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

Pesticiders påvirkning af planter og alger i vandmiljøet

9 Overordnet diskussion

I indledningen stillede vi spørgsmålet: "Påvirker pesticider i vandmiljøet væksten af akvatiske planter og alger? Overordnet set mener vi, at tilstedeværelsen af pesticider i de koncentrationer, de er blevet målt i overfladevand i Danmark, næppe vil lægge vandløbsstrækninger øde, endsige ændre sammensætningen af den neddykkede vegetation markant. I hvert fald ikke, hvis effekten af stofferne vurderes enkeltvis for hvert pesticid. Ændringer i udbredelse og artssammensætning af neddykkede vandplanter vil være betydeligt mere påvirket af faktorer som fysiske vækstforhold, eutroficiering og grødeskæring (Baattrup-Pedersen et al., 2003; Baattrup-Pedersen et al., 2002; Riis et al, 2000; Sand-Jensen et al., 2000). Der er dog visse stoffer og situationer, der kan være problematiske og derfor kræver særlig opmærksomhed.

9.1 Problematiske stoffer og pulseksponeringer

De stoffer der er tilladte i Danmark, som kræver særlig opmærksomhed er: Aclonifen, Terbuthylazin, Diquat bromid og Prosulfucarb. For disse stoffer er effekterne på vandmiljøet velundersøgte, og en sprøjtegrænse på 10-20 meter fra nærmeste sø eller vandløb er påkrævet for at minimere afdrift og direkte afstrømning (http://www.lr.dk/middeldatabasen/MiddelValg.asp, November 2003). Sprøjteafstande påvirker dog ikke hyppigheden af gårdbidrag fra håndteringen af herbiciderne. Tilførsel via dræn er sandsynligvis også mindre afhængig af sprøjteafstandene og kan være årsag til, at man på trods af de relativt store sprøjteafstande finder terbuthylazin i overfladevandet, ligesom man i mange år har fundet dets søster-produkt atrazin (Løkke, 2000). Dette er problematisk, da s-triazinerne netop er nogle af de herbicider, der har stor akvatisk toksisitet. På den anden side, er s-trazinerne og andre fotosyntesehæmmere tilsyneladende også en stoftype, hvis skader planterne forholdsvis hurtigt kommer sig over (Solmon et al., 1996; Kersting & Van Wijngaarden, 1999; Van Geest et al., 1999). Der er derfor ikke nogen tegn på, at de stofkoncentrationer man har målt, kombineret med deres forekomst over tid, vil påvirke væksten af den akvatiske vegetation alvorligt. Det er dog en gruppe stoffer, vi mener man bør holde øje med.

En gruppe stoffer, der kunne være problematisk, er mini-midlerne (ALS-inhibitore: sulfonylurea og imidazolioner), hvoraf nogle har et stort nedsivnings-potentiale (Black et al., 1999; Bossi et al., 1998; Günther et al., 1993). De måles sjældent, da de udbringes i lave doser, og koncentrationerne i vandmiljøet derfor må forventes at være tilsvarende lave (Sørensen et al., 2003) (Man har i en enkelt af prøverne fra NOVA målt en metsulfuron-methyl koncentration på 0,014 μg l-1). Men nogle mini-midler kan, som forsøgene med metsulfuron-methyl viste, være potentielt toksiske helt nede i ikke målbare koncentrationer. Vurderer man deres toksisitet i forhold til markdosis, er gruppen af mini-midler dog generelt ikke specielt toksisk. Til gengæld er effekten af selv kortvarige pulse af mini-midlerne imazamox og metsulfuron-methyl meget effektive i forhold til tilsvarende korte pulse af fotosyntesehæmmerne bentazon og terbuthylazin. Det er sandsynligt, at de højeste pesticidkoncentrationer vil stamme fra gårdbidrag (Frede et al., 1998, Styczen et al., 2003). Gårdbidrag, typisk fra vaskepladser, har i tyske undersøgelser vist sig at kunne forklare op til 90% af den mængde pesticider man finder i overfladevand (Frede et al., 1998). Og selvom landbrugspraksis i Danmark er forskellig fra den i Tyskland, hvor gårdene er forbundet til et fælles rensningsanlæg, der lukker spildevand ud i åerne, kan det ikke udelukkes, at gårdbidrag også i Danmark er af stor betydning. Da gårdbidrag typisk vil være kortvarige og ikke nødvendigvis blive opfanget af moniteringsprogrammerne, kan puls-eksponering meget vel være den eksponeringsform, der kan have den største umiddelbare effekt. Og her er mini-midlerne sammen med de to testede hæmmere af mikrotubuli-dannelsen, propyzamid og pendimethalin potente. En tre timers puls med metsulfuron-methyl koncentrationer der stoppede plantevæksten uden at slå planten ihjel, virkede i ca. 4 dage på Lemna minor, hvorefter planterne genoptog vækstrater parallelle til kontrolplanterne. Hvorvidt regenereringen vil være lige så hurtig blandt andre arter er uvist, ligesom sammenhængen mellem længden og koncentrationen på en puls heller ikke kendes. Frekvensen af kortvarige pulse er svær at monitere. Men hvis man antager, at de største herbicid-pulse korrelerer med kraftige nedbørshændelser, hvilket gælder for udvaskning og afstrømning, er det ikke sandsynligt, at der vil forekomme kraftige pulse med under 4 dages mellemrum ( Liess et al., 1999; Solomon et al., 1996). Frekvensen for gårdbidrag kendes ikke.

9.2 Kombinationseffekter

Nogle af de situationer, som dette studie også peger på, kan være kritiske, er de situationer hvor flere pesticider optræder samtidig. NOVA-dataene viser med al tydelighed, at problematikken er meget aktuel, når der i over halvdelen af de prøver, hvor der kan måles pesticider, findes mere end syv og op til 18 forskellige stoffer. Der findes modeller, der kan estimere effekten af blandinger, hvis man kender toksisiteten af de individuelle komponenter (Cedergreen et al., 2003a; Backhaus et al., 2000; Faust et al., 2001; Junghans et al., 2003), men det er sjældent gjort. I et eksempel, der tog udgangspunkt i danske målinger af herbicider fra en puls-måling, viste det sig, at den kummulerede effekt af 3 herbicider kunne udøve en potentiel effekt på 8-22% på vandplanter. Sandsynligheden for at dette rent faktisk ville ske blev dog vurderet at være lille, da der var tale om en pulseksponering af primært fotosyntesehæmmere. Tyske undersøgelser har imidlertid vist, at 16-18 stoffer i koncentrationer, som enkeltvis ikke ville sænke væksten af alger med mere end 1%, sammenlagt kan give en effekt på 18-47% (Faust et al., 2001; Faust et al., 2003). Så kombinationseffekter under danske forhold kan bestemt ikke udelukkes.

9.3 Validitet af toksikologiske data

En af forudsætningerne for at kunne ekstrapolere fra toksisitets-data på standard testorganismer til miljøet er, at testorganismerne opfører sig repræsentativt i forhold til den gruppe, de menes at repræsentere. Vores test af repræsentabiliteten af de to standard test-systemer: Lemna sp. og algen Pseudokirchneriella subcapitata i forhold til 10-12 vandplantearter og et naturligt epifytsamfund overfor herbiciderne metsulfuron-methyl og terbuthylazin, viste sig at være god. Hvis man dividerer med en faktor 10 på NOEC (defineret som EC10) eller en faktor 100 på EC50, og bruger disse koncentrationer som maksimalt tilladelige grænseværdier, vil man beskytte over 95% af vandplante-arterne og det samlede epifytsamfund. Man har fået tilsvarende resultater for algesamfund og mesokosmos forsøg, hvor det dog for algesamfundets vedkommende blev understreget, at de strukturelle parametre, så som ændringer i artssammensætning, var mere følsomme end funktionelle parametre som brutto fotosynteserater (Selck et al., 2002; Van Geest et al., 1999). Man kom ikke til samme konklusion i mesokosmos forsøgene, hvor fotosyntesehæmmeren Linuron blev testet (Van Geest et al., 1999; Kersting & Van Wijngaarden, 1999). Men som dette projekts forsøg også viser, varierer følsomheden overfor et giftstof ikke kun på tværs af arter, men er også afhængigt af, hvilken parameter man måler på, og hvilket stof planterne er udsat for. Det er derfor ikke overraskende, at for en fotosyntesehæmmer som Linuron vil den funktionelle parameter fotosyntese være en følsom effekt variabel, hvorimod tributyltin (TBT) og linear alkylbenzene sulfonate (LAS), hvis virkning er mindre specifik, kan virke mere artsspecifikt. Dette stemmer overens med resultaterne fra mesocosmosforsøg, der netop konkluderer, at de mest følsomme effektvariable for fotosyntesehæmmere er funktionelle, hvorimod de for vækst-hæmmere synes at være strukturelle (Brock et al., 2002). I dette projekts forsøg var forskellen mellem effekt variable størst for de morfologiske parametre hos vandplanter udsat for metsulfuron-methyl. Her sås en kraftig effekt på f.eks. roddannelse og skudvækst ved koncentrationer, hvor der indenfor forsøgstiden endnu ikke kunne ses effekter på den tørvægtsspecifikke vækstrate. De samme resultater blev fundet af Wendt-Rasch et al. (2003) for metsulfuron-methyl i felt- og laboratorieforsøg ved tilsvarende koncentrationer og for en lang række herbicider af Turgut &Fomin (2002). Variationen imellem effektvariable synes generelt at ligge indenfor en faktor 10-50 (Wendt-Rasch et al., Turgut & Fomin, 2002), så hvis man ikke har mulighed for at måle på mere end en effektvariabel, må man anbefale en sikkerhedsfaktor af den størrelsesorden. Forskellene i følsomheden af forskellige effektvariable kan til dels skyldes tidspunktet for måling. Netop for metsulfuron-methyl ved man, at celledelingen stopper få timer efter eksponering (Cobb, 1992), hvorfor man må forvente en hurtig effekt på netop dannelsen af nye rødder og skud. Hvis man ventede endnu et par uger, er det ikke usandsynligt, at fotosyntesen og væksten ville vise sig at være tilsvarende følsom. Forsøg med Lemna minor, hvor forskellige effektvariable blev målt over tid, viste, at for denne plante blev den fulde følsomhed af metsulfuron-methyl og terbuthylazin nået indenfor standard test-tiden på 7 dage. Det er dog ikke sikkert at det samme gælder for de mere langsomt voksende neddykkede vandplanter, testet i forsøgene med flere arter og hos Wendt-Rasch et al. (2003) og Turgut & Fomin (2002).

9.4 Forskelle mellem vandplanter og alger samt stimulerende effekter

For de herbicider, der er svage syrer med en pKa på under 5, var der stor forskel på toksisiteten mellem Lemna og algen P. subcapitata. For metsulfuron-methyl, der blev testet på 12 arter af vandplanter og et naturligt epifyt-samfund, blev den samme forskel mellem vandplanter generelt og epifyt-samfundet også fundet (Cedergreen et al., 2003b). Det er nærliggende at relatere forskellen, der var op til en faktor 1000, til forskellen i andelen af dissocierede molekyler ved den pH på henholdsvis pH 5 og pH 8, der bliver brugt i de to standard-forsøg. Forsøg med alger har nemlig vist, at det primært er stoffer på den uladede form, der optages (Fahl et al., 1995; Mayer et al., 1998), og denne andel vil netop være omkring en faktor 1000 større ved pH 5 sammenlignet med pH 8. Dette synes dog ikke umiddelbart at være tilfældet for Lemna, da forsøg med Lemna ved pH 7,5 – 8,5 viste en tilsvarende toksisitet som forsøg ved pH 5. Dette kan skyldes at Lemna er betydeligt mere følsom overfor svage syrer end P. subcapitata. En anden hypotese kunne være, at pH i apoplasten hos Lemna minor og andre højere planter er sur, ca. pH5-6, sådan som det er tilfældet for størstedelen af terrestriske planter (Salisbury & Ross, 1985). De enkelte celler hos Lemna vil i så tilfælde altid opleve det omgivende miljø som surt, uanset den eksterne pH.

Store forskelle i følsomhed mellem højere planter og alger vil kunne forskubbe balancen mellem de to plantegrupper. Tilsvarende effekt ser man, når eutroficieringen af vandfasen forøges. Dette fandt man i mesokosmosforsøget hos Wendt-Rasch et al. (2002), hvor algevæksten øgedes ved de lave metsulfuron-methyl koncentrationer. Dette foreslog de kunne skyldes en øget næringsstoffrigivelse fra planter, der var påvirket af herbicidet. Det kunne imidlertid også skyldes en hormetisk effekt, d.v.s. en vækststimulering ved lave herbicid koncentrationer, sådan som det ofte er observeret for bl.a. metsulfuron-methyl (Wendt-Rasch et al., 2003, figur 8) samt i nærværende projekt. En vækststimulering forårsaget af lave doser af herbicider, der for produceret bladlængde hos byg og Sparganium var på 50-100%, kunne ændre konkurenceforholdene mellem arterne. Så for de lave herbicid koncentrationer, der måles i dansk overfladevand, kan effekter af vækststimulering måske spille en lige så stor eller større rolle for artssammensætningen, som effekter der nedsætter væksten hos planter og alger.

 

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



Version 1.0 Juli 2004, © Miljøstyrelsen.