6 Pespektivering

Effekter af pyrethroidet lambda-cyhalothrin på biologisk struktur, funktion og rekolonisering i vandløb

Pyrethroider må ud fra den foreliggende viden, bl.a. opnået gennem nærværende undersøgelser, betragtes som potentielt problematiske pesticider i danske vandløb. Stofgruppen omfatter samlet set de mest benyttede insekticider, og selvom de anvendte mængder er langt mindre, end hvad der anvendes af mange herbicider og fungicider, har de effekter på smådyrene i selv relativt lave koncentrationer af de rene stoffer. Dertil kommer, at de i praksis anvendte formuleringer af pyrethroiderne øger disse stoffers toksicitet, ligesom pyrethroiderne ofte anvendes i blandinger med fx fungicider, hvilket ligeledes kan øge deres giftighed (Nørgaard 2008). Til sammenligning er fungicider som fenpropimorph og propiconazol og herbicider som glyphosat, dichlorprop, hexazinon, ioxynil, isoproturon, MCPA, mechlorprop, metribuzin, pendimethalin og terbuthylazin fundet i maximumkoncentrationer i intervallet 0,05-9,7 µg l^-¹ i danske vandløb i forbindelse med overvågningsprogrammerne NOVA og NOVANA, mens LC50 værdierne for krebsdyret Daphnia magna (i tests over 48 timer) for de pågældende stoffer er fra 500 til >10⁶gange højere, ligesom NOEC værdierne (No Observed Effect Concentration – forsigtigt sat til en faktor 100 lavere) vil være 5-10 000 gange højere (Tomlin 1997). Pyrethroiderne bindes som tidligere nævnt meget let til partikler af forskellig art, og vil bl.a. derfor relativt vanskeligt kunne måles i vandløbsvand i forbindelse med traditionelle moniteringsprogrammer. Trods dette blev ét af stofferne (esfenvalerat) fundet i over 30% af prøverne ved en undersøgelse af tre små østjyske vandløb, som afvander landbrugsoplande (Wiggers 1999). I ca. 20% af prøverne var koncentrationerne endda >0,1 µg l^-¹, hvor der må forventes væsentlig effekt på smådyrs overlevelse og adfærd. Dertil kommer, at disse relativt høje værdier alle blev målt i forbindelse med større afstrømningshændelser i maj-juni. Det er derfor overvejende sandsynligt, at der har været tale om afstrømning fra sprøjtede marker via dræn - eller i visse tilfælde overfladisk afstrømning - i forbindelse med kraftige regnskyl, snarere end afløb fra vaskepladser. Men selvom pyrethroiderne i sådanne tilfælde primært vil blive tilført vandløbene bundet til partikler, har stofferne også på denne form effekt på vanbdløbssmådyrene i form af fx øget drift, nedsat overlevelse, og ændret artssammensætning (Schulz & Liess 2001, Friberg et al. 2003). Dertil kommer formodentlig stadig i et vist omfang ulovlige udledninger i forbindelse med fx rengøring af sprøjteudstyr på steder, hvorfra der er direkte afløb til vandløb (se fx Baym & Hansen 2001). Uanset kilderne til stoffernes forekomst i vandløbene er spørgsmålet imidlertid, i hvor høj grad stofferne og deres effekter kan erkendes i forbindelse med den nuværende overvågning og de anvendte moniteringsmetoder.

Vandrammedirektivet fastsætter helt overordnet, at der skal opnås mindst ”god økologisk tilstand” i vandområderne i EU’s medlemslande ved udgangen af 2015. Den økologiske tilstand i fx et vandløb skal bedømmes ud fra biologiske kvalitetselementer, der omfatter bl.a. smådyr (makroinvertebrater), bundlevende alger og højere planter, samt fisk. Det betyder mere præcist, at der for hvert af disse biologiske kvalitetselementer skal udarbejdes indices eller lignende målestokke for den økologiske kvalitet, fx i form af indices. Men inden dette er muligt, opstilles der vandløbstyper (fx små eller store vandløb, landlands- eller bjergvandløb, grundvandsfødte vandløb eller vandløb i moræneområder osv). For hver enkelt type defineres derefter en såkldt referencetilstand, dvs den tilstand som vandløbet ville have, hvis det ikke eller kun i meget svagt grad var påvirket af menneskelige aktiviteter. Når referencetilstanden er fastlagt, er næste skridt at definere den økologiske kvalitet som afvigelsen fra referencetilstanden. Den økologiske kvalitet inddeles således i 5 tilstandsklasser: høj, god, moderat, ringe og dårlig.

I Danmark anvendes for tiden alene ét biologisk kvalitetselement, nemlig smådyr, og kun ét indeks: Dansk Vandløbs Fauna Indeks (DVFI). Dette indeks (se Miljøstyrelsen 1998) er blevet interkallibreret med andre lignende smådyrsindices fra andre lande i EU (The Commission of the European Communities 2008). Men uanset dette er det på sin plads at fremhæve, at indekset hverken er forankret i en typologi eller referencetilstand (hvilket ikke er overraskende, fordi indekset blev udviklet for næsten 30 år siden). Desuden opfylder indekset ikke direktivets krav om, at sammensætningen af smådyrene bl.a. skal beskrives kvantitativt.

DVFI beskriver den samlede miljøkvalitet (forurening med organisk stof, fysisk vandløbskvalitet, toksisk virkende stoffer mv.) i såkaldte faunaklasser på en skala fra 1 (dårligst) til 7 (bedst). Imidlertid kan det være et problem, at de nævnte faktorers indbyrdes betydning ikke kan aflæses ud fra faunaklassen. Dertil kommer, at indeksets manglende evne til at beskrive kvantitative ændringer i smådyrssamfundene medfører, at det vil have vanskeligt ved at afspejle effekter af fx pyrethroider, som i højere grad vil reducere antallet af individer af en følsom art snarere end helt at eliminere denne. Det er således uden betydning for at opnå faunaklasse 5 i en given indsamlet prøve, om en række taxa, som karakteriserer gode miljøforhold, optræder med 2 eller 20 individer. Det er også uden betydning for beregning af faunaklassen, om den meget pyrethroid-følsomme G. pulex optræder med 10 eller 500 individer i prøven. Der skal således være tale om meget kraftige og mere permanente påvirkninger, såfremt disse kan aflæses i faunaklassen. Mere end 20 års monitering af fynske vandløb viser således eksempler på, at pyrethroidudledninger fra væksthusgartnerier har medført markante kvantitative ændringer i taxonsammensætningen uden at dette blev udtrykt ved ændringer i faunaklassen. Det er derfor vores vurdering, at DVFI ikke egner sig til at dokumentere effekter af pesticider i danske vandløb.

Der er derfor behov for andre indices, som opfylder dette behov. På europæisk plan findes der allerede potentielt egnede indices (Neumann et al. 2003a,b, Liess & von der Ohe 2005). Særligt velegnet er muligvis det tyske indeks, SPEAR (SPEcies At Risk), som bygger dels på de enkelte taxas følsomhed overfor pesticider, dels deres biologiske karakteristika som reproduktionsperiode og mobilitet (Liess & von der Ohe 2005). Ved at fokusere på disse biologiske karakteriska er det forsøgt at gøre indekset uafhængigt af andre betydende miljøfaktorer som fx organisk forurening og fysiske forhold. Indekset har især vist sig velegnet til at afspejle effekter forbundet med sprøjtninger mod markskadedyr i maj-juni, ligesom det synes at have potentiale som et fælles europæisk indeks i forbindelse med implementering af Vandrammedirektivet (Von der Ohe et al. 2007). DMU vil i forbindelse med projektet RISKPOINT teste indekset på data indsamlet i forbindelse med NOVANA. I den forbindelse er det væsentligt at fremhæve, at de pågældende prøver er bearbejdet på et langt mere detaljeret niveau (fuld udsortering, detaljeret identifikation af de enkelte taxa, optælling af disse), end hvad der kræves for at kunne beregne faunaklassen efter DVFI (se Pedersen et al. 2007). Det betyder modsat, at indekset ikke umiddelbart vil kunne bruges i forbindelse med gængse DVFI-prøver indsamlet efter anvisningerne i Miljøstyrelsen (1998).

Det kan dog vise sig at være et problem med netop NOVANA data, at disse er indsamlet i perioden februar-april. Det er således 10-11 måneder efter seneste vigtige sprøjteperiode, hvorved de mulige effekter af pesticider i vidt omfang kan være maskeret pga. efterfølgende rekolonisering.

SPEAR har vist sig meget effektiv til at beskrive effekter af pesticider i bl.a. tyske vandløb (Liess & von der Ohe 2005, Schäfer et al. 2007, Liess et al. 2008), muligvis fordi påvirkningen er relativt omfattende. Det er således muligt, at koncentrationerne i de tyske vandløb er højere end de, som normalt forekommer i danske vandløb. I givet fald skal det være muligt at påvise effekter af fx pyrethroider i intervallet 0,1-0,5µg l^-¹ i danske vandløb.

Hidtidige studier af effekter af pyrethroider på smådyr under Miljøstyrelsens Pesticidforskningsprogram har fokuseret på effekten af pulse med forskellige koncentrationer af pyrethroider. Derimod mangler der viden om betydningen af gentagne pulse. Her vil det være relevant specielt at fokusere på de koncentrationer, som ikke har overvejende lethale effekter, men derimod sublethale effekter. De pågældende koncentrationer vil formodentlig netop være de, som må forventes i vandløbene i forbindelse med sprøjtning af marker og efterfølgende udvaskning i forbindelse med regn (0,1-0,5 µg l^-¹).

Endelig vanskeliggøres vurderingen af pyrethroidernes potentielle skadevirkninger af den begrænsede viden om de koncentrationer, som forekommer i vandløbene i forbindelse med den normale brug af stofferne. Udvaskningen i forbindelse med kraftige regnhændelser efter udbringning af pyrethroiderne er her et centralt punkt i vurderingen af risikoen for, at stofferne ender i vandløbene. Hvis det således ikke regner, eller højst regner meget svagt, i den periode, hvor der typisk sprøjtes mod skadevoldende insekter, vil der næppe udvaskes væsentlige mængder pyrethroid, hvis nogen overhovedet. Med fremtidens ændrede klima vil der kunne forventes mere nedbør om vinteren, men mindre nedbør forår og sommer (Christensen et al. 2006). Afstrømningen vil være forøget om vinteren og frem til juli måned, hvorefter afstrømningen frem til november vil blive væsentlig mindre end tidligere (Sand-Jensen et al. 2006). Det må betyde, at markdrænene ofte vil føre vand i den periode, hvor der primært sprøjtes med pyrethroider. Men selvom nedbørsmængden forventes at aftage om sommeren, vil der hyppigere optræde meget kraftige regnskyl (Christensen et al. 2006). Det betyder, at hvis drænene samtidig fører vand, vil der være stor risiko for transport af pyrethroider til vandløbene. De kraftige regnbyger kan endvidere føre til overfladisk afstrømning af pyrethroider, hvor terrænet skråner kraftigt mod vandløbene. Med de relativt uforudsigelige ekstremsituationer må det imidlertid anses for vanskeligt at beregne risikoen for forurening af vandløbene med pyrethroider.

Der skal ikke mindst derfor peges på behovet for flere og bedre målinger af koncentrationen af pyrethroider i vandløb i forbindelse med kraftige regnhændelser efter nysprøjtning af marker. Dette emne har hidtil ikke været medtaget i nationale overvågningsprogrammer (NOVA, NOVANA), men er et oplagt område i forbindelse med fremtidige revisioner af disse programmer. Målingerne bør ikke alene fokusere på den relativt lille mængde stof, som må forventes at forekomme opløst, men også på den væsentlige partikelbundne fraktion. I tilknytning hertil er der desuden et betydeligt behov for at sammenkæde denne stoftilførsel med mulige og sandsynlige effekter på vandløbenes smådyrsfauna, herunder ændringer i biodiversitet og dyrenes rolle i omsætningen af organisk stof. Tyske undersøgelser har allerede påvist, at partikelbundne pyrethroider har negative effekter på smådyrssamfundene i vandløb (Schulz & Liess 2001).