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

Effekt af bekæmpelsesmidler på flora og fauna i vandløb

5 Diskussion

Projektets overordende mål var at undersøge og kvantificere effekter af almindeligt anvendte eller fundne pesticider under forsøgsforhold der var sammenlignelige med eller som gør det muligt at overføre resultaterne til mulige effekter i mindre vandløb. Det var endvidere et mål at sammenligne følsomheden af forskellige arter og effektparametre.

Det har været tilstræbt at belyse mange forskellige problemstillinger omkring pesticiders effekt i vandløb og hvis forsøgsresultater har peget på særlige forhold, er der gået i dybden med disse. De undersøgte pesticider (ialt 14) udgør et repræsentativt udvalg af de pesticider som anvendes i jordbruget og/eller som er påvist i danske vandløb, og hovedparten af de aktive stofgrupper og virkemekanismer er repræsenteret.

De biologiske effektundersøgelser har spændt vidt, både hvad angår eksponeringsmåde, -varighed og anvendte organismer. Der er undersøgt for effekter af kortvarige pulseksponeringer, der udfra målinger i danske vandløb er de mest realistiske, samt effekter under kontinuert eksponering til pesticider.

Der er undersøgt effekter på “naturlige” mikroalgesamfund som repræsentant for primærproducenterne i vandløb. Disse undersøgelser har omfattet effekter på funktionelle (primærproduktion) og struktuelle (forskydninger mellem forskellige grupper af alger) parametre.

Indenfor vandløbsdyrene er der undersøgt for direkte effekter af pesticider på overlevelse, adfærd (drift), samt indirekte effekter i form af nedbrydning af detritus. Forsøgsorganismerne har bestået af en række arter (ialt 11 arter) repræsenterende forskellige taksonomiske (krebsdyr, insekter, snegle) og fødebiologiske grupper. Der er endvidere undersøgt for effekter på forskellige livsstadier og der er gennemført undersøgelse af effekt på fuld livscyklus hos et insekt.

I det følgende sammenlignes resultaterne med andre undersøgelser af samme eller beslægte pesticider og sandsynligheden for effekter under danske forhold vurderes i lyset af forbrug og fund af de undersøgte pesticider i danske vandløb. Yderligere sammenlignes følsomheden af de forskellige forsøgsmetoder og organismer og ved sammenligning med resultater fra standardtest diskuteres om der er behov for at udvide batteriet af standardtest med test som er målrettet mod at forbedre risokovurderingen af pesticider i vandløb.

5.1 Effekt af herbicider og fungicider på bundlevende mikroalger

I forsøgene er anvendt 2 effektparametre, fotosynteseaktivitet samt algebiomasse/sammensætning, der er vitale parametre for funktionen og delvist den biologiske struktur i vandløb.

De undersøgte fotosyntesehæmmere, isoproturon og metribuzin havde ikke overraskende en entydig effekt på fotosynteseaktiviteten, Det var dog overraskende at effektkoncentrationerne var så lave som 0,3 - 1 µg l^-1. Sammenlignet med fotosyntesehæmningen optrådte målbare effekter på biomasseudvikling ved væsentligt højere koncentrationer (isoproturon: 30 µg l^-1, metribuzin: 50 µg l^-1). Disse værdier er i god overensstemmelse med undersøgelser af væksthæmning hos planktonalger (Chlorella pyrenoidosa, Scenedesmus subspicatus, Chlamydomonas reinhardtii) med EC₅₀,96timer mellem 12 og 40 µg l^-1 (Traunspurger et al. 1996, Anton et al. 1993), mens koncentrationen og diversiteten af mikrobentiske kiselalger var reduceret ved 5 µg l^-1, som var den laveste testkoncentration i forsøg udført af Pérès et al. (1996). I sidstnævnte forsøg var eksponeringsvarigheden dog væsentligt større end i nærværende undersøgelse.

I NOVA programmet er isoproturon påvist i mere end 25 % af de analyserede prøver med en maksimal værdi på 0,63 µg l^-1 og 3 % af prøverne havde indhold over 0,3 µg l^-1 (DMU 2002). Metribuzin forekom i mindre end 5% af de undersøgte prøver, mens triaziner med samme giftighed som metribuzin (atrazin, terbuthylazin, simazin) forekom i mere end 30% af prøverne, med en maksimal koncentration på 2,5 µg l^-1 . Det er derfor meget sandsynligt, at fotosyntesehæmmere kan påvirke stofproduktionen i enkelte vandløb. Da varigheden af forhøjede koncentrationer typisk er 2-10 timer i små vandløb (Styczen et al. 2003) og effekterne af fotosyntesehæmmerne var fuldt reversible efter 2-3 dage i rent vand vurderes den direkte effekt på mikroalgerne af denne stofgruppe dog at være af mindre betydning.

Effektkoncentrationer af fungiciderne azoxystrobin og fenpropimorph var høje, omk. 1 mg l^-1. EC₅₀ for azoxystrobin i væksthæmningstest med planktonalger angives til mellem 100 og 360 µg l^-1 med grønalger som de mest følsomme (EU 1998, USEPA 1997). For fenpropimorph varierer EC₅₀ fra 170 µg l^-1 til mere end 2 mg l^-1. Set i forhold til en lav mobilitet på grund af lave opløseligheder og høj partikelaffinitet er det lidet sandsynligt at disse fungicider forårsager effekter på mikroalger i vandløbene. I NOVA programmet er fenpropimorph påvist i 2-4% af de undersøgte prøver, med en median-maximum koncentration på 0,07 µg l^-1 (DMU 2001, DMU 2002). Med den baggrund anser vi effekter af fenpropimorph på algesamfundene for usandsynlige. Azoxystrobin indgår ikke i NOVA overvågningen (DMU 2001) og forekomst i danske vandløb er derfor dårligt belyst. Som det var tilfældet for fotosyntese-hæmmerne var effekterne (reduceret biomasse og fotosyntese) også fuldt reversible i løbet af 2-3 dage.

Metsulfuron-methyl påvirkede fotosyntesen hos bentiske mikroalger ved koncentrationer over 6-7 µg l^-1 og kun efter længerevarende eksponering (48 timer), mens der der kun kunne påvises effekter på biomassen ved koncentrationer over 1 mg l^-1. Som det var gældende for isoproturon og metribuzin var var både fotosynteseraten og biomassen genetableret efter 48 timer ved alle undersøgte koncentrationer. Effektkoncentrationer i væksttest med planktonalger viser meget stor variation fra 2,3 og 1250 µg l^-1 (Blanck & Björksäter 1998, Fahl et al. 1995). Den lave værdi blev fundet i en enkelt art blandt 40 eksponeret til midlet Ally og må vurderes som utypisk, da den gennemsnitlige EC₅₀ af alle arter var ca. 100 gange højere. Indenfor gruppen af stoffer med samme virkemekanisme (hæmmer af aminosyresyntese, Acetolactat synthase, ALS) er effekten overfor planktonalger meget variabel, mens effektkoncentrationerne for højere planter (andemad) typisk er 100 gange lavere (Battaglin & Fairchild 2002). Da forbruget af metsulfuron og andre herbicider med samme virkemekanisme er meget begrænset og de ikke er fundet i danske vandløb under NOVA programmet (DMU 2002) er det ikke sandsynligt, at denne gruppe af herbicider vil have effekter på mikroalger i danske vandløb.

Pendimethalin var giftig overfor bundlevende alger og i modsætning til fotosyntesehæmmerne og fungiciderne var reetablering af samfundene efter endt eksponering meget langsom. Især grønalger var følsomme og effekten på deres biomasse fortsatte selv efter overførsel til rent vand ved den lavest anvendte koncentration (10 µg l^-1). I litteraturen angives effektkoncentrationer (EC₅₀) overfor planktonalger til mellem 5 µg l^-1 og 72 mg l^-1 (f.eks. Clausen 1998, Møhlenberg et al. 2002). I flere lande udnytter man den store giftighed og bekæmper aktivt alger i det terrestiske miljø med pendimethalin. I denne undersøgelse var biomassen af grønalger reduceret med 50% efter 24 timers eksponering til 10 µg l^-1 og en ”recovery periode” på 192 timer. Pendimethalin bindes stærkt til partikler og der er forbud mod sprøjtning i en 10 m zone langs vandløb, hvilket taler imod en signifikant transport til vandløbene. Både forsøg og overvågning i vandløb viser dog, at pendimethalin kan transporteres til vandløbene. I forsøg med simulerede nedbørshændelser (70-110 mm time^-1) 24 timer efter udsprøjtning blev der tabt ca. 0.1% af den udsprøjtede mængde pendimethalin ved afstrømning, heraf blev 35% transporteret i partikelbundet form (Müller et al. 2002). Sammenlignet med mere opløselige herbicider var koncentrationerne i det afstrømmende vand lave (12-20 µg l^-1) og tabsprocenten 3-10 gange lavere end de øvrige undersøgte pesticider. Pendimethalin optræder i ca. 10% af undersøgte prøver fra danske vandløb (DMU2002) men koncentrationerne er normalt lave. Nedbrydningen af pendimethalin sker langsomt i jord og sammen med det store forbrug er det antagelig årsagen til de høje fundprocenter i vandløbene. Grundet den store partikelaffinitet må det formodes, at sedimentet i vandløbenes aflejringsområder i perioder er beriget med pendimethalin. Vi er dog ikke bekendt med sådanne målinger og det er uvist om sedimentbundet pendimethalin vil være tilgængeligt for algerne. Undersøgelser har dog vist, at toksiciteten af herbicider med stor partikelaffinitet reduceres op til 900 gange, hvis der er sediment tilstede i forsøgene (Shillabeer et al. 2000)

5.2 Effekt af pesticider på vandløbsdyr

5.2.1 Mortalitet

Med undtagelse af ioxynil har forsøgene med vandløbsdyr været centreret om undersøgelse af effekter af fungicider og insekticider. Gammarus pulex har været den langt mest benyttede organisme og forsøgene med denne art dominerer dette afsnit.

Ioxynil var kun svagt toksisk overfor Gammarus pulex (EC_{50,14 dage}= 5,7 mg l^-1) og effekter indtrådte først efter 4 dages eksponering. Til sammenligning påvirkes dafnier tidligere, udtrykt ved en sammenlignelig EC₅₀ værdi mellem 3,9-5,6 mg l^-1 , der dog blev bestemt efter 48 timer (f.eks. Clausen 1998, Møhlenberg 2002). I NOVA programmet er fundprocenterne lave (6%) og den maksimalt målte koncentration er 0,033 µg l^-1 (DMU 2001). Der vil derfor være minimal risiko for at ioxynil kan have effekter på invertebratfaunaen i danske vandløb.

Azoxystrobin var toksisk overfor Gammarus pulex med stærkt faldende effektkoncentration ved øget varighed af eksponering, (LC_50,2timer = 15 mg l^-1, LC_50,24timer = 120 µg l^-1, LC_50,4dage = 20 µg l^-1, LC_50,10dage = 10 µg l^-1. Disse effektkoncentrationer er lavere end i andre sammenlignelige test med G. pulex (LC_50,4dage = 350 µg l^-1) og i test med Daphnia magma (110-280 µg l^-1, Møhlenberg 2002). Kortvarige eksponeringer (½-2 timer) førte til ”forsinket” mortalitet i en efterfølgende periode med rent vand, men kun hvis eksponeringskoncentrationen havde været urealistisk høj (2,5 mg l^-1). Derimod blev fødebearbejdningsaktiviteten hos G. pulex (målt som nedbrydning af elleblade) signifikant reduceret ved selv kortvarige (½ time) eksponeringer til 20 µg l^-1 og højere koncentrationer. Sammenlignet hermed var der ingen effekt på nedbrydningen af kontaminerede blade. Koncentrationen af azoxystrobin i bladene var dog ukendt. Azoxystrobin er først indført i jordbruget i 1998 og følgelig er der ringe erfaring med forekomst i danske vandløb. Azoxystrobin indgår ikke NOVA programmet. Forekomst af azoxystrobin i koncentrationer omkring 20 µg l^-1 i danske vandløb er ikke sandsynlige selv om mobiliteten er relativt høj og nedbrydningen meget langsom, men da azoxystrobin er nyt på markedet og endnu ikke har indgået i omfattende overvågningsprogrammer kendes de realistiske koncentrationer ikke.

Azoxystrobin påvirkede ikke driften hos G. pulex, hvilket er i overensstemmelse med undersøgelser af bevægelsesadfærden under eksponering til azoxystrobin (Nørum & Bjerregaard 2003).

Prochloraz var moderat toksisk overfor Gammarus pulex med stærkt faldende effektkoncentration med øget eksponeringstid (LC_{50,24 timer} = 22 mg l^-1, LC_{50,48 timer} = 7 mg l^-1, LC_{50,14 dage} = 0,6 mg l^-1). Under sammenlignelige forsøgsforhold var effektkoncentrationen hos Daphnia magma lavere (LC_{50,48 timer} = 2,6 mg l^-1, NOEC_21dage = 22 µg l^-1, Clausen 1998, Møhlenberg et al. 2002) end hos G. pulex. Ved en eksponeringsvarighed som er realistisk for mindre vandløb (< 24 timer) var der ingen akut mortalitet selv ved 10 mg l^-1. Derimod blev der ”afsat” toksicitet ved kortvarige (½-1 time) eksponeringer til meget høje koncentrationer (>5 mg l^-1) og disse kom til udtryk ved forøget mortalitet i de efterfølgende 5-10 dage i rent vand. Prochloraz er ikke påvist i danske vandløb under NOVA programmet og sammen med de høje effektkoncentrationer anser vi det for usandsynligt at fungicidet kan påvirke invertebratfaunaen i danske vandløb.

Toksiciteten af insekticidet dimethoat var lav overfor alle undersøgte invertebrater med LC_{50,96 timer} værdier på 5 mg l^-1 eller højere. Hos Gammarus pulex øgedes toksiciteten med eksponeringsvarigheden, men selv efter 14 dages eksponering var LC₅₀ værdien højere end 1 mg l^-1. I litteraturen er der stor uenighed om den akutte toksicitet (LC₅₀) af dimethoat overfor gammarider, fra 180 µg l^-1 (Bækken & Aanes 1991), 200 µg l^-1 (Johnson & Finley 1980), 2,4-3,5 mg l^-1 (Nørum & Bjerregaard 2003) til 4,1 mg l^-1 (Pantani et al. 1997). Den lavest angivne LC_{50,96 timer} for vandløbsdyr (Baetis rhodani) er 7 µg l^-1 doseret som aktivstof (Bækken & Aanes 1991). Effektkoncentrationer af dimethoat er generelt lidt lavere hos dafnier (gennemsnit LC_{50,48 timer} = 460 µg l^-1, Clausen 1998, Møhlenberg 2002) selv om variationen er meget stor,). Der var ingen effekt på Gammarus' nedbrydning af elleblade selv efter eksponering til 2 mg l^-1. Set i forhold til meget lave fundprocenter og koncentrationer i danske vandløb (DMU 2002) anser vi derfor at effekter af dimethoat på vandløbsdyr for lidet sandsynlige.

Pirimicarb havde den laveste toksicitet af de undersøgte pesticider overfor Gammarus pulex. Eksponering til så høje koncentrationer som 5 mg l^-1 medførte ingen toksicitet selv efter 14 dage. Hos larver af stikmyg (Culex quinquefasciatus) angives LC_{50,24 timer} til 8,5 mg l^-1 (Magnin et al. 1988). Til sammenligning er toksiciteten af pirimicarb langt højere overfor dafnier (LC_{50,48 timer} = 14-22 µg l^-1, NOEC_21dage = 1-2 µg l^-1, Kusk 1996). Årsagen til denne usædvanligt store forskel i følsomhed er ikke kendt. Hvis de høje effektkoncentrationer overfor G. pulex er repræsentative for vandløbsdyrene generelt (se nedenfor) anser vi ikke at effekter af pirimicab er sandsynlige i danske vandløb, set i lyset af lave fundprocenter (4%) og meget lave koncentrationer, der er påvist (max 0,026 µg l^-1).

Toksiciteten af insekticidet diflubenzuron blev undersøgt overfor 5 forskellige invertebrater i akuttest. Der kunne ikke påvises nogen akut (96 timer) mortalitet ved de højeste anvendte koncentrationer (Gammarus: 0,2 mg l^-1, øvrige arter: 3-5 mg l^-1). Insekticider indenfor benzoylphenylurea gruppen er specifikt virkende på vækst/hudskifte hos insekter (og formentligt krebsdyr) og der kan derfor ikke forventes effekter ved kortvarige eksponeringer. I feltundersøgelser er er diflubenzuron vist at påvirke populationer af dafnier ved 5 µg l^-1 (WHO 1995). I Danmark anvendes insekticider af benzoylphenylurea gruppen ikke i jordbruget og risikoen for transport til vandløb er meger ringe.

Esfenvalerat var langt det mest giftige af de undersøgte pesticider. Standardiserede akuttest viste LC_{50,48 timer} værdier for Gammarus pulex på 120 ng l^-1, som er på niveau med de laveste værdier hos dafnier (LC_{50,48 timer} = 100-1000 ng l^-1, Clausen 1998, Møhlenberg 2002). Med øget eksponeringsvarighed (14 dage) reduceredes LC₅₀ værdien til ca 30 ng l^-1. Set i lyset af de korte varigheder af forhøjede koncentrationer i vandløb var det vigtigt, at selv kortvarige (½-1 time) eksponeringer til lave koncentrationer efterfølgende havde effekt på overlevelse, vækst/udvikling, reproduktion, fødebearbejdning samt adfærd i form af drift.

En 1-times pulseksponering til esfenvalerat ved koncentrationer på mellem 100 – 600 ng l^-1 havde effekter på overlevelsen, parringsadfærd bestemt som gendannelse af par, og det reproduktive output hos Gammarus pulex, der stadig kunne detekteres mindst to uger efter pulseksponeringen. Trods 100 % overlevelse under pulseksponering op til 2 g l^-1 steg dødeligheden i visse tilfælde markant efter overførselen til rent vand. Lignende observationer hos G. pulex udsat for stoffer såsom cadmium, cyanid og pyrethoridet permethrin er gjort af Abel & Garner (1986). I denne undersøgelse var eksponeringskoncentrationerne, der medførte effekter efter kun en 1-times puls, ikke meget højere end de estimerede LC₅₀-værdier (96 timer). Det betyder, at den toksiske dosis afsættes hurtigt i dyrene, men at effekterne i form af død først bliver synlige senere. Det betyder videre, at brugen af endpoints fra standard akuttoksicitetstests (f.eks. eksponering i 48 timer) ikke nævneværdigt overestimerer effekterne selv ved meget korte eksponeringer.

Reproduktionsadfærden (prækopula) hos G. pulex viste sig at være yderst sensitiv overfor eksponeringer med esfenvalerat og en eksponeringskoncentration på 50 ng l^-1 førte til øjeblikkelig forstyrrelse og separation af parrene, hvor de gravide hunner straks smed deres afkom. Denne forstyrrelse af parrene kan således virke forsinkende på reproduktionen, idet mange af de forstyrrede par aldrig eller først sent gendannedes efter overførsel til rent vand. Maltby & Naylor (1990) fandt lignende effekter hos G. pulex hunner eksponeret til zink over en periode på tre til fire uger, idet de observerede en stigning i antallet af aborterende hunner og dermed stigende variation i antallet af unger. De forklarede disse observationer ved en reduktion af den tilgængelig energimængde til vækst og reproduktion, forårsaget af nedsat fødeoptag hos de eksponerede hunner. Effekten af esfenvalerat på reproduktionadfærden hos G. pulex var dog momentan og skyldes nok den direkte effekt på impulsledningen i nerverne.

I forsøgene med Chironomus riparius eksponeret til miljørealistiske koncentrationer (200 ng l^-1) af esfenvalerat blev det vist, at eksponeringsvejen er af stor betydning for overlevelsen. Således blev der observeret en meget lavere klækning af individer i det forsøg, hvor dyrene var blevet pulseksponeret udenfor sedimentet, modsat forsøget hvor dyrene blev pulseksponeret, mens de befandt sig i nede i sedimentet. Da eksponeringsscenariet i andet forsøg formodes at repræsentere den mest realistiske eksponeringsvej er der på baggrund af de opnåede resultater ikke belæg for at tro, at kortvarige miljørealistisk pulser af esfenvalerat udgør en trussel for populationsdynamikken hos C. riparius. Det var imidlertid lidt overraskende, at overlevelsen af den anden undersøgte chironomid-art Prodiamesa olivacea, der ikke er nær så tolerant overfor lave iltkoncentrationer som C. riparius, ikke blev påvirket af esfenvalerat selv ved koncentrationer på op til 2 g l^-1.

Både i forsøg med og uden sediment under eksponeringen var klækningstiden hos hunner større end hos hanner. Dette er i overensstemmelse med tidligere studier, hvor der ikke er eksponeret med pesticid, hvorfor denne observation ikke kan relateres til eksponeringen med esfenvalerat.

5.2.2 Drift

Effekt af pesticider på driften hos vandløbsdyr blev undersøgt ved to forskellige metoder, dels i recirkulerende render i laboratoriet, dels under in situ lignende forhold i langt større gennemstrømssystemer, hvor vand (og pesticidopløsning) kontinuerligt blev fornyet. I de recirkulerende render blev driften kvantificeret ved andelen af organismer som var i drift på et givet tidspunkt, mens driften i gennemstrømsrenderne blev kvantificeret som andelen der var driftet ud af renderne over en længere periode. Teoretisk vil gennemstrømsprincippet og opsamling af driftede individer være mest følsom, fordi drifteffekten akkumuleres over en periode på flere timer. Alligevel var effektgrænserne sammenlignelige i de to undersøgelser. Fordelene ved de recirkulerende render er en mere simpel logistik og forsøgsgang samt at resultaterne på grund af en større tidsopløsning umiddelbart kan anvendes i koblede skæbne-effekt modeller.

I enkeltarts- og samfundsforsøgene gennemført under ”in situ” forhold var der forøget drift hos Gammarus pulex ved den lavest testede koncentration af esfenvalerat (0,2 ng l^-1) og bedømt på responset er det sandsynligt at den laveste effektkoncentration er væsentligt under denne værdi (se f.eks. Fig. 47 & 50). Hos G. pulex var der en klar positiv korrelation mellem driftaktiviteten og esfenvaleratkoncentrationen under eksponeringen. I de recirkulerede render gennemførtes forsøgene ved 6-8 forskellige koncentrationer og det var muligt at beregne en ”no effect concentration” af esfenvalerat på 0,55 ng l^-1 ved regression.

Tiden fra start af esfenvalerateksponering og til start af driftrespons var negativt korreleret hos Gammarus pulex, driftresponset blev således initieret tidligere jo højere koncentration de blev eksponeret for. Hos de øvrige undersøgte arter var denne sammenhæng ikke så udpræget og den forøgede drift udløstes senere. Det hurtige respons hos G. pulex tyder på at de sanser pesticidet og flygter for at søge et refugium. Denne teori understøttes af et bioassay udført af Schulz og Liess (1999) hvor de indirekte påviser at G. pulex søger fra et hovedløb kontamineret med fenvalerat (pyrethroid) og parathion-ethyl op i et pesticidfrit tilløb. Yderligere støtte til teorien findes i studier af driftadfærden hos G. pulex under pyrethroid eksponering, hvorunder det blev observeret at hovedparten af G. pulex i drift var aktivt svømmende (Liess 1994) og i undersøgelser af bevægelsesadfærden kvantificeret ved videosporing (Nørum & Bjerregaard 2003). Det noget langsommere driftrespons hos de øvrige arter med driftrespons skyldes formentligt, at de først initierer drift, når de er fysiologisk påvirket af pyrethroidet. Denne teori understøttes af tidligere driftundersøgelser udført med det nært beslægtede pyrethroid lambda-cyhalothrin, hvor op mod 80 % af de driftende Baetis rhodani udviste påvirket adfærd, mod under 10 % af G. pulex (Lauridsen 2002).

Sammenholdes resultaterne fra 30 og 150 minutters eksponering under enkeltartsforsøgene med G. pulex i gennemstrømsrenderne, samt resultaterne i 0-40 min og 45-90 min perioderne i forsøgene i recirkulerede render fremgår det, at ikke kun eksponeringskoncentrationen men også eksponeringstiden har betydning for driftresponset. Eksempelvis driftede 50 % af individerne under forsøgene med 30 minutters eksponering ved 2 ng l^-1 mod 95 % under forsøgene med 150 minutters eksponering for samme koncentration. For at give et bud på responset på en given eksponering er det altså ikke nok at kende koncentrationen - man må også have kendskab til eksponeringens varighed.

Driftforsøg i de recirkulerende render viste at esfenvalerat, når det forekom som formuleret produkt (Sumi-alfa) udløste forøget drift ved koncentrationer der var 3-20 gange lavere end det rene stof. Handelsprodukter er ofte tilsat overfladeaktive stoffer for at øge pesticidernes optag i og effekten på målorganismer. En sådan forøgelse af ”effektiviteten” gjorde sig også gældende i form af forøget driftrespons, når det formulerede produkt anvendtes i forsøgene.

Driftrespons efter eksponering med esfenvalerat og andre pyrethroider er ofte rapporteret i litteraturen (Kreutzweiser & Sibley 1991, Breneman & Pontash 1994, Liess 1994, Jensen 2001). Imidlertid er der aldrig tidligere rapporteret forhøjet drift blandt invertebraterne ved en koncentration så lav som 0,2 ng l^-1. Den lave effektkoncentration er dog i overensstemmelse med undersøgelser af bevægelsesadfærden hos Gammarus pulex, hvor den tilbagelagte afstand blev øget ved 0,3 ng l^-1 og højere koncentrationer (Nørum & Bjerregaard 2003).

Det observerede driftrespons ved en nominel koncentration på 0,2 ng l^-1 er langt lavere end de højeste koncentrationer af esfenvalerat målt under flomhændelser i danske vandløb på 0,66 µg l^-1 (Wiggers, 1999). Umiddelbart vil man derfor forvente, at brug af esfenvalerat fører til driftrespons blandt vandløbenes invertebrater. Imidlertid binder esfenvalerat stærkt til organisk materiale og esfenvalerat målt i vandløb vil derfor primært forekomme som bundet til suspenderet stof. Undersøgelser har dog vist, at også partikelbundet pyrethroid har effekt på driften blandt invertebrater selv om effektkoncentrationerne er højere (Schulz & Liess 2001). Effektkoncentrationer under 1 ng l^-1 leder desuden til en ny problemstilling, da det ikke muligt at måle så lave koncentrationer med de tilgængelige metoder. Situationen er altså den, at vi observerer effekt af koncentrationer som ikke kan detekteres ved kemisk analyse.

De økologiske effekter i naturlige vandløbssystemer af en øget drift vil afhængige af de tidslige og rumlige forhold. En kortvarig pulseksponering af en vandløbsstrækning med esfenvalerat vil pga. af økosystemets evne til at rette sig selv op ikke have nogen permanent effekt. Imidlertid må det forventes at såfremt koloniseringsmulighederne ikke er optimale, og såfremt vandløbet påvirkes gentagne gange, vil der kunne ske både strukturelle og funktionelle ændringer i økosystemet. Ligeledes vil påvirkninger af lange vandløbsstrækninger, evt. helt fra udspringet af mindre vandløb, kunne have store effekter på invertebratsamfundet.

På baggrund af de gennemførte forsøg er det desuden svært at forudsige ændringer på samfundsniveau, da vi kun undersøgte enkeltarter og meget simple samfund bestående af tre arter. På længere sigt kan selv små påvirkninger forskyde konkurrence og prædationsforhold, og således ændre samfundets struktur. Lampert et al. (1989) har således for planktoniske systemer vist at samfundsniveauet er langt mere følsomt for herbicider end de enkelte arter som samfundet er opbygget af.

5.2.3 Fødebearbejdning

Eksponeringen til esfenvalerat nedsatte generelt hastigheden hvormed Gammarus pulex nedbrød detritus i form af elleblade med en laveste effektkoncentration på 200 ng l^-1. Lignende effekter af andre toksiske stoffer som tungmetaller og pesticider på vækst og ædelyst hos G. pulex er tidligere rapporteret (Naylor et al.,1989, Blockwell et al., 1998). Effekten på fødebearbejdningen var ikke større ved 150 minutters eksponering sammenlignet med 30 minutters eksponering. Der var tværtimod en tendens til at effekterne var mindre, og overvejende ikke-signifikante, ved 150 min eksponering. Årsagen til at de signifikante sammenhænge forsvandt ved 150 min eksponering er formentlig forhold relateret til eksperimentet, og er derfor ikke udtryk for en reel forskel mellem de to eksponeringsscenarier. Det virker sandsynligt, at der ikke skulle være nogen reel forskel på om G. pulex blev eksponeret i 30 eller 150 min med esfenvalerat og azoxystrobin.

Indirekte eksponering af Gammarus pulex til esfenvalerat gennem eksponerede elleblade påvirkede også nedbrydningshastigheden i negativ retning med en laveste effektkoncentration på 2 ng l^-1 under bladeksponering. Effekt på hastigheden, hvormed G. pulex nedbryder elleblade eksponeret for pyrethroider er tidligere observeret (Lauridsen, 2002). Eksponering af elleblade i azoxystrobin havde derimod ingen effekt på G. pulex. Både esfenvalerat og azoxystrobin havde effekt under den direkte eksponering men kun esfenvalerat påvirkede nedbrydningshastigheden ved indirekte eksponering. Dette kan skyldes forskellig virkemåde men kan også skyldes esfenvalerats meget høje affinitet for organisk materiale som medfører kraftig opkoncentrering af esfenvalerat til ellebladene under eksponeringen.

Den kraftige binding af esfenvalerat og andre pyrethroider til organisk materiale kan medføre tilbageholdelse i vandløbet og kan som bundet til sedimentet formindske findelingen af organisk materiale i vandløbet. Hvad enten formindsket nedbrydningshastighed skyldes direkte eller indirekte eksponering for pesticiderne vil det have betydning for vandløbets økosystem. Iturivernes findeling af blade til fint organisk materiale er nemlig essentiel for andre led i fødenettet som filtratorer og samlerer, der lever af det fine organiske materiale. Formindskes disse organismers fødemængde vil det også påvirke højere trofiske niveauer. Forsøget viser også, at vandløbsinvertebrater påvirkes af pesticider, der er bundet til deres føde. Derfor må det forventes at de partikelbundne pyrethroider, der tilføres vandløbene fra dræn og indgår i vandløbets pulje af organisk stof, ligeledes vil påvirke de invertebrater som lever af denne føderessource.

5.3 Sammenligning af følsomhed mellem arter og effektparametre

I forsøgene er der undersøgt for effekter på flere arter eksponeret til den samme pesticid og der er undersøgt for effekter på forskellige parametre indenfor samme art eller funktionelle gruppe. Dette afsnit vil forsøge at sammenholde disse informationer, der er vigtige for vurdering af mulige effekter i vandløb, hvis vi kun kender effektkoncentrationer for enkelte arter eller enkelte effektparametre. Ligeledes vil vi sammenligne effektværdierne for vandløbsorganismer med tilsvarende effektværdier for standardorganismer så som planktonalger og dafnier. Dette giver mulighed for at vurdere om resultater fra standardforsøg kan anvendes i risikovurderinger under vandløbsforhold.

Figur 55 viser effektværdierne af 6 forskellige pesticider på bentiske mikroalger (fra denne undersøgelse) og litteraturværdier af EC_{50,96 timer} fra standardiserede væksttest med planktonalger. Det skal understreges, at varigheden af eksponering er forskellig i forsøgene: i standardtest er effekten bestemt efter 96 timer, mens i denne undersøgelse har den maksimale eksponeringstid været 48 timer. Effektparametrene er ikke ens: værdierne for fotosyntese og væksthæmning hos planktonalger er repræsenteret ved EC₅₀-værdier, og ”biomasse” ved den laveste koncentration, hvor enten den samlede biomasse eller biomassen af én algegruppe afveg fra kontrollen. Ligeledes er der stor forskel på effektusikkernederne angivet i figuren. Usikkerhederne på fotosynteseværdierne angiver 95% konfidensinterval beregnet udfra dosis-responskurverne, usikkerheden på biomasseværdierne er angivet som en ”fast” fraktion (0.22) af middelværdien (se afsnit 3.2.2), og usikkerhedsangivelsen på planktonalgerne repræsenterer standardafvigelsen i EC₅₀ værdierne mellem forskellige arter. Det er dog vigtigt at bemærke, at ”biomassen” hos de bentiske alger inkluderer adskellige arter og grupper, som må formodes at variere i følsomhed overfor de forskellige pesticider. Nettoresultatet kan så formelt sammenlignes med middelværdien af effektkoncentrationer fra forskellige planktonarter og forsøg.

Klik her for at se Figur 55.

Indenfor de bentiske mikroalger var fotosynteseraten generelt mere følsom (lavere effektkoncentration) end ændringer i biomassen, mest udpræget hos fotosyntesehæmmerne isoproturon og metribuzin. En klar undtagelse var dog forsøget med pendimethalin, hvor reduktionen i grønalger skete ved langt lavere koncentration end hæmning af fotosyntesen. Det skyldes, at grønalgerne delvist blev erstattet med mindre følsomme algegrupper, f.eks. kiselalger og blågrønalger, som kunne opretholde en høj fotosyntese. Ved sammenligning af effektværdierne for biomasseudvikling hos bentiske alger, og hæmning af vækst hos planktonalger er der ikke et entydigt mønster, som dels skyldes en stor variation i EC₅₀- værdier hos planktonalgerne, f.eks. i forsøg med metsulfuron og især pendimethalin er der få meget høje værdier, som ”trækker” middelværdien op. Det er dog klart, at azoxystrobin er væsentligt mere toksisk overfor planktonalger end overfor bentiske alger. Med forbehold for de omtalte usikkerheder og de forskellige effektparametre er der intet, som tyder på, at bentiske mikroalger konsekvent er hverken mere end mindre følsomme end planktonalger.

Dødelighed og drift under og efter eksponering til pesticider er i projektet undersøgt over en række arter og pesticider. Dette gør det muligt at sammenligne de forskellige arters følsomhed. Gammarus pulex var i alle sammenligninger baseret på EC_{50,96 timer} det mest følsomme dyr blandt de undersøgte vandløbsdyr, mens rækkefølgen blandt de øvrige arter varierede afhængig af effektparametren og pesticidets art (Tabel 39). Med undtagelse af pirimicarb var effektkoncentrationerne hos Gammarus på samme niveau eller lidt lavere end hos dafnier.

Invertebraternes følsomhed over for esfenvalerateksponering var vidt forskellige i driftundersøgelserne, hvor krebsdyret G. pulex responderede med forøget drift ved esfenvaleratkoncentrationer, som var 3-30 gange lavere sammenlignet med de øvrige arter (Tabel 39). Det noget svagere driftrespons blandt Baetis rhodani og Asellus skyldes formentligt, at disse arter først initierer drift, når de er fysiologisk påvirket af esfenvaleraten. Denne teori understøttes af tidligere driftundersøgelser af det nært beslægtede pyrethroid lambda-cyhalothrin, hvor op mod 80% af de driftende B. rhodani udviste påvirket adfærd, mod under 10% af G. pulex (Lauridsen 2002).

Vårfluerne Sericostoma personatum og Hydropsyche udgjorde en undtagelse idet der ikke kunne påvises forøget drift. Dette skal nok tilskrives at disse arters tilbøjelighed til at gå i drift er generel lav (f.eks. Iversen 1980). Det skyldes formentlig flere årsager, bl.a. at S. personatum på grund af det tunge hus af sand og deres normale habitatvalg i langsomt strømmende partier i vandløbet ikke normalt går i drift selv når de er aktivt fødesøgende. Desuden vil store organismer som S. personatum være meget udsatte for størrelsesselektiv prædation fra f.eks. ørreder, såfremt de forekom i drift om dagen (f.eks. Brittain & Eikeland 1988). Imidlertid viste vore forsøg en tydelig natdrift i alle render hvilket formentlig afspejlede øget fødesøgningsaktivitet og det viser, at S. personatum var i stand til at gå drift under de anvendte forsøgsbetingelser. Årsagen til at S. personatum ikke går i drift er derfor muligvis, at den ikke er følsom overfor pesticideksponeringen med de anvendte koncentrationer eller mere sandsynligt, at den sænker aktiviteten ved pesticideksponering. Dette understøttes af, at tidligere observationer af S. personatum under pyrethroideksponering har vist at deres primære respons er at trække sig så langt ind i huset som muligt (Lauridsen 2002).

Tabel 39. Sammenligning af følsomheder mellem vandløbsdyr og dafnier eksponeret til pesticider. Værdierne angiver den relative følsomhed i forhold til Gammarus pulex. Værdierne er baseret på LC/EC50_{48-96 timer} værdier

* bestemt udfra adfærd.

Den store følsomhed hos Gammarus sammenlignet med de øvrige vandløbsdyr er et meget væsentligt resultat, fordi arten er vidt udbredt i danske vandløb, og fordi den udgør en nøglerolle i vandløbene som ituriver og som føde for fisk. Sammenholdt med dens gode laboratorieegenskaber gør det arten meget velegnet som testorganisme over for potentielt giftige stoffer, f.eks. i forbindelse med godkendelse af nye pesticider. I hvilken udstrækning, at arten giver yderligere information sammenlignet med standardorganismen Daphnia kan diskuteres. Overfor eksponeringer til esfenvalerat og azoxystrobin var G. pulex 3-8 gange mere følsom, mens toksiciteten af andre pesticider, f.eks. pirimicarb er langt større overfor dafnier. Hvis man ønsker at supplere standardundersøgelserne i forbindelse med risikovurderinger målrettet mod vandløb vil G. pulex dog være et oplagt valg.

Variationen i følsomheden af de forskellige effektparametre var meget stor. Hos Gammarus pulex eksponeret til esfenvalerat i én time øgedes driftraten med ca. 60% ved en koncentration på 0,2 ng l^-1, mens reproduktionen og overlevelsen af juvenile blev reduceret med 90 - 95% ved 50 ng l^-1 der dog var den laveste undersøgte koncentration (Fig. 56). Til sammenligning var fødebearbejdningen mindre følsom med ca. 50% reduktion ved 200 ng l^-1. Overordnet må mortalitet opfattes som den mest konservative effektparameter ved ekstraponeringer til effekter i felten, mens drift på trods af en meget stor følsomhed kun kunne påvises overfor pyrethrioder. Endelig vil effekten af forøget drift hos Gammarus antagelig være begrænset, fordi dyrene vil kunne genindvandre fra refugierne (ikke påvirkede dele af vandløbssystemet)

Klik her for at se Figur 56.

5.4 Miljørelevans af undersøgelser

Med få undtagelser er undersøgelserne udført på individer og populationer under laboratorieforhold, hvilket gør det vanskeligt at forudsige ændringer på samfundsniveau. På længere sigt kan selv små påvirkninger forskyde konkurrence- og prædationsforhold, og dermed ændre samfundets struktur. Således viser undersøgelser gennemført i store komplekse systemer (mesokosmos) eller i naturlige søer og vandløb, at effekten af pesticider typisk kommer til udtryk ved koncentrationer som er 10-flere gange lavere end de koncentrationer som forårsager mortalitet overfor “standardorganismer” (Møhlenberg et al. 2001). I dette projekt er der dog også undersøgt for ikke-lethale effekter, ligesom hovedparten af testene er gennemført med organismer, f.eks. Gammarus pulex, som er vist at være betydeligt mere følsomme end “standardorganismen” Daphnia i længerevarende test så som mesokosmosundersøgelser (Møhlenberg et al. 2001), og af de 11 bundlevende arter i denne undersøgelse var G. pulex konsekvent den mest følsomme.

Det er derfor sandsynligt, at forskellen mellem effektgrænserne fundet i denne undersøgelse og de reelle effektgrænser i vandløbene er væsentlig lavere end en 10-faktor. I den anden retning trækker, at effektundersøgelserne i dette projekt er gennemført med pesticider tilsat i opløst form, hvor pesticider med høj partikelaffinitet så som esfenvalerat generelt vil forekomme bundet til overflader, f.eks. partikler i vandet, sediment eller på undervandsplanter. Tidligere undersøgelser har vist, at den opløste fraktion af pesticider med stor affinitet til partikler så som pyrethroider, er væsentlig mere toksisk end den partikel- eller sedimentbundne del (Clark et al. 1989, Chandler 1990, Chandler & Scott 1991, Green et al. 1996, Hill et al. 1988) uden at det dog er muligt at uddrage mere eksakte tal af disse undersøgelser.

Baseret på nyere undersøgelser beregnede Boxall et al. (2001), at toksiciteten af pesticider reduceredes 3-1000 gange hvis der i forsøgene var sediment tilstede. Effekten var størst for pesticiderne med højest affinitet til partikler. I en række forsøg viste Schulz & Liess (2001a,b,c) at effektgrænsen efter 1 times pulseksponering af opløst fenvalerat til vårfluelarver var 10-100 gange lavere end hvis eksponeringen skete som sedimentbundet pesticid. Forskellen var størst for effektparametren dødelighed (faktor 100), og mindst for sublethale effekter som tidspunkt for emergens og biomasse. Der er således argumenter for at effektgrænserne beregnet på basis af projektets undersøgelser vil være højere end i naturlige vandløb – fordi der ikke er undersøgt på alle organismer og på samfundsniveau - men der er også argumenter for at de toksiske effekter er overvurderede pga. partikkelbinding i naturlige vandløb. Uden at under- eller overvurderinger nødvendigvis balancerer er det dog vores opfattelse, at effektgrænserne angivet i projektet er de bedst opnåelige (indenfor projektets rammer) og rimeligt realistiske.

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

Version 1.0 Januar 2004, © Miljøstyrelsen.