Rapport fra Underudvalget for Miljø og Sundhed

8 Identifikation af miljø- og sundhedsskadelige pesticider, samt operationalisering af forsigtighedsprincippet

8.1 Rangordning af miljø- og sundhedsskadelige pesticider
8.1.1 Risiko for grundvandsforurening
8.1.2 Effekter på miljøet
8.1.3 Effekter på sundheden
8.1.4 Underudvalgets konklusioner og anbefalinger
8.2 Forsigtighed og risiko
8.2.1 Tilgange til forsigtighedsprincippet
8.2.2 Grundvand og drikkevand som case
8.2.3 Underudvalgets konklusioner og anbefalinger

I dette afsnit vurderes muligheden for at identificere de mest miljø- og sundhedsskadelige pesticider ved hjælp af rangordningsmetoder. Afsnittet er baseret på en undersøgelse udført af Lindhardt et al. (1998). Undersøgelsen omfatter fare/risiko for grundvandsforurening, for belastning af terrestriske- og akvatiske miljøer samt fare/risiko for effekter på menneskers sundhed.

Det er muligt at rangordne kemiske stoffers giftvirkning, fx effektmålinger eller toxicitetsækvivalenter, og en række ’iboende’ farlighedsegenskaber i forbindelse med stoffernes farlighedsklassificering. Det er ligeledes muligt at rangordne udslip, spredning og belastning, fx emissioner i mængde eller koncentrationstal, immissionsmålinger, eller eksponeringer i mængder eller koncentrationer, således som en række stoffer reguleres gennem grænseværdier eller tærskelværdier. På andre områder sker der en rangordning efter sårbarhed, fx ved anbefalinger til gravide eller børn som særlige risikogrupper i sundhedsmæssig sammenhæng. På nogle områder er problemstillingen så kompleks og den tilgrundliggende viden så begrænset, at det ikke er muligt at foretage en klassifikation, som fx når en sædvanlig geologisk bestemt jordbundsklassifikation skal forsøges transformeret til brug for rangordning af jordens sårbarhed over for kemikalienedtrængning.

Det er muligt på denne baggrund at lave en simpel opstilling af forskellige kategorier af indekssystemer for miljøområdet

• Risiko-indeksering som kombinerer klassificeringen og grænseværdisætningen.
   
• Belastnings-indeksering som kombinerer grænseværdisætningen og sårbarhedsvurderingen.
   
• ’Forurenings’-indeksering, som kombinerer såvel klassificeringen, grænseværdisætningen og sårbarhedsvurderingen.
   

Sådanne indekseringer, som anvendes i praksis, er som regel knyttet til nogle få enkeltelementer, der kan rangordnes hver for sig, men som uundgåeligt bliver diffuse og mister deres værdi ved kombination af mange variable, fordi usikkerheden vokser som følge af elementernes vekselvirkning. Netop i forbindelse med sådanne komplekse systemer udspringer behovet for at anlægge forsigtighedsbetragtninger med relation til de samme usikkerheder og et ønske om på en enkel måde at kunne regulere de enkeltelementer, som indgår i det komplekse system. I det følgende vil disse forhold blive anskueliggjort, bl.a. ved anvendelse af pesticidforureningen af grundvand som case.

Internationalt samarbejde

Under OECD blev der i 1997 afholdt en konference om risikoindikatorer for pesticider med det formål at måle udviklingstendenser i de risici, der er forbundet med anvendelsen af pesticider. Der er udviklet indikatorer med forskellige formål, bl.a. at vurdere nationale risikoreduktioner og identificere de pesticider, som bidrager mest til den samlede risiko. Da de anvendte indikatorer er forskellige i deres opbygning, kan det i nogle tilfælde føre til, at pesticider indekseres forskelligt. Yderligere blev der peget på, at en række indikatorer ville være at foretrække frem for en enkelt indikator, idet der ikke er tilfredsstillende metoder, som kan kombinere forskellige typer risici for hvert pesticid. Under OECD-arbejdsgruppen Pesticide Forum arbejdes nu videre med at udvikle risikoindikatorer for pesticider på grundlag af konferencens anbefalinger. Resultaterne fra dette arbejde vil blive fremlagt på en workshop i juni 1999. Der kan derfor ikke refereres herfra.

Under EU blev der 1998 startet en Concerted Action, som skal beskrive Pesticide Environmental Risk Indicators (CAPER). Projektet har til formål at sammenligne 8 forskellige indikatorer for pesticiders miljøeffekter. De 8 indikatorer er udviklet til fx beslutningsstøttesystemer og til sammenligning af landbrugssystemer. De fleste af disse indikatorer er endnu ikke publicerede. Projektet forventes afsluttet ved udgangen af 1999. Der kan derfor heller ikke refereres fra dette arbejde, men det bemærkes, at der også i EU-sammenhænge er behov for en erkendelse af, i hvilken udstrækning rangordningsmodeller er anvendelige til at identificere de mest miljøskadelige pesticider (Lindhardt et al. 1998).

Der findes en række metoder til beregning af indeks, der giver mulighed for at rangordne pesticider med hensyn til belastning af grundvandet. Tabel 8.1 giver en oversigt over de metoder, som er relevante for danske forhold, og de parametre og oplysninger, der indgår i metoderne.

Tabel 8.1
Oversigt over metoder til rangordning af pesticiders potentiale for udvaskning til grundvandet. Metoderne er opstillet efter stigende kompleksitet og krav til data. De typer af parametre, som indgår i metoderne, er angivet.

link til tabel

GUS-indekset

GUS-indekset er udviklet af California Department of Food and Agriculture (Gufstafson 1989). Der er tale om et meget simpelt indeks for risikoen for udvaskning til grundvandet. Indekset er alene baseret på aktivstoffets iboende egenskaber. Indekset indeler pesticiderne i 3 grupper, henholdsvis "sandsynlig udvaskelig", "mulig udvaskelig" og "ikke sandsynlig udvaskelig".

Hasse-diagrammet

Hasse-diagrammet anvendes til at foretage en sammenligning af pesticiders potentielle udvaskning ved at foretage en indbyrdes sammenligning af pesticidernes dosering og binding til jord (Sørensen et al. 1997). Nedbrydning kan nemt indgå i metoden, men der synes at være en manglende sammenhæng mellem nedbrydningstiden og det aktuelle fund i miljøet i større undersøgelser. Desuden er det problematisk at inddrage nedbrydningen pga. andre forhold, der er beskrevet under det Hollandske pointsystem, se nedenfor. Dette betyder, at der i denne analyse kun foreslås anvendelse af dosering og adsorption til jord. Metodens styrke er, at den kan anvende meget lempelige modelforudsætninger til at beregne den statistiske sandsynlighed for pesticidets placering i en rangordning med hensyn til udvaskning. For at et pesticid skal kunne vurderes som "bedre" end et andet, kræves at alle de nævnte parametre udviser et mindre potentiale for udvaskning. Hvis dette ikke er tilfældet, kan de to pesticider ikke direkte sammenlignes, men bliver sammenlignet indirekte gennem deres rang i forhold til andre sammenlignelige pesticider.

AF-indekset

AF-indekset er ligeledes udviklet i USA (Rao et al. 1985). AF står for Attenuation Factor. Indekset er ikke kun baseret på pesticidets iboende nedbrydelighed og evne til at bindes i jorden, men inddrager også jordparametre, som beskriver bindingen og nedbrydningen, og den inddrager nedsivningen af nettonedbør. Det er hensigten med AF-indekset at udtrykke den andel af den tilførte pesticidmængde, der vil passere en valgt dybde i jorden, og dermed kunne give anledning til grundvandsforurening. Nedsivningen beskrives ved en simpel endimensional transportligning, idet nedbrydningen og bindingen antages at være konstant i jordprofilen. Fordelene ved AF-indekset er i forhold til GUS-indekset, at nedvaskningen kan relateres til det nedsivende vand, jordparametrene og doseringen af pesticid.

Hollandsk pointsystem

I Holland anvendes et pointsystem, som består af fire hovedelementer, nemlig forbruget af det enkelte pesticid, det behandlede areals beliggenhed i forhold til vigtige drikkevandsreservoirer, pesticidets opløselighed, der kan anvendes som et indirekte mål forbindingen til jord, og nedbrydeligheden i jord. Dog betragtes nedbrydningen separat. Dette skyldes, at der mangler data for nogle stoffers nedbrydning. Desuden kan oplysninger alene om nedbrydningen under aerobe forhold være misvisende, da der i jordmiljøer kan opstå anaerobe forhold. Endelig kan nogle stoffer nedbrydes til mere mobile metabolitter, således at data, som viser en hurtig nedbrydning af udgangsstoffet, i disse tilfælde er misvisende. De enkelte stoffer indekseres i forhold til hinanden ud fra summen af pointene. Denne metode er baseret på en risikobetonet tankegang, og er derfor ikke umiddelbart anvendelig til en rangordning af pesticider, da den afhænger af lokale miljøforhold.

Yardstick-metoden

Den hollandske "Yardstick" er udarbejdet af "Centre for Agriculture and Environment" i Holland (Boesten, Van der Linden 1991; Reus, Pak 1993). Den er beregnet til den enkelte jordbruger, som ved brug heraf kan forsøge at mindske miljøpåvirkningen af sit sprøjteprogram. Yardstick’en er udarbejdet som et pointsystem, hvor miljøpåvirkningen beregnes i "environmental impact points". Systemet omfatter flere miljøpåvirkninger. Modellen beregner koncentrationen af pesticider i det øverstliggende grundvand ved brug af den deterministiske model PESTLA ved anvendelse af data for nedbrydningen og bindingen til jord. Yardstick’en opererer med sandjord, som er typisk for Holland. Resultaterne angives for fem klasser af jord og forårs- og efterårssprøjtning, hvor temperatur og nedbør varierer. Da metoden bygger på de samme simple indeksmetoder eller på den deterministiske model PESTLA, vil den ikke give fundamentalt andre resultater end disse. Denne metode er ligesom det hollandske pointsystem baseret på en risikobetonet tankegang, og er derfor ikke umiddelbart anvendelig til en rangordning af pesticider, da den afhænger dels af lokale miljøforhold, dels af den aktuelle dyrkningspraksis.

Fuzzy Ekspertmodellen

Metoden er udviklet i Holland (van der Werf, Zimmer 1998). Risikoen for grundvandsforurening vurderes dels ud fra et GUS-indeks, dels ud fra en "udvaskningsrisiko"-parameter. Denne parameter kræver supplerende overvejelser eller modelberegninger. Metoden kræver en stor grad af ekspertviden før den er anvendelig, hvilket gør den tung at arbejde med. Det er derfor ikke muligt at anvende metoden under danske forhold uden en betydelig integreret indsats fra en række forskellige eksperter. Der er derfor ikke foretaget en vurdering af udvaskningen ved brug af denne model. Da metoden også omfatter andre miljøaspekter end grundvand, kunne den tages i overvejelse i det videre arbejde med miljøindeks.

Ekspertvurdering

Ved en ekspertvurdering foretager en eller flere erfarne personer en udpegning af stoffer ud fra eksisterende data og ud fra en helhedsvurdering. En ekspertvurdering indeholder således en systematisk gennemgang af data og vurderingselementer, som på normal måde kan klassificeres og rangordnes, men sideløbende må kombineres med en på erfaringsgrundlag foretaget vurdering af manglende data og ikke klassificerbare elementer. I arbejdet med vurderingen af risikoen for udvaskning til grundvandet inden for rammerne af godkendelsesordningen af pesticider indgår stoffernes og deres metabolitter og nedbrydningsprodukters iboende egenskaber i kombination med doseringen, anvendelsestidspunkt, eventuelle fund i grundvandet m.v. Det er erfaringen, at nogle stoffer vurderes at ligge tættere på den kritiske grænse for udvaskning til grundvandet end andre. Denne vurdering afgør, hvorvidt et produkt kan godkendes eller ej. En præcis udpegning af de mest problematiske stoffer forudsætter en grundig gennemgang og vurdering af dokumentationen, moniteringsresultater, og eventuelt beregninger med en udvaskningsmodel, fx MACRO (se nedenfor). Denne form for vurdering ligger til grund for vurderingen af flere af de pesticider, der er placeret på forbudslisten.

Deterministiske modeller: MACRO-modellen

Der er udviklet en række egentlige transportmodeller, der beskriver transporten af pesticider ned gennem rodzonen (fx LEACHM, PELMO, PESTLA og MACRO). Der er tale om såkaldt deterministiske modeller, hvor man antager, at udfaldet under givne forudsætninger altid bliver det samme. I modsætning hertil vil de såkaldt stokastiske (eller probalistiske) modeller tage hensyn til variationer i systemet, således at de kun udtaler sig om sandsynligheden for et givet udfald. Der findes endnu ikke egnede stokastiske modeller til rangordning af pesticiders potentielle nedsivning til grundvandet. I modsætning til de simple indeks-metoder kan såvel deterministiske som stokastiske modeller give en mere nuanceret beskrivelse af pesticiders bevægelser i jorden.

Modellerne vil i forskellig grad kunne medtage variationerne i forskellige jordtyper (rodzone), specielle geologiske og geokemiske forhold, transportmekanismer, klimaforhold, afgrøder og anvendelsespraksis. PESTLA har været anvendt til indeksering af pesticidernes potentielle udvaskning under hollandske forhold. Der knytter sig en særlig interesse til modellen MACRO, som kan beregne både den umættede og mættede vandstrømning i en dyrket jord. Modellen kan også tage hensyn til mættet strømning til dræn. I modsætning til andre modeller, som PESTLA og PELMO, kan der tages hensyn til præferentiel strømning via makroporer. Modellen er i stand til at håndtere nedbrydningsprodukter, hvilket hverken PESTLA eller PELMO kan.

MACRO er ved at finde indpas i den danske godkendelsesprocedure, idet den anvendes, hvor den foreliggende dokumentation ikke har kunnet give et indlysene svar på, om et stof udvaskes til grundvandet eller ej. For at gøre anvendelsen håndterlig er der beskrevet to scenarier med givne jordtyper, nedbørshændelser, samt andre nødvendige parametre. Modelberegningerne er ét blandt flere elementer i den samlede vurdering. Imidlertid er hverken MACRO eller andre udvaskningsmodeller blevet valideret tilstrækkeligt til, at det vil være forsvarligt at basere en registreringsprocedure direkte på modellens resultater. Da usikkerheden på modellens udfald således ikke er kendt endnu, anvender Miljøstyrelsen i dag såkaldte "realistic worst case"-data i modellen.

Fordelen ved at anvende numeriske modeller til beskrivelse af omsætning og transport af pesticider i jord er muligheden for afprøvningen af mange flere kombinationer af jordtyper, klimaforhold, applikationstidspunkt, plantedække osv. end det er teknisk og økonomisk muligt ved lysimeter- og feltforsøg. Modellen kan derfor vise sig at være egnet til en rangordning af pesticiders potentiale for udvaskning.

Sammenligning af metoderne

Blandt de nævnte metoder er GUS-indekset, Hasse-diagrammet, AF-indekset og ekspertvurderingen anvendt til sammenligning og rangordning af 73 forskellige pesticider med jordbrugsmæssig anvendelse (Lindhardt et al. 1998). Fuzzy ekspertmodellen, Yardstick-metoden samt den hollandske point-metode har også været overvejet som grundlag for en rangordning. Da disse metoder ikke ville give et fundamentalt andet resultat end de ovenfor nævnte metoder, er de ikke anvendt. Rangordning på grundlag af beregninger efter en egentlig transportmodel som fx MACRO har også været overvejet, men er ikke gennemført af tidsmæssige årsager (Lindhardt et al. 1998). Hertil kommer, at også MACRO er baseret på de samme grundlæggende parametre til beskrivelse af pesticidernes mobilitet som de simplere metoder.

Manglende overensstemmelse mellem metoderne

Undersøgelsen viste, at der ikke er god overensstemmelse mellem de forskellige metoder. Det er således ikke muligt entydigt at udpege de pesticider, som indebærer det største potentiale for nedsivning til grundvandet. En af årsagerne hertil er, at der er stor variation på data, hvilket betyder, at valg af data kan være afgørende for, hvordan et pesticid placeres i en rangorden. De opstillede rangordner er primært baseret på data vedrørende pesticidernes binding i jord (K_oc) og nedbrydningstid (DT₅₀). For Hasse-diagrammets vedkommende er der endvidere inddraget oplysninger om dosering, mens der i AF-indekset indgår nettoinfiltration og jordparametre. Større internationale undersøgelser peger på, at især pesticidforbruget og tildels også K_oc har signifikant betydning for forekomsten i nydannet grundvand, mens DT₅₀ ikke synes at have nogen signifikant korrelation med felt data. Det, at Hasse-diagrammet inddrager dosering (forbrug på markniveau), samt adsorption til jord (målt som K_oc) er et forsøg på at tage udgangspunkt i resultatet fra disse undersøgelser.

Opstilling af en bruttoliste med henblik på revurdering af pesticiders nedvaskning

Der er således betydelig usikkerhed knyttet til de opstillede rangordner. Dette skyldes ikke mindst, at udvaskningen af pesticider til grundvandet også er betinget af faktorer, som ikke lader sig beskrive af simple indeks, fx ekstreme klimaforhold og nedsivning i sprækker i jorden (præferentiel strømning). Ud fra resultaterne af de forskellige rangordningsmetoder kan der imidlertid opstilles en bruttoliste, som omfatter en foreningsmængde af de pesticider, der er udpeget som problematiske ved de forskellige metoder. Bruttolisten, som omfatter 35 pesticider, er vist i tabel 8.2. Det er vigtigt at påpege, at listen er relativ, hvilket vil sige, at den primært sammenligner stoffer indbyrdes og ikke direkte udpeger stoffer som problematiske i forhold til grundvandet.

Tabel 8.2
Bruttoliste over pesticider, som ved 3 rangordningsmetoder er udpeget som potentielt udvaskelige i klasser, der er angivet som høj (h) eller lav (l). Aktivstoffer, som potentielt har høj udvaskelighed i alle 3 metoder betegnes hhh, i 2 metoder lhh, hlh eller hhl, og i 1 metode llh, lhl eller hll. Aktivstoffer med lav udvaskelighed betegnes lll.

		AF-indeksa	GUS-indeksb	Hasse-diagramc
	Klasse	log(AF) l/kg		d,Koc p faktor
2,4D	hhh	-1	S	0.97
clopyralid	hhh	-2	S	1
metaldehyd	hhh	-1	S	0.99
dicamba	hhh	-3	S	1
metabenzthiazuron	hhh	-3	S	1
fluroxypyr	hhh	-3	S	1
isoproturon	hhh	-3	S	1
bentazon	hhh	-4	S	0.96
carbofuran	hhh	-5	S	1
difenzoquat	hhh	-5	S	1
mechlorprop-P	hhh	-5	S	1
MCPA	hhh	-6	S	1
metsulfuron-methyl	hhl	-1	S	0.39
flamprop-M-isopropyl	hhl	-2	S	0.87
metribuzin	hhl	-4	S	0.88
triasulfuron	hhl	-1	S	0.81
ethofumesat	hhl	-6	S	0.76
haloxyfop-ethoxyethyl	hhl	-2	S	0.79
imidacloprid	hhl	-1	S	0.58
fenitrothion	hlh	-9	M	0.99
terbuthylazin	hlh	-9	M	0.94
pirimicarb	hhl	-7	S	0.64
azoxystrobin	hll	-8	M	0.76
isoxaben	hll	-8	M	0.27
tebuconazol	hll	-3	M	0.56
dimethoat	llh	-22	I	0.97
metamitron	llh	-19	M	0.95
chlormequat-chlorid (CCC)	llh	-45	I	1
tri-allat	llh	-55	I	0.98
prosulfocarb	llh	-81	I	1
mancozeb	llh	-162	I	1
pencycuron	llh	-84	I	1
tolclofos-methyl	llh	-96	I	1
malathion	llh	-289	I	0.94
dichlorprop-P	llh	-13	M	0.97
linuron	lll	-11	M	0.85
propiconazol	lll	-11	M	0.49
phenmedipham	lll	-18	M	0.76
propaquizafop	lll	-26	M	0.47
triflusulfuron-methyl	lll	-21	M	0.65
chlorfenvinphos	lll	-26	I	0.88
esfenvalerat	lll	-19	I	0.44
fluazinam	lll	-32	I	0.53
propyzamid	lll	-74	I	0.65
ioxynil	lll	-167	I	0.7
fuberidazol	lll	-163	I	0.11
prochloraz	lll	-44	I	0.46
fenpropidin	lll	-44	I	0.6
chlorothalonil	lll	-98	I	0.84
propamocarb	lll	-171	I	0.76
mepiquat-chlorid	lll	-209	I	0.57
bromoxynil	lll	-199	I	0.64
imazalil	lll	-60	I	0.07
fenpiclonil	lll	-12	I	0.22
maneb	lll	-300	I	1
napropamid	lll	-119	I	0.46
ethephon	lll	-300	I	0.43
furathiocarb	lll	-300	I	0.33
fenpropimorph	lll	-300	I	0.57
cypermethrin	lll	-165	I	0.14
aclonifen	lll	-190	I	0.79
fluazifop-P-butyl	lll	-300	I	0.33
desmedipham	lll	-256	I	0.2
fenoxaprop-P-ethyl	lll	-300	I	0.17
pendimethalin	lll	-234	I	0.55
permethrin	lll	-300	I	0.2
trinexapac-ethyl	lll	-300	I	0.53
tefluthrin	lll	-300	I	0.18
glyphosat	lll	-300	I	0.53
alpha-cypermethrin	lll	-300	I	0.09
fludioxonil	lll	-82	I	0.09
tau-fluvalinat	lll	-300	I	0.06
lambda-cyhalothrin	lll	-300	I	0.06

^a = AF-indeks: log(AF): høj = større end eller lig med -10; lav = mindre end -10.
^b = GUS-indeks: høj = S; lav = M eller I.
^c = Hasse-diagram: høj = større end eller lig med 0,9; lav = mindre end 0,9.

Afskæringsværdierne i tabel 8.2 er kritiske for analysen og kan diskuteres. Da listen opfattes som en relativ sammenligning mellem stoffer, er afskæringsværdierne valgt således, at hvert indeks identificerer 25-30% af pesticiderne som højere udvaskelige end de andre. Undersøgelserne stemmer indbyrdes sammen, dog er GUS-indekset tættere relateret til AF-indekset end Hasse-diagrammet er til GUS- og AF-indeksene. Dette skyldes, at doseringen alene indgår i Hasse- diagrammet og at Hasse-diagrammet ikke medtager nedbrydningen, der indgår i de to andre indeks.

Stofferne på denne bruttoliste bør underkastes en nærmere risikovurdering i stil med den der finder sted i godkendelsesordningen. Desuden kunne alle stofferne underkastes en MACRO-kørsel efter en nærmere vurdering af hvilke data og scenarier, der er relevante.

Gennemgangen af rangordningsmetoderne har desuden peget på,

• At der for 9 pesticiders vedkommende ikke forelå fyldestgørende laboratoriedata for bindingen eller nedbrydningen i jord.
   
• At udvaskelige metabolitter ikke indgår som en del af grundlaget for rangordningen efter de undersøgte metoder, bortset fra eksperternes vurdering.
   
• At bruttolisten med henblik på revurdering af pesticiders nedvaskning kan indgå i anbefalinger om substitution med mindre farlige stoffer i anvendelsessituationen.
   

Bedre overvågning af grundvandet

For at komme til en nærmere afklaring af i hvilket omfang anvendelsen af pesticider truer vores grundvandsressource, er der igennem de sidste år iværksat en række aktiviteter, som dels har til formål af afdække i hvilket omfang vores grundvand påvirkes af de i dag godkendte pesticider, dels har til formål at nå til en afklaring af de mere grundlæggende problemstillinger, som er knyttet til risikovurderingen. For at tilvejebringe en bedre viden om nedvaskningen af pesticider til grundvandet, er de landsdækkende overvågningsprogrammer for grundvand (LOOP og GRUMO) udvidet betydeligt. Resultaterne af disse udvidelser vil begynde at foreligge medio 2000.

Tidlig varsling af risikoen for udvaskning til grundvandet

Det grundvand, der analyseres, er i hovedsagen ældre end 5 år og ofte mere end 25 år. Der kan derfor ikke ske en hurtig tilbagemelding, før væsentlige dele af grundvandsressourcen må formodes at være påvirket, hvis de godkendte pesticider eller deres metabolitter udvaskes til grundvandet. GEUS, DJF, Miljøstyrelsen og DMU skal i samarbejde planlægge og etablere et varslingssystem, der moniterer ungt grundvand for forekomsten af pesticider, der anvendes efter regler, der gælder i dag. Varslingssystemet skal gøre det muligt hurtigt at kunne vurdere og eventuelt fjerne godkendte pesticider, som ved regelret brug under danske forhold skulle vise sig at kunne udvaskes til grundvandet i koncentrationer, som overstiger grænseværdien. De første resultater forventes at kunne foreligge i anden halvdel af år 2000.

Afklaring af grundlæggende problemstillinger

Har vi den rigtige forståelse af transporten af pesticider fra pløjelaget ned til grundvandet og videre til indvindingsboringerne? I takt med at resultaterne fra moniteringsprogrammerne gennem de sidste 10 år har vist at grundvandet er forurenet med pesticider, er der fremkommet flere forskellige hypoteser om, hvorfor grundvandet er påvirket med pesticider: bl.a. præferentiel strømning, kolloid relateret transport eller den rigtige beskrivelse af nedbrydningsforløbet af de enkelte stoffer. For at nå til en større forståelse af disse problemstillinger er der igangsat en række forskningsaktiviteter, fx Det Strategiske Miljøforskningsprogram (SMP96): "Pesticider og grundvand", der løber i perioden 1996-2000 og Det tværministerielle Pesticidforskningsprogram 1995-1998. Aktiviteter under SMP96 vil belyse betydningen af præferentiel strømning for transporten af pesticider i struktureret jord fra pløjelaget ned til grundvandet, transporten og omsætningen af pesticider i selve grundvandet, samt mulighederne for via matematiske modeller at beskrive transporten af pesticider på regional skala. Resultaterne af disse forskningsaktiviteter må forventes at komme inden for de næste par år.

De centrale videnbehov

Årsagerne til, at det ikke har været muligt med rimelig sikkerhed at udpege de mest grundvandstruende af de i dag godkendte pesticider, samler sig om følgende fire forhold:

1. Det er usikkert om vi har den rigtige forståelse af de betydende processer, der er ansvarlige for transporten af pesticiderne ned til grundvandet fx betydningen af præferentiel strømning.
2. Der er begrænset forståelse for variationen i en række af de centrale parametre (fx nedbrydningen og bindingen i jord ), som indgår i beskrivelsen af udvaskningen af pesticider til grundvandet.
3. Der mangler anerkendte metoder, hvorved man hurtigt kan vurdere udvaskeligheden af det enkelte stof.
4. Der mangler data til de forskellige modeller og især til de komplicerede modeller som MACRO.

1) Behov for yderligere viden om de geologiske forhold
I de seneste år er der fremkommet megen ny viden om de betydende processer for udvaskningen af pesticider til grundvandet. Imidlertid peger resultaterne på, at vores forståelse af den rumlige variation i de hydrauliske parametre, der styrer transporten af pesticider fra pløjelaget ned til grundvandet, er utilstrækkelig. Der er et behov for at få omsat den viden, der er oparbejdet om strømningen i strukturerede jorder, til en kvantitativ kortlægning af disse egenskabers geografiske udstrækning.

2) Behov for yderligere viden om det enkelte pesticid
Trods de betydelige ressourcer der i disse år anvendes på forskningsaktiviteter, der skal øge vores generelle forståelse for transporten af pesticider ned til og i grundvandet, er der en række centrale problemstillinger, der stadig er uafklarede i relation til risikovurderingen af de enkelte pesticider. Det drejer sig primært om variationen i de parametre, der er væsentlige i beskrivelsen af det enkelte pesticid.

• Variation i nedbrydningsveje og -rater, samt stoffernes binding i pløjelaget, som kan variere betydeligt både inden for de enkelte marker og mellem forskellige marker.
   
• Variation i disse parametre ned gennem jordprofilen. Bestemmelser, som udføres i jord fra pløjelaget er ikke nødvendigvis beskrivende for skæbnen af stofferne når de kommer under pløjelaget.
   
• Informationen om evt. metabolitter fra de enkelte stoffer er utilstrækkelig. Det er ikke tilstrækkeligt at kende nedbrydningsvejene i pløjelaget. Det er også vigtigt at kende nedbrydningsvejene i underjorden og evt. i grundvand for relativt mobile stoffer.
   

Disse informationer kan fremover fremskaffes ved at skærpe kravene til godkendelse af pesticider, men denne fremgangsmåde vil kun hjælpe i vurderingen af nye stoffer, eller ved egentlige revurderinger. Det kræver muligvis tillige, at der opnås enighed i EU for sådanne krav. Det vil i alle tilfælde tage tid, før de ønskede data foreligger. Før kravene kan skærpes, kræves der enighed om, hvilke data der er nødvendige og tilstrækkelige, og der skal fastlægges en procedure for frembringelse af disse.

3) Nye beslutningsværktøjer baseret på statistiske metoder
Selvom rangordningsmetoder bygger på en meget simpel procesforståelse og derfor ikke kan stå alene i en vurdering, tyder større undersøgelser på, at der trods alt eksisterer en hvis sammenhæng mellem relativt simple parametre og den forekomst af pesticider, der observeres. Store dele af den observerede variation i forekomst kan rent faktisk forklares ud fra relativt simple sammenhænge (Kolpin et al. 1998; Kreuger, Tornqvist 1998). Det anbefales, at der i forbindelse med, at der indløber resultater fra stadigt flere undersøgelser (nationalt og internationalt), sker en udvikling af beslutningsværktøjer (simple rangordensindeks) baseret på statistisk dokumenterede sammenhænge med henblik på at generalisere undersøgelserne til ikke undersøgte områder og pesticider. Desuden bør muligheden for at udvikle simple stokastiske (probabilistiske) modeller undersøges.

4) Bedre data til de deterministiske modeller
Der har været rejst spørgsmål, om man ville kunne anvende modelberegninger til at rangordne de godkendte pesticider efter deres udvaskningsrisiko. Beregningen af udvaskningen ved anvendelse af MACRO omfatter en række forhold, som ikke tages i betragtning i de simple indeks. I MACRO indgår den relevante doseringsmængde for en specifik afgrøde, plantedække, doseringstidspunkt, danske klimatiske forhold (nedbør og temperatur), samt præferentiel strømning for strukturerede jorder. Før der kan gennemføres en rangordning af de godkendte pesticider ved brug af MACRO er det nødvendig at få afklaret en række forhold:

• Der skal tilvejebringes kvalitetssikrede data for nedbrydningen og bindingen i forskellige jordtyper og jordlag, samt doseringen for hvert enkelt pesticid.
   
• Det skal afklares, hvorledes usikkerheden på de variable størrelser, der beskriver nedbrydningen og bindingen, skal vurderes.
   
• Der skal defineres afskæringsværdier.
   
• Det skal afklares, hvor repræsentative de to scenarier, som Miljøstyrelsen anvender, er.
   

Rangordning ved hjælp af MACRO indeholder umiddelbart ikke en vurdering af i hvilket omfang der dannes metabolitter, hvilket må betegnes som en alvorlig begrænsning ved metoden.

Selv hvis der fremkommer tilfredsstillende data og øvrige forhold kan afklares på en tilfredsstillende vis, vil en rangordning ved anvendelse af MACRO ikke kunne stå alene. Der vil derudover være behov for en helhedsorienteret ekspertvurdering.

Pesticider kan rangordnes udelukkende ud fra deres giftighed over for forskellige organismer. Giftigheden kan også udtrykkes som den tolerable grænseværdi, der kan beregnes ud fra alle arter eller grupper af organismer, eller den kan udtrykkes som en værdi for den mest følsomme art. Pesticidernes tilsigtede effekter i det terrestriske miljø er direkte og betydelig på de dyrkede arealer og deres nærmeste omgivelser. Ukrudtsmidlernes virkning på floraen er åbenbar. De indirekte virkninger på faunaen ved påvirkning af det primære led i fødekæden er beskrevet i afsnit 4.2.1.

Behandlingshyppigheden som mål for belastningen af det terrestriske miljø

De mest komplette toksicitetsdata for det terrestriske miljø findes for pattedyr og fugle. Imidlertid er farligheden ved direkte forgiftning af mennesker, pattedyr og fugle reduceret betydeligt ved revurdering af eksisterende stoffer og ændringer af godkendelsesordningen for nye pesticider, således at alle stofferne i praksis har en lav giftighed for hvirveldyr. Det er derfor ikke muligt at rangordne moderne danske pesticider efter giftighed over for disse faunagrupper. Dette skyldes, at agerlandets karakteristiske dyrearter og især fuglene er betydeligt mere påvirkede af de indirekte effekter af pesticidanvendelsen. Disse indirekte effekter er knyttet til midlets effekt på målorganismen og andre arter tilhørende samme organismegruppe. Da de indirekte effekter er de mest omfattende, er de væsentlige at inddrage i belastnings- og risikovurderinger. Den anvendte dosering bestemmes ved markforsøg, hvor det tilstræbes at opnå en effekt på målorganismen, der medfører mindst 90% reduktion af bestandstætheden. Den anbefalede markdosering er således en realistisk og nøjagtigt indikator for midlets effekt i felten i sammenligning med undersøgelser af giftigheden i laboratorietest. Behandlingshyppigheden bygger netop på den anbefalede markdosering med henblik på den direkte effekt på målorganismerne. Da målorganismernes beslægtede arter, henholdsvis svampe, planter eller leddyr, ligeledes påvirkes af henholdsvis fungicider, herbicider eller insekticider, er behandlingshyppigheden samtidig en indikator for den indirekte belastning af økosystemet som følge af ændringer i fødeudbuddets mængde og art i fødekæderne.

Tålegrænser for planter og dyr i terrestriske naturområder

Det er muligt at lave beregninger for hvert enkelt pesticid, som viser hvilken dosis, der vil være uskadelig for langt den største del af dyr og planter i hegn, småbiotoper og andre arealer, der grænser op til de dyrkede arealer. Denne værdi kaldes tålegrænsen og udtrykker den samlede tilførsel af kemiske stof, som regnes for uskadeligt for miljøet. Beregningerne tager ikke hensyn til, at der kan være øgede effekter af, at flere stoffer spredes på samme areal. Der er kun udført beregninger for få, udvalgte stoffer (Jensen, Løkke 1998), da der medgår et betydeligt ressourceforbrug til indsamling og vurdering af data for alle relevante pesticider. Desuden findes der ikke tilstrækkelige data for alle pesticider. Beregninger for 4 stoffer viste, at tålegrænsen for insekticider og herbicider ligger i intervallet fra én tusindedel til én titusindedel af markdosis. Der kunne evt. udarbejdes et system for rangordning af pesticiders belastning af det terrestriske miljø på udyrkede arealer. Imidlertid vil belastningen primært afhænge af forbruget og sprøjtepraksis for det enkelte pesticid. Hvis det imidlertid viser sig, at der ikke er stor variation i tålegrænsen for forskellige pesticider, vil det være forbrugstallet og spredningen uden for de dyrkede arealer, som er betydende. I så fald vil behandlingshyppigheden kunne give en indikation af belastningen også af de udyrkede arealer.

Belastningstal for det akvatiske miljø baseret på akut giftighed

I det akvatiske miljø kan de mest problematiske stoffer for fisk, krebsdyr og alger vurderes. En rangordning, som alene baseres på stoffernes giftighed, er ikke tilstrækkelig, da eksponeringen af miljøet er afgørende for effekterne. Rangordningen kan baseres på et belastningstal, der er defineret som forholdet mellem dosis som et udtryk for eksponeringen og den akutte giftighed. Denne rangordning viser, at det for fisk og krebsdyr især er de 8 godkendte pyrethroider, der alle anvendes til insektbekæmpelse, som får den højeste rangorden (Lindhardt et al. 1998). For algernes vedkommende er det herbiciderne, som placeres højest i rangorden. Metoden er behæftet med betydelig usikkerhed, da bl.a. eksponeringsovervejelser og langtidseffekter ikke er inddraget. Metoden kan ikke anbefales som det eneste grundlag til at udpege de pesticider, som er de mest skadelige for akvatiske organismer. En endelig udpegning vil kræve en egentlig risikovurdering, således som det foregår i forbindelse med den nuværende godkendelsesordning.

Rangordning på basis af en ekspertvurdering af sikkerhedsafstanden til vandløb og søer

I godkendelsen af pesticider foretages en ekspertvurdering, som kan føre til, at nye pesticider eller produkter godkendes med vilkår om, at der skal holdes en given afstand til vandløb og søer. Sådanne afstandskrav indikerer, at stoffet (produktet) er problematisk i forhold til akvatiske organismer, og de vil umiddelbart kunne anvendes til en rangordning af pesticiderne. Før ændringen af den administrative praksis i 1993 blev evt. vilkår om afstand til vandløb og søer baseret på en farevurdering af stoffernes iboende egenskaber. Efter 1993 baseredes afstandskravene på en risikovurdering, hvor eksponeringen inddrages i vurderingen. Skal afstandskravene benyttes til rangordning, må de stoffer (produkter), der er vurderet før 1993, også gennemgå en risikovurdering. Dette vil, om ikke andet, ske i forbindelse med den genvurdering, der skal foretages med højst 10 års mellemrum i henhold til lovgivningen.

På det sundhedsmæssige område vil ADI/TDI-værdier eller klassifikationen kunne benyttes til en rangordning af pesticider. Ved klassifikation forstås en inddeling i klasser for farlighed, i denne forbindelse af giftvirkningen, i henhold til Bekendtgørelse om bekæmpelsesmidler. ADI repræsenterer et kvantitativt mål for, hvor stor en eksponering, man kan udsættes for fra vugge til grav uden erkendbar risiko for sundhedsskader. Der er tale om en sikkerhedsværdi beregnet udfra den højeste dosis af stoffet, som ikke udviser den kritiske effekt, dvs. den mest følsomme effekt i den mest følsomme art blandt forsøgsdyr eller for mennesket, hvis der findes data.

Klassifikationen dækker en række uønskede biologiske effekter som følge af eksponering for et kemisk stof (kræft, reproduktionsskader mm.), for hvilke der foreligger stor sandsynlighed for, at mennesker kan få sådanne lidelser ved kontakt med stoffet. Der er tale om en kvalitativ vurdering eller en vurdering af evidens for, om et givet pesticid med den biologiske virkning som iboende egenskab kan resultere i en skadelig påvirkning af mennesker.

Rangordning efter forskellige sundhedsmæssige effekter

Rangordningen kan baseres på en række forskellige biologiske effekter. Man kan således inddele pesticider efter stigende evidens for stoffets mulighed for at fremkalde kræft. Der er i dag ikke godkendt pesticider, som er klassificeret kræftfremkaldende i kategori 1 eller 2. Pesticider, der er klassificeret kræftfremkaldende i kategori 3 kan godkendes, hvis en risikovurdering viser, at der ikke er risiko for udvikling af kræft ved normal anvendelse. Det er således muligt at foretage en rangordning mellem stoffer, som er klassificeret i kategori 3 og stoffer, som ikke er klassificeret som kræftfremkaldende.

Rangordning på grundlag af afstanden mellem ADI og eksponeringen

Vælger man at lade ADI udgøre basis for prioriteringen med hensyn til udfasning, kunne afstanden mellem ADI og den vurderede eller målte eksponering for stoffet anvendes som grundlag for en rangordning. Herved kunne de stoffer identificeres, som har den mindste sikkerhedsmargin med den aktuelle eksponering af mennesker. Man kan ikke umiddelbart kombinere ADI og klassifikationen i en rangordning. Dette skyldes, at den kritiske effekt, der er brugt i fastsættelsen af ADI, ikke nødvendigvis er den effekt, for hvilken stoffet er klassificeret. Således kan et stof, der i flere toksikologiske undersøgelser samt evt. befolkningsundersøgelser har vist hudirritation, og derfor er klassificeret som sådant, ofte besidde en anden uønsket biologisk effekt, der udgør grundlaget for fastsættelsen af ADI, da denne effekt er set ved lavere doser i de toksikologiske undersøgelser. En mulig kombineret anvendelse af de to ovenstående kriterier kunne dog evt. gennemføres, hvis man tildeler de aktuelle stoffer en prioriteringsværdi for hver af kriterierne, hvorefter man kan lade den samlede rangsum være udgangspunktet for den overordnede prioritering med henblik en på udfasning.

Underudvalget har behandlet spørgsmål vedrørende rangordning på følgende områder:

• Grundvandsforurening
• Belastning af det terrestriske miljø
• Belastning af det akvatiske miljø
• Effekter på sundheden

Nedvaskning til grundvand

• Underudvalget konkluderer, at det ikke er muligt med de eksisterende simple metoder at rangordne pesticider entydigt med hensyn til deres evne til at nedvaske til grundvandet. Det er dog muligt ved at anvende fire forskellige metoder at opstille en bruttoliste, som omfatter 35 godkendte stoffer. Stofferne på denne bruttoliste bør underkastes en nærmere vurdering bl.a. ved anvendelse af matematiske modeller, den seneste viden og måleresultater.
   

• Underudvalget anbefaler, at bruttolisten med henblik på revurdering af pesticiders nedvaskning kan indgå i anbefalinger om substitution med mindre farlige stoffer i anvendelsessituationen.
   

Internationalt samarbejde

Der arbejdes også med rangordningsmodeller i internationale fora for at identificere de mest miljøskadelige pesticider. Både inden for OECD og EU er der arbejde i gang med at udvikle eller afprøve indikatorer til vurdering af pesticiders miljøskadelige effekter. OECD’s indledende arbejde blev fremlagt i 1997. Det viste, at de eksisterende indekser ofte er forskellige i deres opbygning, og derfor kan føre til, at pesticider indekseres forskelligt. Arbejdet inden for OECD fortsætter i Pesticide Forum, som vil være færdigt i sommeren 1999. Inden for EU er der startet en Concerted Action (CAPER), som skal sammenligne anvendeligheden af 8 forskellige indikatorer.

Videnopbygning på grundvandsområdet

• Igangværende forskningsprogrammer vil i løbet af de kommende år forbedre videngrundlaget om de grundlæggende problemstillinger, og igangsatte forbedringer af overvågningen af grundvandet og en tidlig varsling af risikoen for udvaskning af pesticider til grundvandet vil øge sikkerheden.

Videnbehov på grundvandsområdet

• Underudvalget peger på, at en forbedret risikovurdering forudsætter, at der arbejdes videre med at afklare de styrende processer for transporten af pesticider ned til grundvandet og i grundvandsmagasinerne, samt at der tilvejebringes en større forståelse for den rumlige variation i de parametre, der er styrende for transporten af pesticider. I forbindelse med, at der indløber resultater fra stadigt flere undersøgelser, såvel nationalt som internationalt, bør der ske en udvikling af beslutningsværktøjer baseret på statistisk dokumenterede sammenhænge for pesticiders potentielle udvaskning med henblik på at generalisere undersøgelserne til ikke undersøgte områder og pesticider. Det anbefales i forbindelse med en øget anvendelse af matematiske modeller (fx MACRO) i vurderingen af risikoen for udvaskning af pesticider, at der arbejdes videre med at vurdere deres gyldighed. I denne sammenhæng er der specielt behov for at tilvejebringe de nødvendige geologiske og stofspecifikke data. Muligheden for at udvikle simple stokastiske (probabilistiske) modeller bør undersøges.

Terrestriske økosystemer

• Med hensyn til det terrestriske miljø er det ikke muligt at anvise en metode til rangordning af de direkte effekter, da de indirekte effekter og kombinationen af mange pesticider spiller den største rolle. Behandlingshyppigheden kan imidlertid anvendes som et mål for belastningen, da den bygger på den biologisk aktive markdosering, og således kan bruges som en simpel indikator for både den direkte effekt på målorganismerne og deres beslægtede arter, og for den indirekte belastning af økosystemet som følge af ændringer i fødeudbuddets mængde og art i fødekæderne. Det vil endvidere være muligt at beregne et indeks for den dosis, der med den nuværende viden vil være uskadelig for langt den største del af dyr og planter i udyrkede arealer, som modtager pesticider via afdrift eller atmosfærisk transport (tålegrænser).

Akvatiske økosystemer

• For det akvatiske miljø udføres i den nuværende godkendelsesordning en ekspertvurdering, som kan føre til, at nye pesticider eller produkter godkendes med vilkår om, at der skal holdes en given afstand til vandløb og søer. Sådanne afstandskrav indikerer, at stoffet (produktet) er problematisk i forhold til akvatiske organismer, og de vil umiddelbart kunne anvendes til en rangordning eller gruppering af pesticiderne.

Sundhedsområdet

• For det humantoksikologiske område vil man kunne anvende forholdet mellem den acceptable daglige indtagelse, ADI, og den vurderede eksponering for stoffet som grundlag for en rangordning. I Danmark udgør eksponeringen på enkeltstofniveau gennem fødevarer omkring 1% eller mindre af ADI-værdien med den nuværende anvendelse af pesticider. Ved en rangordning kunne de stoffer identificeres, som med den aktuelle anvendelse har den mindste sikkerhedsmargin for mennesker. Da effekterne for de enkelte stoffer imidlertid ikke er sammenlignelige, vil en rangordning ikke kunne stå alene, men skulle suppleres af en ekspertvurdering.

Baggrunden for at anvende et forsigtighedsprincip kan være

• Den usikkerhed og variation, der altid er forbundet med de data, som beslutninger baseres på - både hvad angår den enkelte måling, og hvad angår generaliseringen fra begrænsede undersøgelser til hele miljø- eller økosystemet og alle de arter og populationer, der skal beskyttes.
   
• Nogle systemer (fx meteorologiske og økologiske) kan under visse omstændigheder udvise ubestemmelig, fx kaotisk adfærd. I sådanne tilfælde er det principielt umuligt at forudsige følgerne af en påvirkning.
   
• Det ufuldstændige kendskab til, hvordan økosystemerne påvirkes og reagerer på pesticider, og systemernes evne til at regenerere eller at kunne genetableres efter en skadelig påvirkning.
   
• Den risiko, der er forbundet med at tage fejl - dvs. at undervurdere en risiko med varige konsekvenser for mennesker og miljø.
   
• At man ønsker at beskytte specielt udsatte grupper, fx børn endnu bedre.
   
• At man ikke ønsker, at eventuelle fejltagelser skal påvirke fremtiden væsentlig fx ved at der er sket ophobninger af pesticider i grundvand eller atmosfæren.
   

Begrebet "forsigtighedsprincippet" har vundet betydelig indpas inden for miljøområdet (Miljøstyrelsen 1998c), men der er ikke formuleret en præcis definition. Følgende afgrænsninger af begrebet kan anvendes:

• Formålet med forsigtighedsprincippet er at give en større grad af vished for, at skader ikke opstår.
   
• Det er bærende for ønsket om en mere udstrakt anvendelse af forsigtighedsprincippet, at hverken miljøet eller den menneskelige sundhed skal bære de ulemper, der er en følge af den adfærd, der er videnskabelig tvivl eller usikkerhed om.
   
• Princippet tillader, at myndighederne svækker beviskravene til den forurenende virkning af en given adfærd, og at der allerede ved en sandsynlighed for forurening gribes ind med en adfærdsregulering.
   

Hovedindholdet af forsigtighedsprincippet kan udlægges med relation til risikovafvejningen: Hvem skal bære ulempen for den usikkerhed, som videnskabeligt måtte bestå vedrørende forureningsvirkningen af en bestemt type adfærd? For at illustrere dette er der i det følgende givet tre forskellige konkrete eksempler på anvendelsen af forsigtighedsprincippet.

1) Kræftfremkaldende stoffer (The Delaney-Clause)
Det mest kendte og hyppigst omtalte eksempel er utvivlsomt den amerikanske sundheds- og levnedsmiddellovgivnings såkaldte Delaney-Clause, dvs. klausulen om, at der i USA ikke må godkendes ’madsminkefarver’, andre tilsætningsstoffer eller tilstedeværelse af pesticidrester i madvarer, hvis disse "på noget niveau var fundet at kunne inducere kræft hos dyr eller mennesker’. Denne regel var kontroversiel allerede ved introduktionen i 1958, bl.a. fordi den blev udtrykt som et krav om "nul-risiko", hvilket i naturvidenskabelig belysning opfattes som menneskeligt uopnåeligt med mindre kravet enten knyttes til direkte anvendelsesforbud i de konkrete enkeltsager, eller enhver vurdering af tilsætning/-forurening tolkes som krav om ubetydelig (negligeabel) eller "de minimis" risiko. Diskussionen af denne udmøntning af et forsigtighedsprincip er stadig aktuel. I USA er situationen den, at man håndhæver kravet om faktisk forbud mod kræftfremkaldende stoffer, når det drejer sig om egentlige tilsætningsstoffer, inkl. fodertilsætningsmidler, mens pesticidrester (jf. Amendment PL104-170 af 3. August 1996) snarere vurderes efter "de minimis"-reglen, tolket som en livstids-cancer-risiko for ét individ ud af 1 million (1 ´ 10^-6). Vurderet som risiko-rate, dvs. talmæssigt, betegnes dette af de fleste eksperter, inkl. FDA-officials stort set uimodsagt som så lav, at det er "negligeabelt", "trivielt", "ubetydeligt", eller endda "ikke-eksisterende" .

2)Sprøjtning af frø- og frugtbærende afgrøder
Allerede i de første årtier med stigende anvendelse, dvs. fra ca.1955 - medio 1970’erne blev det i de fleste lande, inkl. Danmark fastslået, at regler og brugsvejledninger for pesticider skulle gives under hensyn til de enkelte landes landbrugsmæssige behov. Efterprøvningen som grundlag for anerkendelsen af dette bestod normalt i gennemførelse af kontrollerede sprøjteforsøg udført under det pågældende lands særlige ’klimatiske og dyrkningsmæssige betingelser’.

Sådanne forsøg blev udført i Danmark i perioden 1963-1975 i samarbejde mellem Statens Plantepatologiske Forsøg og Statens Levnedsmiddelinstitut med henblik på midlernes godkendelse i Landbrugsministeriets Giftnævn. Det blev som resultat af undersøgelserne ofte vist og konkluderet, at væsentlige dele af den daværende danske frugt-, grønsags- og bærproduktion kunne friholdes for påviselige pesticidrester, såfremt sprøjtefrister, ventetider før høst o.lign. blev tidsmæssigt fastsat til: ’før afblomstring’, ’inden frøsætning’ osv. Dette blev fremholdt og stort set accepteret som en veldefineret baggrund for ’God Landbrugsmæssig Praksis’, der dermed kunne imødekomme de allerede dengang formulerede krav og ønsker om ingen (eller kun negligeable eller "umålelige") rester i spisefærdige afgrøder.

Mange af de reguleringer og anbefalinger, som blev givet af Giftnævnet og senere i Miljøstyrelsens godkendelsesordninger, indeholdt således væsentlige elementer af en anvendelsesbegrænsning, der gik ud over de rent sundhedsmæssigt og miljømæssigt formulerede risikovurderingskrav. En situation af lignende art har i sommeren 1998 været aktuel i forbindelse med diskussionen om anvendelse af herbicidet glyphosat til kvikbekæmpelse kort før høst i kornavlen.

3) Drikkevand fra vandforsyningsanlæg
På grund af en menneskelig fejl indtraf i midten af 1970’erne en alvorlig forureningssituation i en dansk provinsby (Fåborg), hvorved insektmidlet Parathion (Bladan) via tilbagesugning i ledningsnettet forurenede store dele af byens almene vandforsyningsanlæg. Den uundgåelige beslutning var naturligvis, at vandforsyningen måtte lukkes Genåbningen måtte ikke finde sted ’før anlæg og ledningsnet var friholdt for enhver målelig rest af Bladan’ – dvs. båret af et forsigtighedsprincip uden skelen til, at der i den konkrete sag uden betænkeligheder efter en toksikologisk, sundhedsmæssig vurdering kunne have været accepteret højere restindhold end den da gældende målegrænse (angivet som 0,1 mikrogram pr. liter). Som en forureningssituation med stor offentlig bevågenhed, fik denne sag (sammen med tilsvarende fra andre lande i Europa) både direkte og længerevarende betydning med vægt over for mange efterfølgende sager, inkl. den i dag gældende regel om ingen (dvs. ’umålelige’ eller kun negligeable) pesticidrester i drikkevand/grundvand.

Følgende to tilgange til forsigtighedsprincippet kan beskrives:

1) En effektvurderings-/risikohåndteringstilgang
I effektvurderingen/risikohåndteringen tager man udgangspunkt i et omfattende kendskab til data og andet teknisk videnskabeligt informationsmateriale, idet man med reference til statistisk eller pragmatisk fastsatte (u)sikkerhedsfaktorer vurderer farlighed af enkeltstoffer og risiko ved deres anvendelse. I den forbindelse etableres så vidt muligt dosis-effekt kurver og laveste effektværdier. Værktøjer i denne sammenhæng er bl. a. fastsættelse af grænseværdier, tærskelværdier, forureningsstandarder m.v., ofte suppleret med sundhedsmæssigt og miljømæssigt begrundede emissionskrav, evt. brugsreguleringer. Denne tilgang er illustreret i nedenstående figur 8.1.

(4 Kb)

Figur 8.1
Risikovurderingstilgangen med sammenhæng mellem dosis og effekt for mennesker og for akvatiske dyr og planter. C = laveste effektniveau for mennesker, B = toksikologisk fastsatte nuleffektniveau ved anvendelse af en usikkerhedsfaktor. A = økotoksikologisk fastsatte nuleffektniveau for akvatiske organismer ved anvendelse af en usikkerhedsfaktor. 0,1 mikrogram pr. liter = drikkevandsdirektivets grænseværdi for pesticider.
Risikovurderingstilgangen med sammenhæng mellem dosis og effekt for mennesker og for akvatiske dyr og planter. C = laveste effektniveau for mennesker, B = toksikologisk fastsatte nuleffektniveau ved anvendelse af en usikkerhedsfaktor. A = økotoksikologisk fastsatte nuleffektniveau for akvatiske organismer ved anvendelse af en usikkerhedsfaktor. 0,1 mikrogram pr. liter = drikkevandsdirektivets grænseværdi for pesticider.

2) En nulværdi-tilgang
I nulværdi-tilgangen tager man udgangspunkt i usikkerheder, tilfældige variationer, muligheder for fejlvurderinger, inkl. utilstrækkelige data eller en direkte mangel på viden, idet man i højere grad lægger vægt på generel erkendelse af, at data, dokumentation og/eller konkret viden på et videnskabsteoretisk grundlag altid må vurderes som værende mangelfuld. Ud fra et ønske om en "nulkoncentration, henholdsvis -dosis" vil der kunne stilles krav om fastsættelse af ubetydelige, evt. ‘umålelige‘ indhold/doser/belastninger m.v. for eksponerede individer, populationer og/eller miljøer, hvilket er illustreret i figur 8.2.

(3 Kb)

Figur 8.2
Nulværditilgangen med en fast lav grænse. A, B, C er enkeltpesticider med forskellig toksicitet. Kurverne kan være de laveste humantoksiske dosis/effekt kurver: NEL_A, NEL_B og NEL_C= laveste effektniveau for A, B og C enkeltvis. 0,1
Nulværditilgangen med en fast lav grænse. A, B, C er enkeltpesticider med forskellig toksicitet. Kurverne kan være de laveste humantoksiske dosis/effekt kurver: NEL_A, NEL_B og NEL_C= laveste effektniveau for A, B og C enkeltvis. 0,1mg/L = drikkevandsdirektivets grænseværdi for pesticider (mg/L = mikrogram pr. liter).

Usikkerheder og variationsområder

En operationalisering af tilgangene må efter det anførte knyttes til vurderingen af dokumentationsmateriale og data, herunder ikke mindst manglen på materiale og data, hvilket på sin side kan konkretiseres til en række variations- og usikkerhedsområder, der omfatter:

• Måleusikkerhed ved den eksperimentelle fremskaffelse af biologiske, kemiske og fysisk-kemiske data. Dette er karakteriseret ved, at vi kan beregne både sandsynlighed for effekter og usikkerhed for konkrete biologiske eller fysiske systemer.
   
• Vurderingsusikkerhed ved den videregående tolkning af udførte forsøg, ofte i form af omsætning/ekstrapolation af laboratoriemæssige (og epidemiologiske) iagttagelser og målinger til anvendelsen over for andre organismer (fx dyr til mennesker) eller forureningssituationer (fx vandmiljø til jord eller luft), end de primært anvendte/målte. Dette er karakteriseret ved, at vi har en vis viden om de systemer, vi beskriver, men variation og sandsynlighed for risiko beror på estimering via tolkning af viden fra ét system eller én situation til en anden.
   
• Videnusikkerhed eller direkte uvidenhed med utilstrækkelig eller ingen forståelse af, evt. kendskab til effekter eller mekanismer bag ved effekter, herunder naturligvis også manglende mulighed for at forudsige effekter, som er utilstrækkeligt beskrevet eller ikke tidligere er iagttaget. Dette er karakteriseret ved, at vi ikke kender systemet og/eller virkningerne, vi skal beskrive, og at vi ikke har grundlag for at forudsige risiko, endsige beregne sandsynligheden for effekt.
   
• Anvendelses- eller anden usikkerhed knyttet til ubestemtheden i udvikling, anvendelse og spredning af pesticider. Dette er karakteriseret ved, at vi normalt ikke kender de systemer vi virker i, og vi ved, at vi ikke kender dem.
   

Disse 4 områder er karakteriseret ved en stigende mangel på viden, og der er dermed også et fald i det faglige grundlag for at træffe beslutninger og et tilsvarende stigende behov for administrative, respektive politisk baserede beslutninger.

I notatet "Diskussion af forsigtighed og risiko" (Underudvalget for Miljø og Sundhed 1998) findes en nærmere beskrivelse af de forskellige usikkerheds- og variationsområder.

I Miljøministeriets bekendtgørelse om vandkvalitet og tilsyn med vandforsyningsanlæg nr. 515 af 29. august 1988 er der i kapitel 2 vedrørende kvaliteten af vandet fra vandforsyningsanlæg i §4 anført:

Vandet fra vandforsyningsanlæg, der forsyner mennesker med vand til husholdningsbrug, skal overholde de grænseværdier for indhold af stoffer i vandet, som i bilag 1 til denne bekendtgørelse er angivet som de højst tilladelige værdier. Det skal dog tilstræbes, at værdierne er lavere end eller ligger inden for de værdier, som i bilag 1 er angivet som vejledende værdier.

I bekendtgørelsens bilag 1 er den vejledende grænseværdi for pesticider og beslægtede produkter sat til "u.d.", dvs. under detektionsgrænsen for en metode, der kan måle en tiendedel af den højst tilladelige værdi, der er fastsat til 0,1 mikrogram pr. liter i drikkevandsdirektivet. En vejledende grænseværdi for pesticider for hver enkelt stof er således 0,01 mikrogram pr. liter.

Drikkevandsdirektivets grænseværdi på 0,1 mikrogram pr. liter for pesticider er fastsat efter en nulværdi-tilgang, der er udtrykt gennem en forsvindende lille, ('umålelig') grænseværdi dækkende alle pesticider, i stedet for et risikoprincip, der i givet fald ville fastlægge konkrete, individuelle forureningsniveauer, der på toksikologisk/sundhedsmæssigt grundlag vurderes som sundhedsmæssigt acceptable, henholdsvis tilladelige.

Variations- og usikkerhedsområder i risikovurdering og -håndtering på den ene side, og udmøntningen af nulværdi-tilgangen på den anden side tager sit udgangspunkt i konkrete undersøgelser og viden, men forpligter sig også til at indkredse/afgrænse vor manglende eller usikre viden.

Toksikologisk og økotoksikologisk testning af et kemisk stof og vurdering af muligheden for, at dette stof påvirker sundhed og miljø, er søgt illustreret i figur 8.2. Et enkelt kemisk stof testes for en række effekter i eksperimentelle undersøgelser på pattedyr (fx mortalitet, akutte, sub-akutte og kroniske effekter, samt i muligt omfang kræft og reproduktionsforstyrrelser) eller andre levende organismer (fx fisk, dafnier, alger). For hver af disse forsøges etableret en dosis/effekt kurve, som illustreret i figur 8.2, idet det i nogle tilfælde dog erkendes, at visse effekter ikke nødvendigvis har nogen veldefineret sammenhæng mellem dosis og effekt.

For hver af de målte effekter søges i videst mulig omfang fastslået en såkaldt nul-effekt dosis, til brug for grænseværdier eller tærskelniveauer. Dette tjener som basis for eventuelle vurderinger af risiko, dvs. mulighed af/sandsynlighed for at (skadelige) effekter kan opstå ved eksponering, selv om dosis er mindre end den estimerede nul-effekt dosis.

Det område af ’usikkerhed’ som lægger sig op til nul-effekt værdien må opfattes som en gråzone, inden for hvilken en residual-effekt, en ikke-målt effekt, eller en ikke-kendt effekt vil kunne optræde. Sådanne situationer kan imødegås.

• Enten ved inddragelse af en eller flere pragmatisk fastsatte ’usikkerhedsfaktorer’ (UF) i forhold til nul-effekt eller tærskelniveauet og som grundlag for en accepteret/tolereret koncentration eller dosis (risiko-accept-modellen).
   
• Eller ved at fastsætte en såkaldt ubetydelig (negligeabel) indhold/dosis som har udgangspunkt i en nulkoncentration, henholdsvis -dosis, og som giver en større vished for, at der ikke rækkes ind i en "gråzone" (nulværdi-/forsigtigheds-modellen).
   

Af de to vurderingsformer er den første, dvs. risiko-accepttilgangen den normalt praktiserede, eventuelt modificeret ved inddragelse af et supplerende princip om ’God anvendelsespraksis’ (se nedenfor), mens nulværdi-tilgangen er anvendt for pesticidrester i drikkevand. Som nævnt ovenfor kendes nulværdi-tilgangen imidlertid også i andre sammenhænge, som fx ved vurdering og regulering af kræftfremkaldende, kemiske stoffer (jf. Delaney-Clause, se ovenfor), eller som led i restriktiv anvendelsespraksis med krav om specifikke krav til sprøjte-frister for frø-, bær- og frugtbærende afgrøder m.v.

Vedrørende reglerne for pesticidrester i grundvand og drikkevand er der en markant forskel mellem grænseværdiens sundhedsmæssige vurdering i modsætning til dens miljømæssige betydning, som også illustreret i figur 8.1 ovenfor. Mens alle kendte pesticider hidtil humantoksikologisk er blevet vurderet acceptable/tolerable i forhold til grundvandskriteriet på 0,1 mikrogram pr. liter, er det i figuren med to koncentrationseffektkur-ver eksemplificeret, hvorledes det letale effektniveau for vandlevende organismer (målt som EC₅₀eller LC₅₀) kan være overskredet ved værdier, der er lavere end 0,1 mikrogram pr. liter. Der findes – hidtil især blandt insektmidlerne – flere sådanne eksempler, og ud fra en miljømæssig fortolkning er værdien 0,1 mikrogram pr. liter altså i dette tilfælde ikke udtryk for Nulværdi-tilgangens forsigtighedsprincip. En risikovurdering af disse enkeltstoffer på basis af eksisterende laboratoriedata vil føre til en lavere grænseværdi end 0,1 mikrogram pr. liter for vandlevende organismer.

Det skal endvidere anføres, at grænseværdier, der fastsættes på baggrund af detektionsgrænser, ikke er statiske størrelser. Det kan som eksempel nævnes, at den teknologiske udvikling med den stadig større brug af massespektrometrisk detektion har medført, at det i dag nu er muligt at bestemme forekomst af en række stoffer ned til detektionsgrænser på 0,005 mikrogram (m g) pr. liter, dvs. koncentrationer der er op til 20 gange lavere end det teknisk var muligt i 1980, da grænseværdien på 0,1 mikrogram pr. liter blev fastlagt.

Der vil således ikke være tekniske begrænsninger for at foretage en yderligere sænkning af den vejledende grænseværdi for pesticidrester i drikkevand, hvilket i princippet vil kunne gentages i takt med den analytisk-tekniske udvikling. Dette vil medføre, at man i konsekvens af nulværdi-tilgangens forsigtighedsprincip ikke alene fjerner sig fra effektvurderings-/risikohåndteringstilgangens forsigtighedsprincipper, men også at man i løbet af en årrække vil nærme sig en grænseværdi, som de færreste pesticider kan overholde.

En fortsat sænkning af grænseværdierne i takt med udviklingen af analyseteknikker vil således kunne bevirke, at al pesticidanvendelsen til sidst vil være forbudt, hvis man fastholder, at man ikke vil acceptere målbare mængder.

Der kan anvendes to forskellige tilgange til forsigtighedsprincippet, her kaldt henholdsvis risikovurderingstilgangen og nulværdi-tilgangen.

Anvendelse af risikovurderingstilgangen kan indebære en "konservativ" (= "forsigtig") vurdering ud fra et konkret videnskabeligt erfaringsmateriale, mens anvendelsen af nulværdi-tilgangen i modsætning hertil kan tage udgangspunkt i et initialt værdibestemt kvalitetskrav, som kun fraviges efter vurdering ud fra definerbare beskyttelseskrav.

Såfremt risikovurderingstilgangen kan baseres på en tilstrækkelig mængde videnskabelige data til at sikre en fuldstændig beskyttelse af sundhed og miljø vil fx anvendelsen af usikkerhedsfaktorer (UF) kunne hævdes at være en tilfredsstillende udmøntning af forsigtighedsprincippet. En sådan tilgang ville således betyde, at forsigtighedsprincippet ikke supplerede noget til den traditionelle risikovurdering. Godkendelsesordningen søger således at imødekomme en udmøntning af forsigtighedsprincippet under udnyttelse af alle data og under hensyntagen til negative konsekvenser af usikker eller uforudset eksponering, fejlagtig anvendelse m.v. Der skulle efter denne indfaldsvinkel ikke være behov for en øget anvendelse af forsigtighedsprincippet, hvilket dog hverken løser spørgsmålet om UF-faktorernes mulige utilstrækkelighed eller besvarer det overordnede spørgsmål om usikkerheder som følge af manglende viden eller ubestemtheder i pesticidernes samfundsmæssige placering.

Omvendt vil nulværdi-tilgangen ikke umiddelbart kunne give svar på UF-faktorers konkrete størrelse, men basere sig på et værdibestemt krav om et nul-risikosamfund.

Nulværdi-tilgangen vil tentativt kunne finde anvendelse inden for en godkendelsesordning for pesticider på følgende områder:

1. Sænkning af grænseværdien for pesticidrester i fødevarer til den til enhver tid laveste detektionsgrænse.
2. Sænkning af grænseværdien for pesticider i grundvand til den til enhver tid lavest mulige detektionsgrænse, henholdsvis kun godkendelse af pesticider, der opfylder krav om ingen eller negligeabel mobilitet i jord.
3. Ingen godkendelser af stoffer, der er er klassificeret som Carc3, mut3 og rep3.
4. Ingen godkendelse af stoffer, der har afstandskrav større end 6 m til vandløb og søer.
5. Udvidet mulighed af brugsbegrænsninger med henblik på at undgå bekæmpelsesmiddelanvendelse direkte på afgrøder, træer og buske i deres frø-, frugt og bærbærende perioder.

Det skal understreges, at der ikke er foretaget en vurdering af, om nulværdi-tilgangen skal anvendes for de ovennævnte eksempler, idet dette vil kræve en dialog mellem følgende aktører:

1. En videnskabelige ekspertise, der skal trække grænsen for, hvad der kan forudsiges, og indkredse det, der ikke kan belyses.
2. En administrativ indsats, der skal tage stilling til, hvad der kan operationaliseres.
3. En politisk stillingtagen, dvs. ikke-eksperter, der under hensyntagen til befolkningen skal træffe afgørelsen dels ud fra tilliden til den faglige viden, dels ud fra etiske og politiske overvejelser.

Der skal endvidere gøres opmærksom på, at der i de ovennævnte eksempler anvendes grænseværdier fastlagt ved den for tiden opnåelige analytiske detektionsgrænse. Dette vil som følge af den teknologiske udvikling betyde, at grænseværdierne løbende vil blive justeret mod lavere værdier, grænsende mod nul. Dette vil i sidste ende kunne føre til, at der ikke længere kan anvendes pesticider.