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

Pesticiders påvirkning af planter og alger i vandmiljøet

4 Artspecifikke forskelle i følsomhed

• 4.1 Materiale og Metoder
  • 4.1.1 Forsøg med flere arter
  • 4.1.2 Kemiske analyser
  • 4.1.3 Statistiske analyser
• 4.2 Resultater og diskussion
  • 4.2.1 Akvatiske planter og algers følsomhed overfor metsulfuron-methyl
  • 4.2.2 Akvatiske planters og algers følsomhed overfor terbuthylazin
  • 4.2.3 Arts-følsomheds-fordelinger og "naturlige" koncentrationer

I det forrige afsnit blev det vist, at det er de færreste herbicider, der er meget toksiske overfor alger i koncentrationer, der måles i overfladevand i Danmark. Ud over alger er Lemna sp., andemad, den eneste akvatiske plante som herbicider testes overfor på en rutinemæsig basis, og som der findes standard OECD-guidelines for (OECD guideline for testing of chemicals, 2000). Ud af de 486 herbicider, der er med i The e-Pesticide Manual fra 2002-2003 (Tomlin, 2002), findes der toksisitetsdata for alger for 156 produkter og for andemad på 36 produkter. Disse data er, som laboratorieforsøgene beskrevet i afsnit 3 også viste, langtfra ens. Vi ved, at mange herbicider virker selektivt, d.v.s. at nogle, helst ukrudtsplanter, er meget følsomme overfor et herbicid, mens afgrøden er tolerant og derfor overlever en sprøjtning, der slår ukrudtet ned. Forskelle i følsomhed mellem arter kan dels skyldes forskellig eksponering: nyspiret tokimbladet ukrudt får en større del af planten eksponeret, inklusiv meristemet, end en nyspiret græsafgrøde. Men den vigtigste årsag til artsspecifik forskel i følsomhed er metabolsk. Nogle planter kan simpelthen deaktivere herbicider hurtigere end andre og kan derfor tolerere en større dosis (Devine et al., 1993). Der kan være op til en faktor 1000 forskel i følsomhed mellem følsomme og tolerante terrestriske planter (Boutin et al., 2000). Spørgsmålet er, om noget tilsvarende gælder for vandplanter, der har en utrolig varieret morfologi og levemåde og stammer fra mange forskellige ikke nært beslægtede familier. Kan vi basere lovgivningen, der skal beskytte den akvatiske flora, på laboratorieresultater fra alger og en lille flydebladsplante?

For at undersøge denne problemstillig valgte vi at se på artsspecifik følsomhed hos 10-12 forskellige danske vandplanter i forhold til to herbicider: Det ene er metsulfuron-methyl, et sulfornylureaherbicid som godt nok ikke, så vidt vi er orienteret, er målt i overfladevand, men som har et nedsivningspotentiale. Metsulfuron-methyl er også et af de herbicider, hvor der er vist en stor artspecifik forskel i følsomhed hos terrestriske planter (Boutin et al., 2000). Det andet herbicid er terbuthylazin, som var et af de herbicider, der havde en lav Relativ Toksisitet (afsnit 2.2.2.1), og som er målt i høje koncentrationer i overfladevandet i Danmark.

Vi forventede at selektiviteten hos akvatiske planter afhang af de samme to primære faktorer som hos terrestriske planter: eksponering samt evnen til at deaktivere herbiciderne. Eksponeringen hos en akvatisk plante vil være proportionel med den herbicid-eksponerede overflade i forhold til plantevolumen. Man kunne derfor forvente af arter med et stort overflade/volumenforhold ville være mere følsomme end arter med en mindre overflade. Evnen til at deaktivere herbicider blev ikke målt i dette studie.

4.1 Materiale og Metoder

De forskellige vandplantearter blev testet i en opstilling med flere arter og med et kontinuert flow af medietilsat herbicid. Disse resultater blev sammenlignet med resultater fra standardtest beskrevet i afsnit 2.1.1 og 2.1.2.

4.1.1 Forsøg med flere arter

Neddykkede vegetative skud fra Elodea canadensis (Almindelig Vandpest), Callitriche platycarpa (Fladfrugtet Vandstjerne), Potamogeton crispus, (Kruset Vandaks), Ceratophyllum demersum (Tornfrøet Hornblad), Ceratophyllum submersum (Tornløs Hornblad), Myriophyllum spicatum (Aks-Tusindblad), Batrachium trichophyllum (Hårfliget Vandranunkel), Berula erecta (Smalbladet Mærke/Sideskærm), Sparganium emersum (Grenet Pindsvineknop), og Lemna trisulca (Kors-andemad) samt en flydebladsplante Spirodela polyrrhiza (Stor Andemad) blev indsamlet i vandløb og damme på Nord-Sjælland. Planterne blev renset og placeret i akvarier i et vækstkammer med en dag/nat vandtemperatur på 18°C/15°C og 16 timers lys. Vækstmediet var et Smart & Barko medie (Smart & Barko, 1985) tilsat en mikronæringsblanding bestående af: 3 mmol m^-3 H₃BO₃, 0.08 mmol m^-3 ZnSO₄, 0.06 mmol m^-3 NaMoO₄, 0.03 mmol m^-3 CuSO₄, 3 mmol m^-3 MnCl₂, 2 mmol m^-3 FeCl₂ and 2 mmol m^-3 EDTA samt tilsat kvælstof og fosfor (Tabel 4). I det første forsøg blev kvælstof- og fosforkoncentrationerne bestemt ud fra de gennemsnitlige koncentrationer fra 218 lokaliteter i danske vandløb (www.dmu.dk1_Viden/2_Miljoe-tilstand/3_vand/4_vandkemi/start.asp, April 2001). Da vi imidlertid havde mistanke om fosformangel, justerede vi koncentrationerne i de efterfølgende forsøg. Start pH var pH 7.7 og pH steg aldrig til over pH 8.5 i løbet af dagen.

Tabel 4. Lys, kvælstof og forforkoncentrationer i de 4 forsøg med flere arter.

I tillæg til de indsamlede planter anvendte vi også den Lemna minor klon, vi bruger til standard Lemna-testene. Efter 5 dages tilvænning til forholdene i vækstkammeret blev planterne placeret i tests-systemet (Figur 7a,b,c). Test-systemet bestod af 7 stk 25 liters glas-flasker indeholdende vækstmedium tilsat herbicid i koncentrationerne 0,00; 0,01; 0,10; 0,50; 1,0; 10 og 100 g metsulfuron-methyl l^-1 for forsøg I, 0,00; 0,01; 0,10; 1,0; 10; 100 og 1000 μg metsulfuron-methyl l^-1 for forsøg II og 0; 8 ; 23; 64; 184; 525 og 1500 μg terbuthylazin l^-1 for forsøg III og IV. Flaskerne var forbundet til hver 2 akvarier (L:B:H = 45:30:30 cm) med en 1 mm (indre diameter) Teflon slange. Mediet blev tilført akvarierne via teflon-slangen v.h.a. hævert princippet. Ialt blev der tilført 12.5 liter medie til hvert akvarie hver- (Forsøg I og II) eller hver anden dag (Forsøg III og IV) (Figur 7a). Hvert akvarie indeholdt 25 liter og var forsynet med overløb. Tre afvejede 5 cm apicale skud af langskudsarterne Elodea, Callitriche, Batrachium, Myriophyllum og de to Ceratophyllum arter samt tre grundskud af grundskudsplanterne Berula og Sparganium og Lemna trisulca på 5-bladsstadiet blev placeret i et net i hvert af de ialt 14 akvarier (Figur 7b). Tre planter af de to flydebladsplanter Lemna minor og Spirodela blev placeret i hver deres flydende ramme tæt på akvariets kant (Figur 7c). På grund af de forskellige tider på sommeren eksperimenterne blev udført (2001 og 2002), var det ikke altid muligt at skaffe alle de nævnte arter, men et minimum af 10 arter indgik i alle forsøg. Ud over planterne blev der placeret 3 bånd 11 mm bredt grønt Max tape (Maxco, Ltd, Tyskland) vertikalt i akvarierne som kunstigt substrat for fastsiddende alger. Der blev udtaget 5 skud/planter identiske med de inkuberede af hver art til bestemmelse af friskvægt/tørvægtsforholdet ved forsøgets start. For flydebladsplanterne blev overflade/tørvægt forholdet målt ud fra overflademålinger som beskrevet i afsnit 2.1.1.

Figur 7. Opsætning af vandplanter i Mikro-kosmosforsøg med vandgennemstrømning: a) Selve forsøgsopsætningen, b) placering af de neddykkede vandplanter I net og c) placering af flydebladsplanterne.

Efter en vækstperiode på 14 dage blev alle planter høstet, frysetørret og vejet, og flydebladsplanterne fotograferet. Planternes relative vækstrate blev udregnet som: (ln W_slut-ln W_start)/T, hvor W_start er tørvægten ved forsøgets start, W_slut er tørvægten ved forsøgets afslutning, og T er det tidsrum, hvori planterne har vokset angivet i dage. Båndene med epifytbelægning blev placeret i et reagensglas med 96% ethanol og ekstraherede et døgn i mørke inden klorofyl koncentrationen blev målt spektrofotometriskt ved 665nm. Klorofyl a koncentrationen blev udregnet efter: ((Abs₆₆₅ – Abs₇₅₀)E)/AL, hvor Abs665 og Abs750 er absorbtionen ved henholdsvis 665 og 750 nm, E er ekstraktions volumen i ml, A absorbtionskoefficienten af klorofyl a i ethanol (83,4 l g^-1 cm^-1) og L arealet af båndets overflade (Wintemans & De Mots,1965).

Ud over vækstraten, blev planternes specifikke overfladeareal (SLA) af frysetørret materiale også målt. Dette blev gjort på de første fuldt udviklede blade på hvert skud. Bladene blev vejet og placeret i vand, så de svulmede op til friskvægts-størrelse. De blev derefter placeret på et gennemsigtigt stykke plastik (et overhead-ark) og skannet sammen med et standard areal, hvorefter arealet blev beregnet i Photoshop 7.0. Det herbicid-eksponerede overfladeareal blev udregnet som: et-sidet overfladeareal for flydebladsplanter, to-sidet overfladeareal for neddykkede planter og for planter med nålelignende blade som f.eks de to Ceratophyllum arter som ½(målt areal * π).

4.1.2 Kemiske analyser

Der blev udtaget vandprøver fra det nyblandede medie i flaskerne samt akvarierne 3-4 gange i løbet af hver forsøgsperiode til herbicidanalyse. Analyserne blev udført på Dansk Jordbrugs Forskning, Flakkebjerg. Analyserne af metsulfuron-methyl blev foretaget efter metoden beskrevet i (Køppen & Spliid, 1998). Terbuthylazin var analyseret med HPLC (Hewlett Packard HPLC 1100; Thermo Hypersil BDS column 250 mm x 2.1 mm - 5m; Applied Biosystems Sciex API 2000 MSMS detector) ved at benytte en gradient med A-eluenten bestående af 99% 10 mM ammonium acetat i vand og 1% methanol og B-eluenten bestående af 90% methanol og 10% mM ammonium acetat i vand. Retentionstiden for terbuthylazin var omkring 10 minutter. Detektionen blev udført efter elektro-spray ionisering i positivt mode med MRM, en Q1 m/z på 230 og Q3 m/z på 174. "Declustering potential" var 60 V, kollisionsenergien 16 V og den kollisionsaktiverede dissociering (CAD) 4. Detektionsgrænsen var omkring 0.02 terbuthylazin μg l^-1.

4.1.3 Statistiske analyser

Alle data blev først testet med en variansanalyse, for at se om der var forskel mellem herbicid-doseringerne. Hvis der var en signifikant forskel, blev data beskrevet med den logistiske dosis-respons model, som beskrevet i afsnit 2.1.1. Variansen var stabiliseret ved at bruge "Transform-both-sides" (Streibig et al., 1993) og modellens validitet sammenlignet med variansanalysen var testet med en lack-of-fit F-test (Seefeldt et al., 1995). I de tilfælde hvor hældnings parameteren ikke kunne bestemmes med en varians <b, blev b fikseret til gennemsnittet af de resterende kurver som lå rimelig konstant omkring 1,5 – 2,5 (Cedergreen et al., 2003). EC₁₀, som er det niveau, vi her definerer som et økologiskt relevant "ikke-effekt-niveau", blev beregnet ud fra dosis-respons kurvernes parametre.

For at vurdere fordelingen af arternes følsomhed overfor de to herbicider, kontruerede vi art-følsomheds-fordelinger (Species Sensitivity Distributions, SSD's). Fordelingerne blev lavet ved at sortere EC_x værdierne for hvert forsøg efter størrelse (Rang) og estimere deres centiler som (100 x rang)/(n+1), hvor n er antal arter inkluderet i fordelingen (Klaine et al., 1996). Arts-følsomheds-fordelingen blev beskrevet med en logistisk model analogt til dosis-respons kurverne. Sparganium emersum var inkluderet i samtlige fordelinger, men dens EC_x var ikke inkluderet i fitting proceduren, da den i alle tilfælde lå udenfor det testede koncentrationsinterval.

4.2 Resultater og diskussion

Først beskrives og diskuteres resultaterne for metsulfuron eksperimenterne og dernæst for terbuthylazin eksperimenterne. Til sidst sammenholdes arts-følsomheds-fordelingerne med de EC_x niveauer der er opgivet i litteraturen, og som vi har målt, for at vurdere om standardtestene på Lemna og alger er repræsentative for et større antal akvatiske arter.

4.2.1 Akvatiske planter og algers følsomhed overfor metsulfuron-methyl

Det viste sig at den tørvægtsspecifikke vækst af akvatiske planter over 14 dage ikke var nogen særlig følsom parameter til at måle effekten af metsulfuron-methyl. Kun 4 af de i alt 19 kurver kunne fittes med en dosis-responsmodel (Tabel 5).

Tabel 5. Dosis-responskurvens parameter (se afsnit 2.1.1) for tørvægtsspecifik relativ vækstrate i forsøg med metsulfuron-methyl (middel asymptotisk stdev)

* b var fikseret til gennemsnittet af de kendte b-værdier.

Dette skyldes, at metsulfuron-methyl påvirker aminosyre-syntesen, og da planterne langt hen ad vejen kan kompensere for denne virkning ved at sætte omsætningsraten af proteiner i vejret, går der forholdsvis lang tid, inden forstyrrelserne i aminosyresyntesen påvirker fotosyntesen og derved kulstoffikseringen og tørvægtstilvæksten. Celledelingen bliver, af uvis årsag, dog ramt allerede efter få timer (Cobb, 1992). Når celledelingen stopper, mens tørvægtstilvæksten stiger, bliver bladene tykkere. Dette sker sandsynligvis p.g.a. stivelses akkumulering, som det er set for andre planter udsat for ALS-hæmmere (Rouuela et al., 2000). Hvis vi derfor ser på data for specifikt bladareal (SLA), som er et indirekte mål for bladtykkelse, får vi fine dosis-responskurver for 13 ud af de 19 kurver (Tabel 6 og Figur 8).

Sammenligner vi EC₅₀ værdierne for den tørvægtsspecifikke vækstrate med EC₅₀ værdierne for SLA, finder vi, at SLA er en ca. 10 gange mere følsom parameter end tørvægtsspecifik vækst. Det er dog muligt, at denne forskel vil udligne sig, hvis forsøget fortsatte i længere tid. For Lemna-forsøg, hvor udviklingen i EC₅₀ er fulgt over 15 dage for en række forskellige responsvariable, stabiliserer EC₅₀ for SLA sig dog på et niveau, der en faktor 3 lavere end EC₅₀ for tørvægtsspecifik vækst (Ikke viste resultater).

Tabel 6. Dosis-responskurvens parameter (se afsnit 2.1.1) for specifikt bladareal i forsøg med metsulfuron-methyl (middel asymptotisk stdev)

a b var fikseret til gennemsnittet af de kendte b-værdier.

Figur 8. Specifikt bladareal (SLA) for det første fuldt udviklede blad for 12 arter vandplanter som en funktion af metsulfuron-methyl koncentrationen i to forsøg: Forsøg 1, lukkede symboler, Forsøg 2, åbne symboler. Data er middel ±asymptotisk standard afvigelse (n = 5 eller 6).

Udviklingen af epifytbelægningen var uafhængig af metsulfuron-methyl koncentrationen (ANOVA: p > 0,05)(Cedergreen et al., 2003). Dette er i overensstemmelse med resultaterne fra algetesten udført i vores laboratorie ved pH 8 (Tabel 2), hvor EC₅₀ værdien lå omkring 700-800 μg l^-1 og med litteraturværdien i Tomlin (2002), der angiver en NOEC på 100 000 g l-1. Også andre danske undersøgelser af følsomheden af naturlige epifyt-samfund overfor metsulfuron-methyl viste lignende resultater (Møhlenberg et al., 2004).

4.2.1.1 Kemiske analyser

Analyser af metsulfuron-methyl koncentrationen i vandet viste ingen signifikant forskel mellem det til-ledte vand og vandet i akvarierne (ANOVA: p = 0,94). De målte koncentrationer var en smule lavere (<10%), men passede ellers fint overens med de beregnede (Regression: r² = 0,96, slope = 0,94 på log-transformerede data).

4.2.2 Akvatiske planters og algers følsomhed overfor terbuthylazin

Den tørvægtsspecifikke vækstrate var en meget følsom parameter i forsøgene med terbuthylazin. I disse forsøg opstod imidlertid et andet problem: Efter inkuberingen af planterne, tabte en del planter blade, hvorefter nye skud og blade begyndte at vokse ud. Dette kunne skyldes stress i forbindelse med "dubning" inden bestemmelse af skuddenes friskvægt, eller noget helt andet. Det havde imidlertid den konsekvens, at de tørvægtsspecifikke vækstrater, som jo er et udtryk for netto-tilvækst hvor tabsraten er inkluderet, blev negativ i tilfælde, hvor der var en klar tilvækst af nye skud og blade. Den negative vækst kan gøre det svært at bestemme den nedre grænse for en dosis-responskurve, og det blev derfor besluttet at anvende slut-tørvægt som responsvariabel for terbuthylazinforsøgene (Tabel 7, Figur 9). Variansen er lidt større end for vækstrateresultaterne, men EC₅₀ værdierne var ikke væsentligt forskellige mellem de to responsvariable.

Tabel 7. Dosis-responskurvens parameter for slut-tørvægt i forsøg med terbuthylazin (middel ±asymptotisk stdev)

a b var fikseret til gennemsnittet af de kendte b-værdier.

Terbuthylazin havde en klar effekt på udviklingen af epifytbelægningen med EC₅₀ værdier på henholdsvis 42±15 μg l^-1 og 206±74 μg l^-1 i forsøgene med lav- og høj lysintensitet. Disse værdier ligger indenfor det samme interval som EC₅₀ værdierne for de akvatiske makrofytter og er en smule højere end Tomlins (2002) værdier for Scenedesmus subspicatus på 16-24 μg l^-1.

4.2.2.1 Kemiske analyser

Analyser af terbuthylazin i vandet viste, at koncentrationen i det tilførte vand var ca. 7212% af den beregnede koncentration. Dette skyldes sandsynligvis en kombination af adsorption af herbicidet til overflader og ukomplet opløsning af det ikke særligt let opløselige herbicid (Opløselighed: 8500 μg l^-1), der blev tilsat direkte til de tre højeste koncentrationer. Ca. 87±12% af den terbuthylazin, der blev tilsat akvarierne, kunne genfindes efter 2-3 dage, og der var ikke nogen variation i de målte koncentrationer over tid (ANOVA: p = 0.86; p = 0.99 for henholdsvis det første og det andet forsøg).

4.2.3 Arts-følsomheds-fordelinger og "naturlige" koncentrationer

Arts-følsomheds-fordelingerne for de to herbicider kan ses i Figur 10. Arts-følsomheds-fordelinger er lavet ved at sortere arterne efter deres følsomhed overfor et givet stof, angivet ved deres EC_x. Hver art gives derefter en placering i fordelingen efter formelen: (100* rang nummer)/(1+n), hvor n er antallet af arter (Klaine et al., 1996). Rangen afbilledes herefter som funktion af følsomheden og beskrives med en sigmoid kurve (Van Straalen, 2002). Stejle kurver er betegnende for grupper med meget ens følsomhed, hvorimod flade kurver viser en stor spredning i følsomhed mellem arterne.

Figur 10. Arts-følsomheds-fordelinger for terbuthylazin og metsulfuron-methyl baseret på EC₅₀ værdierne (Tørvægts- og overflade/vægt-baserede) for de to forsøg: lav lysintensitet, lukkede symboler, fed kurve og høj lysintensitet, åbne symboler, tynd kurve. Data for standardtest organismen Lemna minor er markerede med en grå cirkel. Værdierne er middel den asymptotiske standard afvigelse. Data er beskrevet med en logistisk model.

Sammenlignet med terrestriske planter er variationen i følsomhed mellem arterne overraskende lille. For terbuthylazin var der en faktor 34 mellem EC₅₀ for den mest og mindst følsomme art, og for metsulfuron-methyl var faktoren 56, hvilket for metsulfuron skal sammenlignes med en faktor >1000 for terrestriske planter og en faktor 350 på 10 grønalgearter (Boutin et al., 2000; Nyström et al., 1999). Den forholdsvis lille spredning er også observeret for andre herbicider testet i mikrokosmos eksperimenter (Brock et al., 2003). I ovenstående analyse af forskellen i følsomhed er Sparganium, som var ufølsom overfor begge herbicider indenfor det koncentrationsinterval, vi anvendte, ikke indregnet. Sparganiums tolerance kan enten skyldes plantens morfologi, hvor meristemet og de inderste blade på den ålegræs-lignende plante er godt beskyttede af de yderste blade, hvilket kunne betyde, at det eksponerede overfladeareal i forhold til biomassen er forholdsvist lille; eller det kan skyldes at Sparganium immobiliserer og metaboliserer herbicider hurtigere end andre akvatiske planter. Da Sparganium sp. også er en af de planter, der er mest robust overfor grødeskæring (Baattrup-Pedersen, 2000), vil en evt. kraftig herbicid belastning, der vil sænke væksten af andre arter, kunne fremme dens dominans.

Der var ingen korrelation mellem EC₅₀ og herbicid eksponeret specifikt bladareal (SLA) eller vækstrate for terbuthylazin, mens der var en signifikant korrelation mellem logaritmen til begge parametre og logaritmen til EC₅₀ for metsulfuron-methyl (Korrelation: r = 0,69; p = 0,03 for SLA og r = -0,79; p = 0,01 for Relativ Vækstrate). Den positive korrelation mellem EC₅₀ og SLA var overraskende, da den betyder, at planter med et stort eksponeret overfladeareal pr. tørvægtsenhed er mindre følsomme overfor metsulfuron-påvirkningen end planter med et lavt eksponeret overfladeareal. Vækstraten og SLA var imidlertid også korrelerede, så det var de planter med den laveste SLA, der var de hurtigst voksende. Den negative korrelation mellem EC₅₀ og vækstrate viser, at de hurtigst voksende planter var de mest følsomme. Da det har været vist i andre studier, at hurtigt voksende planter er mere følsomme over for sulfonylurea herbicider end langsomtvoksende planter (Cobb, 1992), mener vi, at det er de metabolske forskelle fremfor de morfologiske, der i største grad kan forklare forskellene i følsomhed overfor metsulfuron-methyl hos de testede akvatiske planter.

Figur 11. Arts-følsomheds-fordelinger for terbuthylazin (cirkler) og metsulfuron-methyl (triangler) baseret på EC₁₀ værdierne for de to forsøg: lav lysintensitet, lukkede symboler, fed kurve og høj lysintensitet, åbne symboler, tynd kurve. Data for standard-test organismen Lemna minor er markerede med en grå cirkel. Data er beskrevet med en logistisk model.

Andemaden Lemna minor var for begge herbiciders vedkommende representativ for de resterende arter. For metsulfuron-methyl var den en af de mest følsomme, og for terbuthylazin lå den mere i midten af fordelingen (Figur 10). Følsomhederne opnået over 14 dage i forsøgene med flere arter, stemte også godt overens med resultaterne fra standardtestene (Tabel 2), hvilket støtter troværdigheden af standardtestene. Hvis man prøver at betragte arts-følsomheds-kurver baseret på EC₁₀, som er det effektniveau, der ofte bruges som et økologisk "ingen effekt niveau", kan man beregne det koncentrations interval der teoretisk set vil beskytte 95% af arterne i det pågældende samfund (Van Straalen, 2002).

For metsulfuron-methyl vil den koncentration, der vil beskytte 95% af makrofyt-samfundet (The 5% Hazard Concentration: HC₅) være henholdsvis 1 og 5 ng l^-1 for de to eksperimenter. For terbuthylazin er koncentrationerne 1 og 3 μg l^-1. Beregnes HC₅ værdierne for EC₅₀-arts-følsomheds-fordelingerne er størrelserne ca. en faktor 10 større end for EC₁₀-fordelingerne, nemlig 14 og 31 ng l^-1 for metsulfuron og 3 og 33 μg l^-1 for terbuthylazin. Dette svarer godt til den faktor 10, der ofte bruges, når der skal ekstrapoleres fra EC₅₀ til NOEC.

Også i forhold til EC₁₀-følsomheds-fordelingen er Lemna minor representativ for de resterende arter og vil med den faktor 10 der bliver brugt mellem NOEC for Lemna og den højest tilladelige koncentration (Pesticidkontoret, 1999), kunne beskytte over 95% af vandplante-arterne. HC₅ værdierne for metsulfuron-methyl er så lave, at de kun vanskeligt kan måles med de nuværende analysemetoder, hvor detektionsgrænsen ligger omkring 10 ng l^-1 (Køppen & Spliid, 1998). På den anden side er de estimerede HC₅ værdier lave i forhold til hvad der er underbygget af data, så de skal nok tages for værende et meget konservativt estimat. For terbuthylazin derimod ligger HC₅-værdierne faktisk under de koncentrationer på omkring 10 μg l^-1, der er blevet målt i Danmark. Det vil sige, at hvis de 10 g terbuthylazin l^-1 der er blevet målt er nogenlunde konstante over tid, vil terbuthylazin kunne påvirke væksten og dermed muligvis også sammensætningen af arter af vandplanter i det danske vandmiljø. Det skal nævnes, at sensitiviteten af vandplanter overfor terbuthylazin svarer til de værdier, der findes på det langt bedre undersøgte herbicid, atrazin, der ligner terbuthylazin både fysisk/kemisk og m.h.t. virkemåde (Solomon et al., 1996).

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

Version 1.0 Juli 2004, © Miljøstyrelsen.