Bibliografiska uppgifter för
Ekologiska effekter av bekämpningsmedelsrester
i vatten - vad vi vet och vad vi borde veta
Tidskrift/serie SLF Rapport
Utgivare
Sveriges lantbruksuniversitet (SLU); Stiftelsen
Lantbruksforskning; Jordbruksverket (SJV)
Utgivningsår 2004
Nr/avsnitt
68
Författare
Åkerblom N.
Ingår i...
Jordbrukskonferensen 2004
Huvudspråk
Svenska
Målgrupp
Rådgivare
Nummer
(ISBN, ISSN) ISSN 1104-6082
Ekologiska effekter av bekämpningsmedelsrester i vatten
– vad vi vet och vad vi borde veta
Nina Åkerblom
Institutionen för Miljöanalys, SLU, Box 7050, 750 07 Uppsala
tel: 018-673026, e-post: [email protected]
Introduktion
Bekämpningsmedel som används inom jordbruk sprids till sjöar och vattendrag genom atmosfärisk deposition,
ytavrinning och läckage genom marken (Kreuger, 1999). Över hela världen har bekämpningsmedel hittats i vatten, i
bottensediment och i akvatiska organismer. I Sverige har Ulén m.fl. (2002) konstaterat att de bekämpningsmedel
som används mest, också är de som oftast hittas i mätbara koncentrationer i våra vatten.Växtbekämpningsmedlen
bentazon och MCPA hittades t.ex. i de flesta prover från de vattendrag som undersöktes i övervakningsprogrammet
för bekämpningsmedel, men även glyfosat och mecoprop var vanliga.Vid några tillfällen hittades bekämpningsmedel
som är förbjudna i Sverige, t.ex. atrazin, 2,4-D och simazin (Ulén m.fl., 2002). Det är tydligt att både bekämpningsmedel som används idag och bekämpningsmedel som varit förbjudna under lång tid, sprids till och/eller ackumuleras i akvatiska ekosystem och därmed utgör ett hot mot alla akvatiska organismer.
I den här sammanställningen kommer jag kort att redogöra för vilka risker, och möjliga ekologiska effekter, som
uppkommer i samband med att vi hittar bekämpningsmedel i våra sjöar och vattendrag. För en mer omfattande
sammanställning hänvisar jag till Åkerblom (2004), en litteraturstudie som behandlar samma tema.
Dokumenterade effekter av bekämpningsmedelsrester i sjöar och vattendrag
Det finns idag inga kända ekologiska effekter av bekämpningsmedelsrester i naturliga Svenska vatten, vilket inte är så
märkligt med tanke på att inga undersökningar hittills har gjorts för att studera detta. Däremot finns det en del
exempel från andra delar av världen på hur bekämpningsmedel kan påverka naturliga bestånd av fiskar och ryggradslösa djur (t.ex. zooplankton, kräftdjur och insektslarver) (Bálint m.fl., 1997; Liess och Schulz, 1999; Schulz och Liess,
1999). År 1991 och 1995 dog stora mängder av ål (Anguilla anguilla) i Europas största sötvattensjö, Balaton, i Ungern.
Flera forskningsinstitut var inblandade för att ta reda på vad fiskdöden orsakades av. Det visade sig att huvudorsaken
till fiskdöden var två insektsbekämpningsmedel, deltametrin och permetrin (Bálint m.fl., 1997). Dessa bekämpningsmedel spreds över skogsområdena kring Balaton för att bekämpa myggor. Troligen bildade bekämpningsmedlen en
ytfilm på vattenytan och när ålarna gick upp för att andas, vilket de ofta gör på natten, exponerades de för så höga
koncentrationer att de avled.
I ett jordbruksområde i norra Tyskland undersöktes effekterna av ytavrinnings-relaterad spridning av insektsmedlen
paration-etyl, fenvalerat och deltametrin (Liess och Schulz, 1999; Schulz och Liess, 1999). Det visade sig att flera
arter, t.ex. flera insekter och kräftdjur, var mycket känsliga för exponeringen och de försvann därmed helt från det
undersökta vattendraget. Andra arter minskade drastiskt i antal. Först 11 månader efter ytavrinningstillfällena var
vattendraget återställt, med avseende på artförekomst.
Gemensamt för båda dessa exempel är att effekterna är väldigt tydliga och direkta, och därför lätta att upptäcka och
beskriva. Mer diskreta och långsiktiga ekologiska effekter kan vara svåra att upptäcka, speciellt om bara kortsiktiga
undersökningar utförs.
Risker med bekämpningsmedelsrester i akvatiska ekosystem
Additativa eller synergistiska effekter
Additativa effekter är när två eller flera kemikalier samverkar och ger upphov till dubbel effekt av exponeringen
(1+1=2). Synergistiska effekter är när kemikalierna samverkar så att mer än dubbla effekten uppnås (1+1=3). Inom
jordbruket används ständigt flera olika bekämpningsmedel samtidigt. Dessutom vet vi att flera av dessa hittas i
mätbara koncentrationer i våra vatten (Ulén m.fl., 2002), vilket innebär en stor risk för både additativa och synergistiska effekter på de organismer som exponeras. Som exempel kan nämnas att växtbekämpningsmedlet atrazin inte
ens i höga koncentrationer (20 mg/l) är giftigt för mygglarver (Chironomus riparius). I kombination med
insektsbekämpningsmedlen klorpyrifos, malation, triklorfon och metyl-paration så uppkommer dock synergistiska
effekter, vilket innebär att atrazin markant ökar giftigheten av insektsmedlen (Pape-Lindström och Lydy, 1997). Så
lite som 40 µg/l atrazin räcker för att fördubbla giftigheten av klorpyrifos. Idag vet vi väldigt lite om denna typ av
samverkan mellan olika bekämpningsmedel. Detta gör det svårt att dra några slutsatser om vilka effekterna kan
tänkas bli av de bekämpningsmedel som vi hittar i akvatiska ekosystem.
Kroniska effekter
Kroniska effekter innebär att det sker en långsam förändring, eller att effekterna kan mätas först lång tid efter
exponeringen. Det är ofta betydligt mer komplicerat att upptäcka kroniska effekter jämfört med akuta effekter.
Kroniska effekter till följd av bekämpningsmedel har bl.a. visats genom reproduktionsstörningar på lax (Salmo salar).
Vitt skilda bekämpningsmedel, såsom insektsmedlen cypermetrin, diazinon och karbofuran, samt växtbekämpnings83
medlet atrazin, kan påverka laxhannens förmåga att upptäcka och svara på de feromoner som laxhonorna utsöndrar
under lekperioden (Moore och Waring, 1996; Waring och Moore, 1997; Moore och Waring, 1998; Moore och
Waring, 2001). Detta innebär att laxhannarnas produktion av könshormoner och mjölke inte kommer upp till de
nivåer som krävs för att genomföra en lyckad reproduktion. Detta skulle kunna leda till att laxpopulationen sakta
minskar i det drabbade området. För att upptäcka liknande kroniska effekter av bekämpningsmedel krävs långsiktliga
övervakningsprogram, dels för att följa halterna av bekämpningsmedel, men också för att följa utvecklingen av
organismer på populationsnivå.
Indirekta ekologiska effekter
Indirekta ekologiska effekter till följd av bekämpningsmedel kan, precis som kroniska effekter, vara svåra att upptäcka i
naturen och ofta svåra att beskriva. Indirekta effekter innebär att vissa arter, eller grupper av arter, drabbas (antingen
positivt eller negativt), trots att de inte påverkas direkt av bekämpningsmedlet. Wendt-Rasch (2003) visade i sin doktorsavhandling att både insektsbekämpningsmedel (cypermetrin) och växtbekämpningsmedel (metsulfuron-metyl)
genom indirekta effekter kan gynna tillväxten av alger i ett sötvattensystem. Detta innebär att spridning av bekämpningsmedel kan påverka det akvatiska ekosystemet mot ett mer algdominerat samhälle, vilket innebär att effekterna
till stor del påminner om övergödningseffekter. Det är därför inte osannolikt att vissa av de bekämpningsmedel som
vi idag hittar i sjöar och vattendrag bidrar till övergödningseffekten i jordbruksområden med hög näringstillförsel.
Effekter av nedbrytningsprodukter
Bekämpningsmedel som sprids till akvatiska miljöer bryts ned via kemiska, fysikaliska och biologiska processer till en
eller flera nedbrytningsprodukter.Vi vet väldigt lite om halter i miljön och om ekologiska effekter av dessa nedbrytningsprodukter, trots att de i vissa fall är mer giftiga än modersubstansen. I Holland försökte Belfroid m.fl. (1998) göra
en sammanställning och utvärdering av den information som fanns om nedbrytningsprodukter från 20 vanliga
bekämpningsmedel. Informationen om de 78 nedbrytningsprodukterna var bristfällig och i många fall där det faktiskt
fanns information, ansåg författarna att informationen inte var pålitlig. För mer än 50 % av nedbrytningsprodukterna
var den fysikaliska-kemiska informationen otillräcklig och för mer än 45 % av nedbrytningsprodukterna fanns ingen
information alls om ekotoxikologiska egenskaper (t.ex. giftighet för olika organismer). P.g.a. denna brist i information
är det omöjligt att veta hur nedbrytningsprodukterna sprids i miljön och hur de kan påverka akvatiska organismer. I
många fall är det inte ens möjligt att mäta halterna, eftersom det inte finns metoder som är utvecklade för detta.
Slutsatser
Bekämpningsmedel som används idag och bekämpningsmedel som varit förbjudna under lång tid, sprids till och/
eller ackumuleras i akvatiska ekosystem och utgör därmed ett hot mot alla akvatiska organismer. I Sverige har man
hittills inte gjort några undersökningar för att följa eventuella ekologiska effekter av bekämpningsmedel i den
akvatiska miljön. Det finns dock en rad olika risker med de uppmätta halterna av bekämpningsmedel som potentiellt skulle kunna leda till ekologiska effekter. I framtiden bör vi därför ta hänsyn, inte bara till direkta och akuta
effekter orsakade av modersubstanser, utan också till indirekta och kroniska effekter orsakade av blandningar av
bekämpningsmedel, inklusive nedbrytningsprodukter.
Referenser
Bálint, T., Ferenczy, J., Kátai, F., Kiss, I., Kráczer, L., Kufcsák, O., Láng, G., Polyhos, C., Szabó, I., Szegletes, T. och Nemcsók, J. 1997.
Similarities and differences between the massive eel (Anguilla anguilla L) devastations that occurred in Lake Balaton in 1991 and 1995.
Ecotoxicology and Environmental Saftey 37, 17-23.
Belfroid, A. C., van Drunen, M., Beek, M. A., Schrap, S. M., van Gestel, C. A. M., och van Hattum, B. 1998. Relative risks of transformation products of pesticides for aquatic ecosystems. The Science of the Total Environment 222, 167-183.
Kreuger, J. 1999. Pesticides in the environment- Atmospheric deposition and transport to surface waters. Sveriges Lantbruksuniversitet.
Institutionen för Miljöananlys. Doktorsavhandling. Uppsala.
Liess, M. och Schulz, R. 1999. Linking insecticide contamination and population response in an agricultural stream. Environmental
Toxicology and Chemistry 18, 1948-1955.
Moore, A. och Waring, C.P. 1996. Sublethal effects of the pesticide diazinon on olfactory function in mature male Atlantic salmon parr.
Journal of Fish Biology 48, 758-775
Moore, A. och Waring, C.P. 1998. Mechanistic effects of a triazine pesticide on reproductive endocrine function in mature male Atlantic
salmon (Salmo salar L.) parr. Pesticide Biochemistry and Physiology 62, 41-50.
Moore, A. och Waring, C.P. 2001. The effects of a synthetic pyrethroid pesticide on some aspects of reproduction in Atlantic salmon
(Salmo salar L.). Aquatic Toxicology 52, 1-12.
Pape-Lindström, P.A. och Lydy, M.J. 1997. Synergistic toxicity of atrazine and organophosphate insecticides contravenes the response
addition mixture model. Environmental Toxicology and Chemistry 16, 2415-2420.
Schulz, R. och Liess, M. 1999. A field study of the effects of agriculturally derived insecticide input on stream macroinvertebrate
dynamics. Aquatic Toxicology 46, 155-176.
Ulén, B., Kreuger, J. och Sundin, P. 2002. Undersökning av bekämpningsmedel i vatten från jordbruk och samhälle år 2001. Sveriges
Lantbruksuniversitet. Institutionen för Miljöananlys. Rapport 2002:4.
Waring, C.P. och Moore, A. 1997. Sublethal effects of a carbamate pesticide on pheromonal mediated endocrine function in mature
male Atlantic salmon (Salmo salar L) parr. Fish Physiology and Biochemistry 17, 203-211.
Wendt-Rasch, L. 2003. Ecological effects of pesticides in freshwater model ecosystems. Lunds Universitet. Institutionen för Ekologi.
Doktorsavhandling. Lund.
Åkerblom, N. 2004. Agricultural pesticide toxicity to aquatic organisms – a literature review. Sveriges Lantbruksuniversitet. Institutionen
för Miljöananlys. Rapport 2004:16. (http://www.ma.slu.se/IMA/Publikationer/internserie/2004-16.pdf)
84
