter langs usprøjtede end langs sprøjtede markkanter (Hald et al. 1994). En 50% standard forsøgsbehandling med herbicidet fluroxypyr af en brakmark på sandet jord i Holland formindskede artsindholdet (Kleijn, Snoeijing 1997). Effekter på overlevelsen ved lavere dosis (5 og 10 %) blev kun påvist for enkelte arter i enkelte år. En anden hollandsk undersøgelse (de Snoo 1997) fandt i et treårigt forsøg, at usprøjtede markkanter i sukkerroer, kartofler og vinterhvede havde en forøget artsdiversitet, primært som følge af en forøgelse af antallet af tokimbladede planter. Påvirkning af floraen ved afdrift Der foreligger standardiserede værdier fra Tyskland over afdrift af sprøjtemidler. Disse er baseret på 16 markforsøg i perioden fra 1989-92, hvor man, på basis af en 95% procentil, fastsætter en såkaldt "realistic worst case" (Ganzelmeier et al. 1995). På grundlag af disse og kendte effekttærskler (PC-Planteværn) kan der foretages en kvalitativ vurdering af effekterne på plantevæksten. Den teknik, som Ganzelmeier anvendte, er ikke nødvendigvis økologisk relevant. Afsætningen blev målt ved sprøjtning med en enkelt sprøjtefane, og sprøjtemidlet blev opsamlet på flade mål, som blev lagt på jorden. Sådanne data er relevante til at estimere effekten på planter, der endnu ikke er fremspiret og for "flade" områder som damme og søer. Men planter, der er spiret frem og er etableret, har en større "fangst" af sprøjtemiddel. Således har både Davis et al. (1993) og Bui et al. (1998) fundet, at forskellige "mål" har forskellig "fangsteffektivitet". "Mål", der hæver sig over jorden og har en kompleks struktur, fanger mere sprøjtemiddel end objekter fladt på jorden. Endelig har Nordby og Skuterud (1975) fundet, at den sprøjtemiddeldosis, der skal til for at udløse en given effekt, er mindre for planter i afdriftzonen end for planter direkte under sprøjten. En amerikansk undersøgelse viser, at der kan påvises skader på fugle-kirsebærtræer af herbicidafdrift (chlorsulfuron) ved dosis helt ned til 1/100 af normal markdosis (Al-Khatib et al. 1992). Ved påvirkninger på 1/3 - 1/10 af normaldosis gav flere herbicider (2,4-D, glyphosat) tydelige skadeeffekter. En række undersøgelser (Marrs et al. 1989, 1993; Davis et al. 1993, 1994) af effekten af sprøjtemiddelafdrift på planter har vist, at planter, der stod op til 50 m fra det sprøjtede areal blev påvirket. Hovedparten af planterne er dog kun påvirket i et område mellem 0 og 5 m fra marken. Effekter på skovbundsflora Egentlige undersøgelser af pesticiders effekt på skovbundsfloraen er sjældne, hvorfor vurderingen er foretaget på baggrund af viden om herbiciders virkemåde og viden om skovbundsfloraens økologi. Der er kun taget hensyn til herbiciders effekt på skovbundsfloraen, fordi der ifølge Elmegaard et al. (1996) ikke angives at være kendte effekter af andre pesticidgrupper på skovbundsfloraen. Østergaard et al. (1998) angiver brugen af glyphosat i forbindelse med afdrift af løv og nål til at være én gang før afdrift og 1-2 gange i de første år derefter. Denne anvendelsespraksis vurderes at medføre en radikal påvirkning af skovbundsfloraen, således at alle individer af den flora, der er tilknyttet den pågældende skovtype, kan blive udryddet (F. Rune, Forskningscenter for Skov og Landskab, pers. komm.). Der vil stadig være en frøpulje, men denne reduceres også kraftigt, dels på grund af de gentagne sprøjtninger, dels på grund af, at skovklimaet forsvinder for en periode, når fornyelse sker ved hjælp af renafdrift. Planter fra frø, der spirer i den første periode efter afdrift, eventuelt provokeret til spiring af den forøgede lysmængde, vil ofte dø enten som følge af sprøjtning eller som følge af tørke eller svidning (frost, sol). Desuden har skovbundsfloraens arter generelt en kortlivet frøbank, således at flere arter ikke har muligheden for at overleve den ugunstige periode på frøstadiet (Graae 1999). Selv om behandlingen således udføres over en begrænset årrække, vil den medføre en betydelig negativ påvirkning af skovbundsfloraen. Set over en omdriftsperiode har den relativt lille behandlingshyppighed således en stor effekt. I juletræs- og pyntegrøntskulturer, hvor herbicidanvendelse finder sted i hele kulturens levetid, er det irrelevant at tale om en skovbundsflora. Her er påvirkningen så massiv, at der ikke er nogen flora, hvilket jo er hele ideen med herbicidanvendelsen i disse kulturer. Ved produktion af juletræer og pyntegrønt uden herbicider udvikles der en flora, som afhængig af jordbehandlingen og fornyelsesmetode kan være mere eller mindre skovbundsagtig (M. Strandberg, Danmarks Miljøundersøgelser, pers. komm.). Typisk har skovbundsfloraens arter en meget langsom genindvandringshastighed (0 - 1m/år) (Brunet, von Oheimb 1998), hvorfor det kun er i områder med upåvirket skov i umiddelbar nærhed til det afdrevne og behandlede område, man kan forvente en delvis genindvandring af de forsvundne arter inden for en omdriftsperiode. Brunet og von Oheimb (1998) anbefaler da også, at skovbundsfloraens langsomme genindvandringshastighed tages i betragtning i forbindelse med planlægning af skovdrift. Inghe og Tamm (1985) har i svenske skove vist, at individer af blå anemone er mere end 40 år gamle, og det er ikke usandsynligt, at mange arter i skovbundens flora kan opnå en alder, der er højere end træernes. Danske undersøgelser har vist, at skove med lang kontinuitet (>200 år) har en bedre udviklet skovbundsflora end skove, der er yngre (Graae 1999), så også for danske skove er det rimeligt at forvente effekter på skovbundsfloraen, hvis herbicider anvendes i forbindelse med afdrift og kulturetablering. I følge Graae (1999) er det specielt arter, der overvejende spredes ved klonal vækst, som genindvandrer meget langsomt, medens dem, som har dyre- og vindspredning, indvandrer hurtigere. Mekanisk jordbehandling som erstatning for herbicidanvendelse har formentlig tilsvarende effekter på skovbundsfloraen, men dette mangler endnu at blive undersøgt. Påvirkning af naturarealers flora ved atmosfærisk transport af pesticider Herbicider anvendes normalt ikke på naturarealer, men mange herbicider langtransporteres og afsættes derved i små mængder på naturarealer. Der er endnu ikke fundet oplysninger om målinger af direkte effekter af afdrift af pesticider på floraen på naturarealer bortset fra randområder som hegn. Det er derfor nødvendigt at anvende modelberegninger. I Holland er det gennemsnitlige kombinerede herbicidforbrug på 1,35 dosisækvivalenter pr. år, hvoraf 5,5% fordamper. På baggrund af dette og import/eksportbetragtninger ved atmosfærisk transport blev det i et hollandsk modelstudie (Klepper et al. 1998) beregnet, at de hollandske naturarealer som gennemsnit modtager 0,02 dosisækvivalenter pr. år. Denne deposition blev ved hjælp af en dosis-respons-model for den potentielt påvirkede naturlige vegetation brugt til at forudsige, hvor stor en del af arterne, der påvirkes ud over NOEC (No Observed Effect Concentration). Resultatet var, at 2% (medianværdi) af arterne påvirkedes over deres NOEC. Påvirkningsprocenten var højest i landbrugsområder og i områder med dyrkning af frugt og bær. For danske forhold findes lignende beregninger ikke, men anvendelsen af herbicider med en behandlingshyppighed på 1,65 i 1997 (Miljøstyrelsen 1998a) er sammenlignelig med det hollandske forbrug, idet behandlingshyppigheden modsvarer den hollandske dosisækvivalent. Der kan ikke konkluderes direkte ud fra de hollandske beregninger, at ca. 2% af arterne i de danske naturområder påvirkes uacceptabelt af herbicider. Påvirkningsgraden afhænger blandt andet af, hvordan naturarealerne ligger placeret i forhold til områder med herbicidanvendelse, samt af emissionens størrelse, vindforholdene og de lokale plantesamfunds følsomhed. I den hollandske opgørelse skyldes de største usikkerheder angiveligt emissionsopgørelsen og effektmodellerne (Klepper et al. 1998). En diffus spredning af pesticider, fx via atmosfæren med nedbør, må anses at have mindre betydning for ændringer i florasammensætningen på naturarealer end hvad øget næringstilførsel og ændret arealpleje har haft. Effekten af pesticider i regnvand Forekomsten af pesticider i regnvand i Danmark er omtalt i afsnit 4.5. Der er ligeledes påvist indhold af herbicider i regnvand i Skandinavien og det nordlige Europa (Kirknel, Felding 1995ab), men der er endnu ikke påvist direkte effekter på floraen som følge heraf (Felding 1998b). Det er kendt fra amerikanske undersøgelser, at nedfald af atmosfæriske herbicidrester (sulfonylurea) kan give skade-symptomer på nogle afgrøder såsom ærter og bønner (Felsot et al. 1996). Det er tilsvarende vist, at selv små doser af chlorsulfuron (fra 1/100 til 1/1000 del af normaldosis) formindsker plantebiomassen og frøproduktionen kraftigt hos fersken-pileurt (Fletcher et al. 1996). I et dansk projekt om forekomst af pesticider i nedbør og effekter på planter og plantesamfund er effekterne af mechlorprop undersøgt i koncentrationer svarende til fund i regnvand. Undersøgelsen omfatter følsomme arter, specielt korsblomstrede, men der er ikke påvist nogen effekter (Solveig Mathiassen, DJF, personlig kommunikation). Man kan foretage en vurdering af mulige effekter ved at sammenholde data for depositionen af pesticider og data for effekter. 5.2.1 KonklusionerHerbicidanvendelsen har i samspil med sædskifte og andre dyrkningstekniske foranstaltninger reduceret floraen væsentligt i det dyrkede land. Utilsigtet afdrift ved sprøjtningen kan give negative effekter på planter i hegn og småbiotoper. Herbicider i regnvand kan formentlig under særlige omstændigheder forårsage skader på planter uden for det dyrkede areal. Følgende specifikke konklusioner kan drages:
5.3 Effekter på flora og fauna i vandløb, søer og kystnære farvandePesticider kan tilføres til vandløb via atmosfæren ved afdrift fra marksprøjtning eller langtransport, via grundvand, drænvand, overfladisk afstrømning, samt ved ulovlig sprøjtning i eller nær vandløbet inden for sikkerhedsbræmmerne på 2 meter. Fra vandløbene kan pesticiderne føres til søer eller kystnære farvande. Disse kan ligeledes få en tilførsel ad de samme transportveje som til vandløb. Enhver tilførsel af pesticider til ferskvand i Danmark er uønsket. Der foreligger data for forekomsten af pesticider i vandløb og vandhuller som beskrevet i afsnit 4.2 og 4.3, men der er endnu ingen systematiske undersøgelser af forekomsten i danske søer og kystnære farvande. I forbindelse med Vandmiljøplan II vil undersøgelser i søer blive iværksat. I dette afsnit beskrives effekter af pesticider i ferske vande. Da der kun foreligger få danske undersøgelser er gennemgangen primært baseret på udenlandske undersøgelser, og der er lagt vægt på feltstudier (Friberg 1998). For at vurdere mulige effekter af nuværende praksis for brug af pesticider sammenholdes koncentrationsniveauer opgivet i Mogensen og Spliid (1997) med resultater fra artiklerne. I Danmark har mange pesticider afstandskrav, således at de ikke må udbringes nærmere end 10 eller 20 meter fra søer og vandløb. Tabel 5.3 viser hvilke aktive stoffer, der p.t. har sådanne afstandskrav. En del af disse påvirker organismer i vandmiljøet ved koncentrationer, som er lavere end 1 mikrogram pr. liter og enkelte ved koncentrationer lavere end 0,1 mikrogram pr. liter. Tabel 5.3 Effekten af pesticider vil være afhængig af, hvorvidt recipienten er et vandløb eller stillestående vand. Generelt er opholdstiden og dermed eksponeringstiden for de akvatiske organismer afgørende for effekten af pesticider. I vandløb vil den gennemsnitlige strømhastighed og tilstedeværelsen af områder med lav strømhastighed være afgørende for opholdstiden. I et vandløb, hvor der blev tilført et herbicid, blev en strækning med høj strømhastighed umiddelbart nedstrøms fra det behandlede område undersøgt og sammenlignet med en mere langsomtflydende strækning 225 m nedstrøms (Thomson et al. 1995). Selvom koncentrationen kortvarigt var højere på opstrømsstrækningen i forbindelse med sprøjtningen, var opholdstiden af stoffet i en koncentration over 1 mikrogram pr. liter over dobbelt så lang på strækningen 225 m nedstrøms. I vandløb vil koncentrationen af pesticider desuden aftage i en given afstand nedstrøms fra kilden afhængig af fortynding og deponering/omsætning. I stillestående vand vil især vandvolumen og vandudskiftningsraten være afgørende for effekten af pesticider. Små og langsomtflydende vandløb samt mindre vandhuller er derfor mest udsatte for en eventuel pesticidpåvirkning. Disse systemer er desuden tæt koblet til omgivelserne og er derfor mere påvirkelige af en eventuel anvendelse af pesticider på de omgivende arealer. Biologisk adskiller vandløb sig fra de stillestående vandområder ved at være åbne systemer. Der er en permanent drift af organismer med strømmen, hvilket betyder, at vandløbsstrækninger generelt hurtigt rekoloniseres. Det bevirker, at vandløb generelt er meget resiliente og derfor hurtigt vil vende tilbage til en normal tilstand, efter at en kemisk påvirkning er ophørt. Effekter på primærproducenter Der er mange dokumenterede tilfælde af effekter af herbicider på primærproducenter i ferskvandsøkosystemer, mens insekticider sjældent synes at have nogen direkte effekt på planter. Effekterne af herbicider er oftest, at de nedsætter produktiviteten, mens biomassen på kort sigt ikke påvirkes. Der er en klar tendens til, at de negative effekter ophører meget hurtigt efter endt eksponering. Udover de direkte effekter af herbicider på primærproducenter i vandløb er der påvist indirekte effekter i en række undersøgelser. Således øgedes fotosyntesen hos et algesamfund ved en koncentration på mere end 4 mikrogram pr. liter af insekticidet lindan pga. nedgang i antallet af græssende invertebrater (Pearson, Crossland 1996). Med de koncentrationer, som er fundet for herbicidet atrazin, er det ikke sandsynligt, at det vil påvirke alger og makrofytter. Generelt skal koncentrationen være højere end 50 mikrogram pr. liter før økosystemerne vil blive påvirket (Solomon et al. 1996). Med hensyn til herbicidet hexazinon er de målte koncentrationer ligeledes så lave, at der ikke forventes nogen væsentlig effekt på primærproducenterne. Imidlertid er der fundet op til 43 mikrogram pr. liter i en drænprøve, hvilket lokalt vil kunne påvirke vandplanter, såfremt der er ringe fortynding i det modtagende vandløb. EC50 (4 timer) for hexazinon er fundet til 3,6 mikrogram pr. liter for vandplanter i vandløb, og en koncentration på mellem 145-432 mikrogram pr. liter reducerede produktiviteten hos vandplanter med 80% (Schneider et al. 1995). Effekter på dyrelivet af insekticider En lang række undersøgelser dokumenterer, at pesticider kan påvirke dyrelivet i ferskvandsøkosystemer direkte og indirekte. Generelt har især insekticiderne en negativ indflydelse på dyrelivet, mens direkte effekter af herbicider ofte kun ses ved relativt høje koncentrationer. Indirekte effekter ses især for de højeste trofiske niveauer (fisk, padder og fugle) pga. af reducerede mængder af byttedyr eller som ændringer i hele økosystemets funktion. Således fandt Wallace et al. (1991), at omsætningen af blade til fint organisk stof faldt markant i et skovvandløb efter behandling med insekticidet methoxychlor pga., at de insekter, der findeler bladene, var udryddet. Methoxychlor er ikke længere tilladt i Danmark. Såfremt mulighederne for rekolonisering af vandløbet er ringe, fx som følge af spærringer eller geografisk placering, kan det tage lang tid (år) før de vandløbsbiologiske forhold rehabiliteres, selv om pesticidtilledningen ophører. For stillestående ferskvandssystemer synes effekter af pesticidpåvirkningen at forsvinde inden for en lignende tidsperiode. Disse økosystemer er generelt påvirket af både gødningsstoffer og pesticider. Effekter på dyrelivet af herbicider For herbicidet atrazin er de fundne koncentrationer i vandløb generelt så lave, at man ikke kan forvente nogen påvirkning af dyrelivet. For eksempel udviser ørredyngel, som er mere følsom end voksne fisk, først øget dødelighed ved atrazinkoncentrationer over 50 mikrogram pr. liter (Grande et al. 1994). Imidlertid har Lampert et al. (1989) påvist, at koncentrationer på helt ned til 0,1 mikrogram pr. liter atrazin kan påvirke dafnier i stillestående vand, selvom EC50 i enkelartstest er 2 mikrogram pr. liter. Undersøgelsen viser, at følsomheden på samfundsniveau er langt større, pga. at både direkte og indirekte effekter spiller ind. Der er fundet atrazinkoncentrationer på over 0,1 mikrogram pr. liter i et vandhul ved Køge, men der findes i øvrigt kun meget få målinger. Som for atrazin er de fundne koncentrationer af hexazinon så små, at der ikke forventes nogen væsentlig påvirkning af dyrelivet. Fungicidet propiconazol er fundet i koncentrationer i vandløb op til 0,8 mikrogram pr. liter og 0,1 mikrogram pr. liter i et vandhul. Disse koncentrationer ligger under, hvad der i undersøgelser er fundet at have en effekt på zooplankton, invertebrater og fisk. Insekticidet dimethoat er fundet til at påvirke (øge) aktiviteten hos vandløbsinvertebrater ved koncentrationer over 1 mikrogram pr. liter samt reducere tætheden af visse arter (Bækken, Aanes 1994). Med hensyn til zooplankton er der for Daphnia magna og D. pulex fundet en LC50-værdi på ca. 20 mikrogram pr. liter i mesokosmoseksperimenter (Hessen et al. 1994). Koncentrationerne i danske vandløb og søer ligger under disse værdier, men ikke væsentligt under de koncentrationer, der giver effekt. Pyrethroid-insekticiderne er generelt meget toksiske over for stort set alt dyreliv i ferskvand, dvs. zooplankton, invertebrater, krebs samt fisk og padder, i meget små koncentrationer, som regel mindre end 1 mikrogram pr. liter. Desuden opkoncentreres stofferne i organismerne (fx Anderson 1982), men udskilles når eksponeringen ophører. Der er fundet koncentrationer af pyrethroidet fenvalerat på 0,12 mikrogram pr. liter i vandhuller. Anderson (1982) har observeret adfærdsændringer og mortalitet hos invertebrater, især amphipoder, ved fenvaleratkoncentrationer fra 0,022 mikrogram pr. liter. Effekter på padder Der foreligger kun få undersøgelser af pesticiders effekt på padder. I en dansk undersøgelse gav insektmidlet esfenvalerat lammelser hos embryoner af klokkefrø og sporefrø ved en koncentration på 1 mikrogram pr. liter. Ved 5 mikrogram pr. liter fik 80% af embryonerne af sporefrø kropsskævhed, ødemer og deformiteter i ryggrad, hjerne og tarm (Larsen, Sørensen in prep). Esfenvalerat er påvist i Lillebæk på Fyn i perioden 1994-1996 i en koncentration på 0,2 mikrogram pr liter. (Fyns Amt. 1997) I denne periode lå den anbefalede markdosering af esfenvalerat på 25 gram pr. hektar. Der foreligger et vandhulsforsøg med esfenvalerat fra det nordlige USA, hvor der blev konstateret negative effekter på populationer af dafnier og copepoder ved en koncentration på 0,01 mikrogram pr. liter (Lozano et al. 1992). Ulovlig pesticidanvendelse Det er umuligt udfra det nuværende videngrundlag at vurdere, hvor stor en del af de målte koncentrationer af pesticider i ferskvand, der skyldes ulovlig anvendelse. Generelt må det vurderes, at vandløb er meget sårbare over for uheld med pesticider på vaskepladser o.lign., da vandet i mange tilfælde vil ledes direkte til nærmeste vandløb. Danske vandløb er desuden overvejende små, dvs. mere end 80% er mindre end 2 m bredde, og de har lave strømhastigheder. Derfor vil selv kortvarige udslip af pesticider kunne have en stor akut effekt på vandløbenes økologiske forhold. Effekter af pesticider i regnvand Med udgangspunkt i regnvandsdata opgivet i Mogensen og Spliid (1997) må det vurderes, at pesticidindholdet generelt er så lavt, at det ikke vil have nogen effekt på de biologiske forhold efter en yderligere fortynding i et ferskvandssystem (uanset størrelse). Det udelukker imidlertid ikke, at afdrift fra nabomarker kan give lokale stigninger i koncentrationen af pesticider til et niveau, der kan være skadeligt for ferskvandsmiljøet. Sandsynligvis er dette problem imidlertid af begrænset omfang i den udstrækning, at afstandskravene for sprøjtning overholdes. Andre miljøforhold og pesticider Effekterne af et givet pesticid er afhængige af de øvrige miljøforhold i ferskvandsmiljøet. For eksempel fandt Caux og Kent (1995), at en grønalge Selenastrum capricornutum blev påvirket forskelligt af atrazin alt efter vandets kemiske sammensætning. Der er i denne rapport ikke taget højde for, hvorledes de vandkemiske forhold spiller ind. Yderligere vil pesticider i vandløb ofte forekomme i pulse, især ved ulovlig anvendelse. Det er under en sådan episode, at koncentrationen af pesticider skal måles, for at effekterne skal kunne vurderes. Dette vil formentlig sjældent være muligt, da passagen af det pesticidholdige vand i prøveudtagningsstedet sker inden for et meget kort tidsrum, således at chancen for at udtage en prøve af det forurenede vand er ekstremt lille. De målte koncentrationer er derfor nok ofte lavere, end hvad der maksimalt har forekommet i systemet. En anden faktor, der formentlig har væsentlig indflydelse på pesticiders effekt i vandløb, er de fysiske forhold. De fleste af danske vandløb er blevet fysisk ændret for at sikre dræningen af omkringliggende marker, hvorved de er blevet gjort unaturligt brede og fysisk ensartede. Både nedbrydningstid og effekt på de økologiske forhold vil formentlig afhænge af den fysiske heterogenitet, således at fysisk ensartede vandløb alt andet lige påvirkes mest af en pesticidtilførsel. 5.3.1 KonklusionerDer foreligger kun få danske undersøgelser af forekomst og effekter i danske vandløb og vandhuller, og endnu ingen systematiske undersøgelser i søer og kystnære farvande. Vurderingen af effekterne af pesticiderne er derfor primært baseret på udenlandske undersøgelser, og der er lagt vægt på feltstudier. Det har desuden ikke været muligt at finde undersøgelser af effekterne af alle de pesticider, der er fundet danske ferskvandsøkosystemer. Da der ofte er forskel i artssammensætning og økosystemernes struktur og funktion i Danmark sammenlignet med de udenlandske undersøgelser, vil følsomheden over for et givet pesticid skulle tages med et forbehold. På grund af de relativt lave vandtemperaturer i Danmark i sammenligning med sydligere beliggende lande, hvor mange af undersøgelserne er udført, vil nedbrydningstiden for pesticiderne være reduceret i Danmark, således at eksponeringstiden og dermed risikoen for effekter vil være øget. På baggrund af det eksisterende videngrundlag er det derfor vanskeligt at vurdere, hvorledes den nuværende pesticidanvendelse påvirker de danske ferskvandssystemer. Flere målinger tyder imidlertid på, at der for pyrethroider og visse thiofosfatinsekticider er fundet koncentrationer tæt på det niveau, der giver effekt i følge den eksisterende litteratur. Især tyder de tilgængelige koncentrationsniveauer på, at det er insekticiderne, og især pyrethroiderne, der kan have en negativ effekt. Pyrethroiderne vil i kraft af deres persistens desuden kunne forekomme i ferskvandsøkosystemerne i en lang periode, hvor de kan optages fx af hvirvelløse dyr, som lever af dødt organisk materiale. Der foretages undersøgelse af pesticiders giftvirkning på enkeltarter af alger, dafnier, fisk og andre organismer i forbindelse med godkendelsen af pesticider. Der udføres også mesokosmosundersøgelser, som simulerer hele økosystemer. Disse undersøgelser giver dog ikke indblik i de mange naturlige faktorer, som spiller sammen i naturen, og de omfatter ikke kombinationen af de mange forskellige pesticider, som påvises i vandmiljøet. Ferskvandsmiljøet er således med overvejende sandsynlighed påvirket af den nuværende anvendelse af pesticider, men det er endnu ikke muligt at kvantificere påvirkningens størrelse på grund af manglende data og viden. Amtskommunerne har som tilsynsmyndigheder i overensstemmelse hermed foreløbigt angivet, at ca. 2% af de ikke opfyldte målsætninger på ca. 11.000 km vandløbsstrækninger skyldes giftstoffer, herunder pesticider (Windolf 1997). Dette tal er imidlertid baseret på en subjektiv vurdering og vil derudover variere med region, prøvetagningsmetode og frekvens. Følgende specifikke konklusioner kan drages:
5.4 Underudvalgets konklusioner og anbefalinger vedrørende miljøeffekterDe væsentligste effekter optræder i forbindelse med udbringningen af pesticiderne, hvor organismer direkte rammes, og hvor indirekte effekter opstår som følge af påvirkningen af fødekæder. Her spiller planter en nøglerolle som første led i fødekæderne. En dansk undersøgelse har vist, at i de undersøgte marker var antallet af plantearter og disses hyppighed blevet halveret i løbet af de sidste 20-25 år. Dette har ud fra et landbrugsmæssigt synspunkt været en ønskelig udvikling, men med negative konsekvenser for naturindholdet. Hovedårsagen til tilbagegangen er anvendelse af ukrudtsmidler og den ændrede dyrkningspraksis, herunder anvendelsen af gødning. Ved sprøjtning sker der afdrift til de omkringliggende arealer. Hegn, diger, gærder og andre småbiotoper har dog så lille bredde, at de i praksis bør regnes med til det areal, som er påvirket af sprøjtemidler. Afdriften kan påvirke såvel terrestriske som akvatiske økosystemer. For det akvatiske miljø er enhver påvirkning med pesticider uønsket, herunder ændringer af flora og fauna i kystnære farvande, søer, vandhuller og vandløb. Blandt de akvatiske økosystemer er det især de marknære vandhuller, vandløb og søer, som potentielt vil kunne blive påvirket. Ferskvandsmiljøet er med overvejende sandsynlighed påvirket af den nuværende anvendelse af pesticider, men det er ikke muligt på grundlag af de eksisterende data at kvantificere påvirkningens størrelse på landsplan. Det er på baggrund af oplysninger fra amterne foreløbigt skønnet, at ca. 2% af de ikke opfyldte målsætninger på ca. 11.000 km vandløbsstrækninger kan skyldes giftstoffer, herunder pesticider. Især tyder de målte koncentrationsniveauer på, at det er insekticiderne, og især pyrethroiderne, der kan have en negativ effekt. Pyrethroiderne vil i kraft af deres persistens desuden kunne forekomme i ferskvandsøkosystemerne i en lang periode. Der er ligeledes dokumenteret tilfælde af effekter af herbicider på alger og andre primærproducenter. Flere målinger tyder på, at der for pyrethroider og visse thiofosfatinsekticider er fundet koncentrationer tæt på det niveau, der giver effekt ifølge den eksisterende litteratur. Dette niveau er for nogle pesticider lavere end grænseværdien for drikkevand på 0,1 mikrogram pr. liter. På såvel de dyrkede arealer som i de tilstødende biotoper er der i forbindelse med anvendelsen af pesticider risiko for nedgange i bestande af planter og dyr, ændret biodiversitet, ændring af dyrkningsmediet og naturlig skadedyrsregulering, samt fødekæde- og indirekte effekter. Overordnet set er det ikke den enkelte mark og dens evt. tab af vilde planter, som er problemet, men snarere den landsdækkende, samlede påvirkning af agerlandets karakteristiske flora og den dertil knyttede fauna. I skovbruget er anvendelsen af pesticider mængdemæssigt lille, hvorimod den i juletræs- og pyntegrøntkulturer er i samme størrelsesorden som i landbrug. Behandlingshyppigheden i planteskoler er ligesom i gartnerierne høj. Der mangler specifikke undersøgelser af herbiciders effekt på skovbundsfloraen, men der ingen tvivl om, at selv den begrænsede anvendelse, der finder sted i skovbruget, påvirker den egentlige skovbundsflora i negativ retning. Mange arter i skovbundsfloraen har en meget langsom genindvandringshastighed på mindre end 1 meter pr. år, hvilket gør dem særligt følsomme over for anvendelsen af herbicider, selv om denne kun finder sted i forbindelse med fældning og nyplantning. Underudvalgets anbefalinger vedrørende pesticiders effekter i miljøet For de scenarier, hvor der anvendes pesticider, mangler der systematiske undersøgelser af, hvorledes pesticider i større sammenhængende områder påvirker vilde planter og de dertil knyttede dyr i hegn, grøftekanter og andre småbiotoper, samt nabo-naturarealer. Påvirkningen af floraen som følge af nedbørens indhold af langttransporterede herbicider kendes ikke i Danmark. Udenlandske studier viser, at effekter er sandsynlige, men en nærmere fastlæggelse kræver undersøgelser både hvad angår effekterne og den atmosfæriske transport. Der er ligeledes behov for at vurdere effekten af pesticider på akvatiske organismer i relation til de faktiske fund i vandløb og overfladevand. Underudvalget anbefaler, at den manglende viden opbygges og at der etableres tidsserier, som kan dokumentere evt. effekter på de terrestriske og de akvatiske økosystemer set i relation til den påviste forekomst af pesticider i miljøet. Underudvalget anbefaler, at der fremover mere konsekvent og systematisk end hidtil
anvendes permanente sprøjtefri zoner og beskyttelsesbræmmer, der som bufferzoner vil
kunne bidrage til at beskytte vandløb, søer og vandhuller, samt velbevaret vegetation i
småbiotoper og naturarealer, hvor en sådan stadig forekommer. Det skal herunder sikres,
at der etableres sammenhængende spredningskorridorer. Hvor de terrestriske småbiotopers
vegetation er kraftigt påvirket gennem de seneste årtiers belastning med både
herbicider og gødningsstoffer, vil en rekolonisering normalt ske meget langsomt. Det vil
her være nødvendigt med permanente såvel sprøjte- som gødningsfrie randzoner, hvor
vegetationen og den hertil knyttede fauna ønskes genoprettet. Det anbefales desuden at
gennemføre naturgenopretning ved udsåning af vilde planter og introduktion af dyrearter
med lille spredningspotentiale. |