Pesticider i dansk drikkevand - SDU · 2015. 12. 30. · Drivers eller drivkræfterne er de samfundsmæssige handlinger, der forsager en given belastning. Drivers kan deles op i to

Pesticider i dansk drikkevand Miljø og Ressourcemanagement 1. semesterprojekt 2011

Henrik Böhmer og Lau Tambjerg Side 0 af 47

Pesticider i dansk drikkevand

Afleveringsdato:

21. december 2011

Vejledere:

Urs Steiner Brandt

Jens Peter Thomsen

SYDDANSK UNIVERSITET, ESBJERG

1. SEMESTERPROJEKT, DEC. 2011

Udarbejdet af

Lau Tambjerg Miljø og ressource management Henrik Böhmer, Miljø og ressource management



Indholdsfortegnelse

Indholdsfortegnelse ........................................................................................................................................... 0

1. Indledning ...................................................................................................................................................... 3

2. Redegørelse ................................................................................................................................................... 5

2.1 DPSIR............................................................................................................................................................ 5

2.1.1 Drivers................................................................................................................................................... 5

2.1.2 Pressures .............................................................................................................................................. 6

2.1.3 State ...................................................................................................................................................... 6

2.1.4 Impact ................................................................................................................................................... 7

2.1.5 Responses ............................................................................................................................................. 7

2.2 Forsigtighedsprincippet ............................................................................................................................... 9

2.2.1 Anvendelse ........................................................................................................................................... 9

2.2.2 Forsigtighedstilgangen........................................................................................................................ 10

2.3 Metode til fastsættelse af grænseværdier for kemiske stoffer i drikkevand ............................................ 11

2.3.1 Fastsættelse af kvalitetskriterier ........................................................................................................ 12

2.3.2 Farlighedsvurdering ............................................................................................................................ 13

2.3.3 Beregning af TDI ................................................................................................................................. 13

2.3.4 Usikkerhedsfaktorer ........................................................................................................................... 14

2.3.5 Udregning af drikkevandskvalitetskriteriet ........................................................................................ 15

2.4 Grænseværdier for pesticider ................................................................................................................... 15

2.4.1 Fastsættelse af grænseværdien ......................................................................................................... 17

2.5 Teknisk beskrivelse af udvalgte pesticider ................................................................................................ 17

2.5.1 2,6-dichlobenzonitril og 2,6-dichlorthiobenzamid ............................................................................. 18

2.5.2 Atrazin................................................................................................................................................. 19

2.5.3 Glyphosat ............................................................................................................................................ 20

2.6 Beskrivelse af handlinger ved overskridelse af grænseværdier for pesticider på et vandværk................ 21

2.7 Beskrivelse af handlingsmuligheder .......................................................................................................... 22

2.7.1 Pesticidafgift ....................................................................................................................................... 23

2.7.2 Omlægning til økologisk landbrug ...................................................................................................... 24

2.7.3 Sprøjtefrie randzoner ......................................................................................................................... 24

2.7.4 Rensning af oppumpet grundvand ..................................................................................................... 24

2.7.5 Flytning af kildeplads .......................................................................................................................... 25

2.7.6 Ændre grænseværdierne .................................................................................................................... 26



3. Analyse......................................................................................................................................................... 26

3.1 Beregning af nye grænseværdier .............................................................................................................. 26

3.2 Handlingsmulighederne set i forhold til DPSIR .......................................................................................... 28

3.2.1 Forebyggelse ....................................................................................................................................... 28

3.2.2 Afværgelse .......................................................................................................................................... 28

3.2.3 Kompensation ..................................................................................................................................... 28

3.2.4 Tilpasning ............................................................................................................................................ 29

3.3 Forsigtighedsprincippet ............................................................................................................................. 29

3.4 Økonomisk vurdering ................................................................................................................................ 30

3.4.1. Forebyggende og afværgende handlinger ........................................................................................ 30

3.4.2 Kompenserende og tilpassende handlinger ....................................................................................... 32

4. Sammenfatning ........................................................................................................................................... 32

5. Konklusion ................................................................................................................................................... 33

6. Referencer ................................................................................................................................................... 35

Bilag ................................................................................................................................................................. 38



1. Indledning Pesticider har i mange år haft stor opmærksomhed, både i medierne og i folks bevidsthed. De findes både i

de fødevarer vi køber og i det drikkevand, der kommer ud af vandhanen. Landbruget er den primære kilde

til de pesticider, vi indtager og bruger dem for at optimere udbyttet. Pesticider har en reducerende effekt

på uønsket plantevækst, svampe og insekter, der øger udbyttet og renheden af produktet. Frugter, grønt-

sager osv. kan man vaske af inden man kommer det i maden, men pesticider i vandet, har den enkelte for-

bruger ikke kontrol over. Kontrollen ligger i de grænseværdier der er sat for pesticider i det indvundne drik-

kevand. Disse grænseværdier er ikke ændret i næsten 40 år og det rejser en række spørgsmål, vi forsøger at

finde svar på.

Rapporten er bygget op med en indledning, redegørelse og en analyse. Vi vil til sidst i rapporten komme

med en konkluderende sammenfatning af resultatet af analysen og give vores bud på den/de bedste løs-

ninger for sikring og evt. forbedring af drikkevandskvaliteten.

For at strukturere problemet med pesticider i miljøet og drikkevandet, bruger vi DPSIR-modellen. Modellen

er god at arbejde med, da den viser sammenhængen mellem samfund og effekterne ved et miljøproblem.

Modellen kan også bruges til at strukturere løsningsforslag i de forskellige led, hvilket vi vil arbejde videre

med i analysen.

Vi vil undersøge den måde hvorpå grænseværdierne for pesticider er blevet fastlagt – er det ud fra viden-

skabelige data omkring skadeligheden af pesticiderne, har man anvendt forsigtighedsprincippet eller andet.

I spørgsmålet om der er brugt et forsigtighedsprincip eller evt. en forsigtighedstilgang ved denne beslut-

ning, søger vi at afdække retningslinjer for anvendelse af disse to begreber. Her bruger vi primært EU-

kommissionens meddelelse om forsigtighedsprincippet.

Vi vil i forsøge at udregne nye grænseværdier efter en standardiseret metode, der bruges af Miljøstyrelsen.

Her vil vi først gennemgå processen og kriterier for beregning af TDI (tolerabel daglig indtag), derefter be-

skrive hvordan man bestemmer koncentrationen af et pesticid og lave en teknisk beskrivelse af tre udvalgte

pesticider og deres nedbrydningsprodukter. I analysen laver vi en udregning, hvor vi bruger samme metode

som Miljøstyrelsen og bruger NOAEL-værdien (no observed adverse effect level) for Atrazin til udregning af

en ny grænseværdi. Der er ikke lavet nogen officiel beregning af denne værdi og derfor vil det være interes-

sant at se, hvordan de nuværende grænseværdier ligger i forhold til vores nye værdi.

Herefter vil vi kort gennemgå baggrunden for den nuværende grænseværdi og den nuværende status for

pesticidfund i indvindingsområderne.



Inden vi går i gang med analysen, vil vi gennemgå de forskellige handlingsmuligheder, der findes for sikring

og forbedring af drikkevandskvaliteten.

I analysen vil vi følge op på gennemgangen af DPSIR-modellen, hvor vi indfører det sidste led, responses.

Dette led forklarer hvor de forskellige handlingsmuligheder griber ind i systemet.

Herefter laver vi beregningen af den nye grænseværdi for Atrazin og sammenligner den med den nuværen-

de.

I sidste del af analysen vil vi lave en omkostning/effekt vurdering for de både forebyggende og afværgende

handlingsmuligheder og for de kompenserende og tilpassende handlingsmuligheder for at nå frem til, hvil-

ken handling, der giver den største drikkevandskvalitet for pengene. I dette afsnit benytter vi primært Øko-

nomisk Råds rapport fra 2004, hvor de netop laver en sådan vurdering. Rapporten vurderes stadig at være

aktuel, da der er sket relativt få tiltag indenfor pesticidområdet siden 2004.

Til sidst i rapporten samler vi op på resultaterne af analysen og giver vores bud på den bedste løsning til

sikring og forbedring af drikkevandskvaliteten i Danmark.



2. Redegørelse

2.1 DPSIR For at strukturere problemet med pesticider i grundvandet,

har vi valgt at anvende DPSIR-modellen, der har til formål at

give overblik over en konkret problemstilling. Modellen be-

skriver og strukturerer de kausale sammenhænge mellem et

samfund og de afledte effekter af f.eks. et miljøproblem. Des-

uden er modellen god til at pege på forskellige løsninger eller

handlinger, der kan bryde de enkelte led af årsags-effekt kæ-

den. DPSIR er illustreret til højre.

Som det kan ses, består modellen af 5 led, Drivers (drivkraft), Pressures (belastning), State (Tilstand), Im-

pact (effekt) og Response (reaktion)1. Når man betragter et miljøproblem er det ofte ændringerne i ledde-

ne, der beskrives. En ændring i Drivers medfører altså en ændring i Pressures, dette medfører en ændring i

State og endelig medfører dette et ændret Impact. For at undgå et impact er der derfor en response, der

kan fjerne eller formindske et af de fire andre led.

Herunder vil blive beskrevet de fire første led (DPSI), desuden beskrives også hvad de kan beskrives som i

forhold til pesticider i drikkevandet. Det sidste led beskrives og der gives eksempler på hvad et response

kunne være, under afsnittet handlingsmuligheder vil de udvalgte responses blive beskrevet nærmere.

2.1.1 Drivers Drivers eller drivkræfterne er de samfundsmæssige handlinger, der forsager en given belastning. Drivers

kan deles op i to typer, de direkte og de indirekte drivers. Indirekte drivers er ofte menneskelig efterspørg-

sel efter varer, hvilket resulterer i den direkte driver, at en virksomhed belaster miljøet for at opnå et så

billigt produkt som muligt.

Ved denne problemstilling er valgt at fokusere på den primære direkte driver til problemet, forbruget af

pesticider. Det er landbruget, der forbruger størstedelen, 86 %2, af pesticider i Danmark, hvilket er grunden

til, at vi under handlingsmuligheder primært vil beskæftige os med responses rettet mod landbrugets ud-

ledning af pesticider.

1 http://glossary.eea.europa.eu/EEAGlossary/D/DPSIR

2 Sådan ligger landet – tal om landbruget 2011. Publikation af bl.a. DN, DOF og Det økologiske råd.

Figur 1 http://root-devel.ew.eea.europa.eu/ia2dec /knowledge_base/Frameworks/doc101182



Det kan ses af statistikker, at forbruget af tons aktivstof er faldet. Dog er dette kun et udtryk for, at der i

dag anvendes flere pesticider, der ikke kræver så stor mængde for at være effektive, da det også kan ses, at

behandlingshyppigheden er svagt stigende. Sidstnævnte må altså være den bedste indikator for om forbru-

get af pesticider er opad eller nedadgående3. Det er dog ikke nok at betragte forbruget af pesticider på

marken, da der ved vask af landbrugsmaskiner opstår punktkilder på gårdspladser og lignende, hvor pesti-

cidet ikke nedbrydes4 overhovedet, og derfor nedsiver direkte til grundvandet.

Tidligere tiders forbrug af pesticider får også stor indflydelse på vandindvindingen i dag og i fremtiden.

F.eks. viser en undersøgelse foretaget af Vandcenter Syd (dengang Odense Vandselskab), at BAMs koncen-

tration i grundvandet først vil nå sin top om 14 år og herefter holde denne koncentration i yderligere 10 år

før koncentrationen igen falder5.

2.1.2 Pressures Pressures eller belastning er den påvirkning af naturen eller miljøet, der sker på grund af de menneskelige

aktiviteter. Pressures er bindeleddet mellem drivers og state, dette led beskriver altså hvordan menneskeli-

ge aktiviteter påvirker naturen og miljøet.

I dette projekt er pressures, at pesticiderne og pesticidresterne nedsiver til grundvandet. Der kan konstate-

res en nedsivning af disse stoffer på baggrund af målinger foretaget af grundvandsmoniteringsprogrammet,

GRUMO. I denne monitering undersøges der både for hvordan nedsivningen sker fra en bestemt mark og

hvor stort et antal vandindvindingsboringer, hvori der er fundet et indhold af pesticider. Ved overvågning af

en enkelt mark benyttes forskellige filtre og boringer, for at konstatere om der nedsiver pesticider. Konklu-

sionen fra en undersøgelse i 2000 ved Tylstrup er, at flere forskellige pesticider nedsiver til grundvandet6.

GRUMO viser også, at der i en relativt stor andel af analyser er konstateret pesticider. Ud af 646 analyser i

2009 var de 235 af dem med fund, svarende til 36,4 %. Dette tal har gennem tiden ændret sig meget både

fordi man har analyseret for flere forskellige pesticider og fordi der gennem tiden er blevet lukket boringer,

hvori der er konstateret pesticider7.

2.1.3 State State eller tilstand kan blandt andet beskrives som den tilstandsændring eller kvalitetsforringelse en be-

stemt ressource er blevet udsat for på grund af den belastning eller påvirkning beskrevet under pressures.

3 www.statistikbanken.dk/pest1

4 Dansk Økonomi Efterår 2004, vand og natur – rapport fra Det Økonomisk Råd

5 http://ing.dk/artikel/87093-pesticider-i-grundvandet-topper-om-17-aar

6 http://www.geus.dk/publications/aarsberetning00/aab00-02.htm

7 Grundvand, statistik og overvågning, GEUS, 2010 – GEUS grundvandsrapport 2010



I forhold til problemstillingen omkring pesticider vil state change eller tilstandsændringen være at drikke-

vandskvaliteten er blevet forringet. Dette er dog forudsat, at der ingen afværgeforanstaltninger er foreta-

get for at reducere eller fjerne indholdet af pesticider i det indvundne drikkevand. I dag er grænseværdier-

ne for enkeltværdier af pesticider i drikkevand 0,1 μg/l. Vandet betragtes altså ikke længere som drikke-

vand, hvis koncentrationen af et enkelt pesticid overskrider grænsen på 0,1 μg/l. Grænseværdien er over-

skredet i 12 % af analyserne i GRUMO8.

Hvis det indvundne grundvand med et indhold af pesticider pumpes direkte ud til forbrugerne som drikke-

vand, vil der være en risiko for at dette vil have et impact.

2.1.4 Impact Impact eller effekt er den påvirkningen af mennesker, der forekommer på grund af en bestemt tilstands-

ændring som beskrevet ovenfor. Impact er derfor antropocentrisk og kan i nogle tilfælde gøres op i penge.

I forhold til drikkevand forurenet med pesticider, er impact, at der er en risiko for, at menneskers helbreds-

tilstand forringes. Der er i Danmark igennem tiderne blevet anvendt flere end 400 forskellige pesticider, og

hvert af disse kan skabe flere forskellige nedbrydningsprodukter. Der er altså tale om et meget stort antal

af kemiske stoffer, hvoraf den skadelige effekt af størstedelen ikke er gjort op. Det konkrete impact af pe-

sticidforurenet drikkevand er derfor ikke klarlagt. Dog vides det, at forskellige pesticider muligvis kan forsa-

ge hudirritation, bioakkumulation og for tidlig fødsel9,10.

Der er dog ingen undersøgelser, der endeligt kan slå fast at de relativt lave koncentrationer af pesticider

fundet i drikkevand er skadelige eller ej. Derfor forholder denne rapport sig ikke til hvilke skadelige virknin-

ger der er ved stoffet, men at der er en risiko for skadelige effekter ved alle pesticider.

2.1.5 Responses For at afbøde de forskellige effekter eller det impact der er af pesticidforureningen, skal der findes en reak-

tion. Der findes ikke nødvendigvis en enkelt korrekt reaktion eller løsning på et bestemt problem. Der fin-

des derfor forskellige niveauer af responses afhængig af hvor der gribes ind i forhold til drivers, pressures,

state eller impact. Griber man ind over for drivers, hvilket i pesticiders tilfælde er forbruget af pesticider, er

det at betragte som en forebyggelse. Eksempler på forebyggende responses kan nævnes pesticidafgift,

forbud mod pesticider og omlægning til økologisk landbrug.

8 GEUS grundvandsrapport 2010

9 http://www.mst.dk/Publikationer/Publications/2004/07/87-7614-347-3.htm

10 http://www.atsdr.cdc.gov/phs/phs.asp?id=336&tid=59



Gribes der ind over for pressures, altså det at pesticider og deres nedbrydningsprodukter nedsiver til

grundvandet, er det at betragte som en afværgelse. Afværgelser over for pesticider er en forhindring på

den ene eller den anden måde, at de forurenende stoffer nedsiver til grundvandet. Et par eksempler på en

sådan afværgelse kunne være at grave en membran ned under alle marker hvor der anvendes sprøjtemid-

ler eller forhindre nedsivningen ved at sprede et kemisk stof, der binder det udspredte pesticid.

Det kan betegnes som en kompensation når man modvirker state change, altså det at pesticider og rester

forurener drikkevandet. Når der kompenseres forhindrer man altså, at miljøpåvirkningen kan nå til menne-

sker og dermed få en effekt. Et eksempel på en kompensation i forhold til pesticidforurenet drikkevand

kunne være at rense vandet enten der hvor

vandet pumpes op eller hvor vandet anvendes.

Når man forsøger at formindske eller helt fjerne

de menneskelige impacts et miljøproblem for-

sager, uden at fjerne problemet, kan det be-

tegnes som en tilpasning. En tilpasning i forhold

til drikkevandsproblematikken kunne være, at

give medicin mod eller et kosttilskud, der kan

sikre, at den menneskelige sundhed ikke forrin-

ges som følge af pesticidforurenet drikkevand.

Var impacts i stedet beskrevet som, at

drikkevandsboringer skulle lukkes på grund af et for højt indhold af pesticider, kunne en tilpasning være at

forhøje grænseværdien.

Det er i dag EU, der forholder sig til mange miljøproblemer og fastlægger lovgivning på dette område. Det

er derfor relevant, at det beskrives i artikel 174 i EF-traktaten, at ”Fællesskabets politik på miljøområdet

tager sigte på et højt beskyttelsesniveau under hensyntagen til de forskelligartede forhold, der gør sig gæl-

dende i de forskellige områder i Fællesskabet. Den bygger på forsigtighedsprincippet og princippet om fo-

rebyggende indsats, princippet om indgreb over for miljøskader fortrinsvis ved kilden og princippet om, at

forureneren betaler.”11

Dette kan omsættes i forhold til DPSIR til at der skal gribes ind så tæt på drivers som overhovedet muligt.

Desuden beskriver citatet, at der i miljøindsatsen skal benyttes forsigtighedsprincippet. Dette princip vil

sammen med forsigtighedstilgangen blive beskrevet i det følgende.

11

http://www.eu-oplysningen.dk/dokumenter/traktat/ef/alle/174/

Figur 2: http://www.dst.dk/pukora/epub/upload/4558/DPSIR.pdf



2.2 Forsigtighedsprincippet I 2000 udsendte EU-kommissionen en meddelelse om forsigtighedsprincippet. Meddelelsen sætter nogle

klare retningslinjer for hvad medlemslandende kan gøre i situationer, hvor sundheden og miljøet er udsat

for et fænomen, hvor konsekvenserne er usikre og dermed indebærer en potentiel risiko for skade. Dan-

mark er som medlem af EU underlagt de centrale beslutninger og overensstemmelser og derfor også pålagt

anvendelse af forsigtighedsprincippet overfor situationer med risiko og usikkerhed omkring konsekvenser.

I spørgsmålet om Danmark benytter forsigtighedsprincippet eller evt. en forsigtighedstilgang indenfor bru-

gen af pesticider, forsøges her i kapitlet at afdække de primære retningslinjer og regler for anvendelsen af

forsigtighedsprincippet. Senere vil det analyseres om princippet rent faktisk anvendes. Pesticider påvirker

både miljø og sundheden, og derfor må det forventes at forsigtighedsprincippet er gældende, idet der er

usikkerhed omkring pesticiders fulde virkning.

Udtrykket ”forsigtighedsprincip” dækker ikke kun over at udvise en forsigtig tilgang, men også at udvise

omsorg for andre – også for de kommende generationer12.

I EU er forsigtighedsprincippet en politisk vedtaget strategi for risikostyring, når der ikke er tilstrækkelig

videnskabeligt data til en detaljeret risikovurdering.

2.2.1 Anvendelse

I meddelelsen fra EU-kommissionen om forsigtighedsprincippet er det givet klart, at forsigtighedsprincippet

skal bruges i situationer med potentiel skade for sundhed og/eller miljø. ”Beslutningstagerne står derfor

konstant i et dilemma, hvor de skal opveje enkeltpersoners, erhvervslivets og organisationers frihed og ret-

tigheder mod behovet for at mindske risikoen for negative følger for miljø samt menneskers, dyrs og plan-

ters sundhed”13.

Forsigtighedsprincippet skal bruges, når der er usikkerhed omkring konsekvenserne af en handling eller når

skaderne er store og irreversible. Med andre ord, i situationer med potentiel risiko.

Men før forsigtighedsprincippet kan benyttes i en bestemt situation, skal der laves en risikoanalyse. Denne

analyse består af en videnskabelig vurdering, en politisk vurdering og en risikokommunikation, hvor EU kan

inddrage erhverv eller forbruger. Det kan dog være svært at lave en tilstrækkelig risikoanalyse når fuld in-

formation ikke er til stede. Her kan spørgsmålet om at gribe ind eller ej være svært.

Anvendelsen af forsigtighedsprincippet forudsætter også, at man har identificeret alle mulige følger i en

situation og det ikke er muligt at foretage en videnskabelig risikobedømmelse.

12

EU-kommissionen 2000 13

EU-kommissionen 2000 pkt. 1



Når der gribes ind, bestemmes beskyttelsesniveauet igennem en politisk proces, der vurderer hvilket risi-

koniveau, der er acceptabelt. Når beslutningstagerne står overfor en situation med uacceptabel risiko og

der samtidig er videnskabelig usikkerhed, har de pligt til at finde svar14.

Forsigtighedsprincippet er også underlagt de generelle principper for risikostyring.

Den skal være proportionel, hvor man vælger foranstaltninger ud fra et bestemt beskyttelsesniveau.

Den skal være ikke-diskriminerende, der sikrer at sammenlignelige situationer ikke må behandles forskel-

ligt. Og foranstaltningerne skal stemme overens med dem, der er truffet på lignende områder.

Foranstaltningerne skal revideres i tilfælde af videnskabelige fremskridt15.

Ifølge Rio-deklarationen må videnskabelig usikkerhed ikke være årsag til ikke at igangsætte eller udsætte

omkostning-udbytte-undersøgelser for at beskytte miljøet: ” In order to protect the environment, the pre-

cautionary approach shall be widely applied by States according to their capabilities. Where there are

threats of serious or irreversible damage, lack of full scientific certainty shall not be used as a reason for

postponing cost-effective measures to prevent environmental degradation”16

Bichel-udvalget til vurdering af konsekvenserne ved anvendelse af pesticider har diskuteret anvendelse af

forsigtighedsprincippet indenfor brugen af pesticid. Baggrunden for anvendelsen skal tage udgangspunkt i

den manglende viden og usikkerhed, der forbundet med de data, der skal træffes beslutninger ud fra.. Bru-

gen af forsigtighedsprincippet skal ske i samspil med tre aktører: Videnskabelig ekspertise, administrativ

indsats, politisk stillingtagen.

2.2.2 Forsigtighedstilgangen Forsigtighedstilgangen og forsigtighedsprincippet minder meget om hinanden og bruges tit som samme

begreb.

En publikation fra Udenrigsministeriet fortæller at Rio-deklarationen understreger, at en forsigtighedstil-

gang skal bruges som en forebyggende faktor indenfor industri for at skabe en bæredygtig udvikling. Det

indebærer, at aktiviteter, hvor der er risiko for miljøet forudsætter forebyggende miljøforanstaltninger.

Dette selv om der ikke forlægger klare videnskabelige beviser. Denne forebyggelse kræver, ligesom forsig-

tighedsprincippet, et klart billede af de risici, aktiviteten indebærer.

Som det fremgår af publikationen skal en forsigtighedstilgang forstås mere som en synsvinkel end en be-

stemt handlingsplan. De virksomheder ikke er pålagt forsigtighedsprincippet (med mindre produktionen

14

EU-kommissionen 2000, pkt. 5 15

(EU-kommissionen 2000 pkt. 6 16

Rio-deklerationen 1992, artikel 15.



indebærer stoffer der er), er det altså mere et incitament for virksomheder til at føre en mere miljøvenlig

produktion.

Ifølge en artikel bragt i avisen Information er forskellen på forsigtighedsprincippet og en forsigtighedstil-

gang tidspunktet, hvornår der gribes ind eller graden af beskyttelse. I EU stræbes der efter at gribe ind,

inden skaden er sket med det formål at beskytte befolkningen. I USA gribes der først ind, når skaden er

sket. Dette fordi det efter amerikansk lov først er muligt at klage over et selskab, når et produkt har voldt

skade17. Dette kan fortolkes som en forsigtighedstilgang.

I EU skal et produkt godkendes, før det må bruges i den produktion.

2.3 Metode til fastsættelse af grænseværdier for kemiske stoffer i drikke-

vand For at skabe ramme for en standardiseret overvågning og kontrol af det danske drikkevand, blev grænse-

værdierne skabt. Den bestemte metode til fastsættelse af grænseværdierne blev udvalgt for både jord, luft

og drikkevand og er fastsat af miljøstyrelsen i en vejledning18. Rapporten fokuserer på pesticider i dansk

drikkevand og derfor tager hele afsnittet om udvælgelse af grænseværdier udgangspunkt i miljøstyrelsens

vejledning om fastsættelse af kvalitetskriterier.

Miljøstyrelsens rapport tager udelukkende udgangspunkt i kemiske stoffer (som pesticider) og beskæftiger

sig ikke videre med kvalitetskrav til f.eks. kimtal, farve, lugt el.lign. Da de sidstnævnte stoffer ikke har nogen

direkte forbindelse til pestcider, vil vi også føre samme fremgangsmåde i redegørelsen for udvælgelsen af

grænseværdier.

I 2003 besluttede regeringen at nedsætte en arbejdsgruppe, der skulle vurdere de tilstedeværende kvali-

tetskriterier. Denne gruppe fastlagde i dec. 2005 følgende generelle principper:

Hovedparten af befolkningen skal fortsat beskyttes

Der skal tages specielt hensyn til børn og andre udsatte befolkningsgrupper

Højst en usikkerhedsfaktor på 10.000 ved overførsel fra dyreforsøg til mennesker

Livstidsrisiko på 106

17

Alfter 2007 18

”Metoder til fastsættelse af kvalitetskriterier for kemiske stoffer i jord, luft og drikkevand med henblik på at beskyt-te sundheden”, Vejledning fra Miljøstyrelsen, nr. 5, 2006. (MFKK)



Disse punkter nedsættes for fortsat at beskytte sundheden og tager udgangspunkt i videnskabelige rappor-

ter og samråd med både fødevarestyrelsen, arbejdstilsynet og sundhedsstyrelsen. Desuden er anvendelsen

af internationalt anerkendte metoder og principper fastsat af WHO19 og IPCS20.

Kvalitetskravene bruges til at vurdere to forskellige situationer – en forurening, der allerede finder sted og

opstilling af krav til udledningen af konkrete kemiske stoffer (nuværende og fremtidig).

Målsætningen for faste kvalitetskrav er at ”forebygge forurening og skader på sundheden”21 for at opret-

holde et højt beskyttelsesniveau.

2.3.1 Fastsættelse af kvalitetskriterier

Kvalitetskriterierne fastsættes, så der ingen personskade er gennem et helt liv. Hvis der er tale om et stof

uden tærskelværdi, tildeler man det en livstidsrisiko. Her skal den teoretiske forøgede risiko for at udvikle

kræft være mindre end én ud af en mio. mennesker gennem et helt liv på 70 år.

Et kemisk stofs præcise virkning er sjældent så velkendt, at man kan angive præcise grænseværdier. På

grund af denne usikkerhed anvendes en forsigtighedstilgang, der anskueliggøres ved usikkerhedsfaktorer.

Fastsættelsen af kvalitetskriterierne består af en farlighedsvurdering, en dosis-responsvurdering og en eks-

poneringsvurdering, der alle bygger på toksikologiske effekter i både mennesker og dyr. Disse begreber vil

blive afdækket nærmere i de næste afsnit.

Ved udvikling af nye og bedre metoder til fastsættelse af kvalitetskriterier, laver man ikke nødvendigvis en

ny undersøgelse af stoffernes virkning, da det ikke vurderes at have nogen større påvirkning på beskyttel-

sesniveauet22.

Som udgangspunkt sker fastsættelsen på baggrund af allerede eksisterende viden om stoffets sundmæssige

effekter. Da menneskets sundhed er vigtigst i processen, foretrækkes data hvor mennesker har været udsat

for et givent stof. Da disse data ikke er tilgængelige for alt de fleste stoffer, bruges der viden fra dyreforsøg,

der ekstrapoleret til menneskelige forhold. De fleste stoffers virkning kendes fra dyre- eller reagensglasfor-

søg, hvor der forsøges at afdække toksikokinetik, akut toksicitet, irritation, allegifremkaldelse, mutagenici-

tet, genotoksicitet, kræftfremkaldende virkning og effekter på reproduktion.

Dog har dyreforsøg svært ved at afsløre lette irritationer som kløe, slimhindeirritation m.fl.

19

World Health Organisation. 20

International Programme on Chemical Safety. 21

MFKK p. 7 22

MFKK p. 13



2.3.2 Farlighedsvurdering Der ønskes at få en vurdering af stoffets farlige egenskaber. Afgørende for den sundhedsmæssige vurdering

er den kritiske effekt, der findes

ud fra dosis-effekt og dosis-

respons sammenhænge. Det lave-

ste niveau, hvor man ser effekt

kaldes for nuleffekt niveauet og

bruges til den videre beregning af

TDI (tolerabelt dagligt indtag).

TDI-værdien bruges direkte til

fastsættelse af grænseværdierne.

Dosis-effekt sammenhænge giver

viden om typen og mængden af

skade ved forskellige niveauer

eksponering. Dosis-respons sammenhænge giver viden om, hvor stor en del af de eksponerede, der tager

skade. I praksis arbejder man med to forskellige eksponeringsværdier.

Den første er den højeste værdi, hvor man ikke ser nogen effekt af stoffet, NOAEL (no observed adverse

effect level) og den anden er den laveste værdi, hvor man ser en effekt af stoffet, LOAEL

(lowest observed adverse effect level). Den primære forskel er om der ses en effekt eller ej. Tærskelværdi-

en for et givent stof ligger således mellem NOAEL og LOAEL. Sammenhængen mellem disse vises i figur 3.

Dog bruges der i nyere tid Benchmark-metoden, der bruger computerbaseret modellering af dosis-

responskurven. Her findes ED5 og ED10, der er de værdier, hvor hhv. 5% og 10% af de eksponerede opleve-

re en effekt. Rapporten vil dog ikke komme mere ind på denne metode, da den indeholder de samme krite-

rier som NOAEL og LOAEL, og man anvender endnu ikke denne metode i Danmark (2005).

2.3.3 Beregning af TDI

Ved stoffer, hvor NOAEL er bestemt ud fra dyreforsøg benytter man ligningen

, hvor UF

står for forskellige usikkerhedsfaktorer (se nedenfor). TDI er et udtryk for den gennemsnitlige daglige dosis,

et menneske kan tolerere af stoffet gennem et helt liv uden sundhedsmæssige effekter.

Ved stoffer, hvis virkning først ses efter længere tids eksponering, bruger man PTWI (Provisional tolerable

weekly intake) i stedet for TDI. Stoffer i denne gruppe kan f.eks. være bly og cadmium.

Figur 3 Sammenhængen mellem koncentrationen af et givent stof og % observeret effekt. Ud fra usikkerhedsfaktorer, ligger TDI 100-10.000 gange lavere end NOAEL.



Før man kan anvende NOAEL-værdien fra dyreforsøg, skal den overføres til menneskelige forhold. Det gør

man ved at ekstrapolere dataet fra dyreforsøgene. Her tages der både højde for forskellen i kropsstørrelse

(allometrisk skalering) og andre forhold, der ikke direkte har noget med kropsstørrelsen at gøre.

2.3.4 Usikkerhedsfaktorer

Tidligere arbejdede man med en sikkerhedsfaktor, men dette gav anledning til misforståelser. Det skal ikke

forstås sådan at jo større sikkerhedsfaktoren er, jo større er sikkerheden også. Der er tale om usikkerhed

omkring stoffets virkning på den menneskelige krop og derfor omdøbte man begrebet til usikkerhedsfaktor.

Som det ses i ligningen for udregningen af TDI-værdien, arbejder man med tre forskellige kategorier af

usikkerhedsfaktorer.

Usikkerhedsfaktor 1 anvendes fordi mennesker kan være mere overfølsomme over for et givent stof end

forsøgsdyr. Denne faktor er sat til 10, efter internationale standarder.

Usikkerhedsfaktor 2 tager høje for, at visse dele af befolkningen kan være mere overfølsomme overfor et

givent stof. I denne gruppe finder vi f.eks. børn, ældre og syge personer. Usikkerhedsfaktor 2 er sat til 10.

Der er tale om en forskel i den biologiske følsomhed, der kan variere fra individ til individ og er specielt øget

i de nævnte befolkningsgrupper. Usikkerhedsfaktoren kan evt. sættes ned hvis der er et særdeles godt

kendskab til stoffets påvirkning af svage individer.

Usikkerhedsfaktor 3 tager højde for kvaliteten af forsøget og det tilgængelige data. Alt afhængig af over-

gangen fra LOAEL til NOAEL, ekstrapoleringen og hvor alvorlige effekter stoffet fremkalder, ligger denne

faktor mellem 1 og 100. Man kan ikke arbejde med en standardværdi, da hvert stof har forskellig påvirkning

af både dyr og mennesker. Ved vurdering af usikkerhedsfaktor 3 kigger man bl.a. på relevans og pålidelig-

hed af data og relationen mellem kortvarig og langvarig eksponering. Et spænd mellem 1 og 100 er relativ

stort og skal ses i lyset af, at man indenfor udvælgelse af grænseværdier bruger en tilgang, der ikke tillader

sundhedsmæssige effekter.

De tre usikkerhedsfaktorer skal ganges sammen og da dette led står i nævneren i udregningen af TDI-

værdien, vil en stor samlet usikkerhedsfaktor give en relativ lav TDI-værdi. Således vil TDI-værdien være 100

- 10.000 gange lavere den NOAEL-værdi man tog udgangspunkt i efter ekstrapoleringen fra dyreforsøgene.

Det betyder ikke nødvendigvis, at et stof med en relativ lav TDI-værdi er mere farligt end et stof med en

højere værdi. Det kan således bare betyde, at der er større usikkerhed om stoffets effekt på mennesker.

Udregningen af TDI for stoffer med kræftfremkaldende effekt sker ved hjælp af matematiske modeller,

hvor et acceptabelt risikoniveau er defineret på forhånd.



Ved stoffer hvor man af den ene eller den anden grund ikke kan udregne eller aflæse tærskelværdien mel-

lem NOAEL og LOAEL, bruger man begrebet livstidsrisiko. Ved denne metode angiver man et dosisniveau

der svarer til én effekt ud af en mio. Dette niveau er udregnet efter matematisk ekstrapolation af eksiste-

rende eksperimentelle værdier.

2.3.5 Udregning af drikkevandskvalitetskriteriet

Efter vurderingen af usikkerhedsfaktorerne og udregning af TDI-værdien, kommer vi til det sidste led i be-

stemmelsen af grænseværdien eller kvalitetskravet.

Ved denne udregning anvendes en standardformel: drikkevand

drikkevand

TDI er tolerabelt dagligt indtag, målt i mg pr. kg legemsvægt pr. dag

f er den procentdel TDI, der har nogen betydning for det endelige kvalitetskrav. Dette vurderes ud fra det

givne stofs eksponeringsmæssige forhold. Der tages her også hensyn til andre kilder, der kan spille ind i

eksponeringsprocessen.

Edrikkevand er en standardværdi for eksponeringen af drikkevand (0,03-0,08 liter/kg legemsvægt/dag) afhæn-

gigt af om stoffet har en akut virkning, stor f-værdi eller om stoffet er kræftfremkaldende og har en livstids-

risiko.

Den beskrevne metode er dog ikke nødvendigvis den måde hvormed grænseværdierne for pesticider i dag

er fastlagt. Dette vil blive beskrevet i det følgende.

2.4 Grænseværdier for pesticider Vandrammedirektivet bekendtgør, at grundvandets indhold af pesticider ikke må forhøjes så meget, at en

videre behandling af vandet er nødvendigt, før det når forbrugeren (EU’s vandrammedirektiv 2000). et

betyder, at grænseværdien for enkeltstoffer er 0,1 µg/L og summen af enkeltstoffer ikke må overskride 0,5

µg/L. rikkevandskvaliteten er politisk fastlagt i EU’s drikkevandsdirektiv og rikkevandsbekendtgørelsen

(MST 2007). Pesticider kan have mange forskellige og ukendte nedbrydningsprodukter, hvor den specifikke

virkning også er ukendt. Bekendtgørelsen fastsætter, at der ikke må være pesticider i drikkevandet, så drik-

kevandskvaliteten bliver opretholdt vha. et forsigtighedsprincip23.

23

GEUS grundvandsrapport 2010, p. 67



Figur 4 Pesticidanalyser fra GRUMO i perioden 1990-2009. Tabellen viser andelen af pesticidanalyser under og over grænsevær-dien af alle prøver. Som det ses på figuren, er der en stigende tendens i andelen af analyser under grænseværdien, mens andelen af analyser over grænseværdien har været stabil og endda faldende siden 2004

24

I perioden 1990 il 2009 er der fundet pesticider i ca. 50 % af alle boringer (herunder både grundvandsmoni-

teringsboringer, drikkevandsboringer og andre boringer). I 20 % af boringerne var der overskridelse af

grænseværdien. Hovedparten af de fundne pesticider er siden 1990 blevet forbudt eller pålagt restriktio-

ner25, som det også fremgår af bilag 7.

Som det ses af figur 4, er der over hele perioden

en stigende tendens i andelen af analyser med

pesticider. Stigningen af analyser, der ligger under

grænseværdien kan forklares med, at der testes

for flere og flere pesticider og nedbrydningspro-

dukter. Det viser dog også, at flere og flere borin-

ger er potentielt udsatte og måske ser frem til en

lukning.

Andelen af analyser over grænseværdien har lig-

get ret stabilt siden 1996. I 2003 sker der dog en

stigning i andelen af overskridelser. Dette kan for-

klares med, at man gik over til kun at overvåge

boringer med yngre vand (dannet efter 1940). Det betyder, at man kun overvåger vand, der potentielt kan

være udsat for pesticider. Derudover begyndte man i 2004 at teste for et udbredt pesticids nedbrydnings-

produkt, man hidtil havde overset.

24

Værdierne er taget fra GEUS grundvandsrapport 2010, tabel 10. 25

http://www.plantevaern.dk/det-mener-vi/grundvand-og-pesticider.aspx

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

1990 1995 2000 2005

An

de

l i %

Under grænseværdi

Over grænseværdi

Figur 5 Kortet viser den geografiske fordeling af pesticidkoncen-trationer ved boringskontrol. Den højeste værdi for perioden 1993-2009 er vist. Kilde: GEUS grundvandsrapport



Figur 5 viser den geografiske fordeling af boringer med fund af pesticider og den højeste fundne koncentra-

tion. Det ses at de fleste overskridelser sker omkring de mest tætbefolkede egne af Danmark, men også de

mest lerede jorde. På de sandede jyske jorde er der ret få fund af pesticider, da man borer dybere på grund

af nitrat i de øverste jordlag26.

2.4.1 Fastsættelse af grænseværdien

Det økonomiske råds rapport fra 2004 oplyser at grænseværdierne for pesticidrester i drikkevandet er fast-

lagt i slutningen af 1970’erne og har ikke ændret sig siden27. De blev dengang fastlagt som den laveste kon-

centration, der kunne måles med datidens udstyr, da der allerede dengang var et ønske om ingen pesticid-

rester i drikkevandet. Derfor er grænseværdien nærmere fastsat ud fra en begrænsning af udstyret end en

reel sundhedsmæssig risikoanalyse. Ifølge miljøstyrelsens rapport om drikkevand fra 200328, er detektions-

grænsen for de mest udbredte pesticider nede på 0,01 µg/L.

Så ifølge et økonomiske råd er grænseværdien for pesticider i drikkevand ikke ændret siden 1970’erne.

Dvs. 40 år uden revidering af et stof, der dengang og stadig, ikke vil tillades drikkevandet. For at undersøge

dette nærmere, blev der taget kontakt til Naturstyrelsen. Her blev det beskrevet, at grænseværdierne rent

faktisk ikke var ændret siden 70’erne og det dengang blev fastsat ud fra en politisk beslutning om, at man

ikke ønskede pesticidrester i drikkevandet. Derfor blev detektionsgrænsen sat som grænseværdi. Det er i

dag teknisk muligt at måle koncentrationer under 0,1 µg/L og derfor bliver der fundet flere og flere borin-

ger med spor af pesticid. Det blev også beskrevet, at lukninger af boringer skyldes den dårlige stand af bo-

ringen, selv om pesticider ofte får skylden29.

For at være sikker på at kunne overholde en grænseværdi, er det vigtigt, at man har præcist måleudstyr og

en sikker metode. Metoden der i dag anvendes til at bestemme pesticidkoncentrationen er beskrevet på

bilag 1.

2.5 Teknisk beskrivelse af udvalgte pesticider Der findes et meget stort antal forskellige pesticider, der har forskellig anvendelse. Der findes overordnet

tre typer af pesticider, herbicider, fungicider og insekticider. Herbicider har til formål at bekæmpe uønske-

de planter, fungicider bekæmper svampe og insekticider dræbe insekter. Af disse tre typer er herbiciderne

26

GEUS grundvandsrapport 2010, p. 80 27

Det økonomiske råd 2004 p. 206 28

Miljøstyrelsens NOVA-rapport fra 2003, tabel 5.3 29

Telefonsamtale med Anne-Kristine Duhr fra Naturstyrelsen, 9/12 2011.



mest anvendt, og udgjorde 80 % af forbruget i 200930, hvilket også er en af grundene til at herbicider og

rester efter disse er de hyppigst fundne pesticider i grundvandet. Udvalgt er tre herbicider, hvoraf to er de

hyppigst fundne pesticider i grundvandet og den sidste er det eneste pesticid, der ikke er underlagt restrik-

tioner af hensyn til grundvandet, men findes dog stadig i grundvandet.

Den tekniske beskrivelse vil rumme følgende elementer; beskrivelse af stoffets anvendelse og administrati-

ve status, kemisk beskrivelse af pesticidet og dets nedbrydning, mængden af grundvand forurenet af stof-

fet, herunder beskrives også kort dets mobilitet og endelig beskrivelse af skadeligheden af stoffet.

2.5.1 2,6-dichlobenzonitril og 2,6-dichlorthiobenzamid Stoffets anvendelse og administrativ status

2,6-dichlobenzonitril og 2,6-dichlorthiobenzamid har været anvendt som det aktive stof i midlerne Prefix og

Casoron. Stofferne fungerer som et bredspektret herbicid idet de forhindrer cellulose syntese, hvilket for-

hindrer dannelsen af cellevægge og i sidste ende plantens evne til at vokse31. Stofferne har været anvendt

fra 1965, og blev forbudt i 1997. Der er en lang række af meget forskellige brugere af midlet, bl.a. i gartne-

rier, plantager, boligforeninger, private huse, kirkegårde, vandværksgrunde og hospitaler32. Midlerne har

været anvendt i stor stil inde i byerne og har kun i mindre grad været anvendt på marker, da de hæmmer

enhver plantevækst, heriblandt ønsket plantevækst.

Kemisk beskrivelse og nedbrydning

På bilag 2 ses de to ovennævnte stoffer samt nedbrydningsvejen for disse.

De to øverste stoffer, aktivstofferne, omdannes forholdsvis hurtigt i de øverste jordlag til 2,6-

dichlorbenzamid (BAM), halveringstider på mellem 5-7 måneder33. Hvis de øverste jordlag har været eks-

poneret for BAM gennem længere tid, nedbrydes dette relativt hurtigt og hvis jorden ikke tidligere har væ-

ret eksponeret, sker der ingen nedbrydning.

Mobilitet

Lang størstedelen af aktivstofferne omdannes i de øverste jordlag til BAM, hvis mobilitet gennem jordlage-

ne er langt større. BAM sorberes, dvs. fastholdes, i større eller mindre grad afhængig af jorden. Det sorbe-

30

http://www.statistikbanken.dk/pest1 31

http://planteapp.dlbr.dk/middeldatabasen/Chemical.asp?ChemicalID=432 32

http://www2.mst.dk/udgiv/publikationer/2002/87-7972-329-2/pdf/87-7972-330-6.pdf 33

http://www.mst.dk/Publikationer/Publikationer/2005/05/87-7614-599-9.htm



res kun i meget lille grad i sandede og oxideret moræneler (oftest aerob og øverst beliggende), mens redu-

ceret moræneler (oftest anaerob og dybere beliggende) i højere grad er i stand til at fastholde BAM34.

Udbredelse i grundvandet

BAM er det stof, der langt hyppigst findes i grundvandsboringer. en GEUS’ rapport fra 2010 er det beskre-

vet, at der er fundet BAM i 18,6 % af boringerne og i 3,8 % af de kontrollerede boringer var grænseværdien

overskredet. Hertil kommer, at mange boringer er blevet lukket på grund af overskridelse af BAM’s græn-

seværdier. 3.386 boringer er blevet lukket fra 1999 til 2009, hvoraf 37,6 % indeholdt pesticider og i 17,8 %

var grænseværdien overskredet35.

Skadelighed

Skadeligheden af BAM for mennesker er langt fra fuldt klarlagt. Det har vist sig, at BAM har en lille tendens

til at blive bioakkumuleret. Derudover er der ingen eller få akutte skadelige virkninger. Umiddelbart er BAM

mindre skadeligt for mennesker, hvilket også giver anledning til en relativt stor NOAEL på 4,5 mg/kg/dag36.

2.5.2 Atrazin Stoffets anvendelse og administrativ status Atrazin er et herbicid, med en bredspektret virkning, da den forhindrer elektrontransporten i fotosyntesen

og gør dermed planten ude af stand til at forsyne sig selv, og endeligt dræber planten37. Midlet har været

anvendt i perioden fra 1958 til 1994 og blev brugt på majsmarker, udyrkede arealer, i plantager, på bane-

strækninger og på planteskoler38,39.


Atrazin har det kemiske navn 6-chloro-N2-ethyl-N4-isopropyl-1,3,5-triazine-2,4-diamine. På bilag 2 vises,

hvor atrazin er blevet nedbrudt af tre forskellige veje. Det skal bemærkes, at disse tre veje fortsætter indtil

atrazinen er helt nedbrudt, der er medtaget et enkelt eksempel på videre nedbrydning.

Mobilitet

Samtlige af de beskrevne stoffer findes i grundvandet. Der er dog ingen tal eller beskrivelse af mobiliteten

af atrazin og dennes nedbrydningsprodukter. Miljøstyrelsen undersøgte i 2000 om det var muligt ved sam-

menholdelse af nedbrydningstiden og sorptionsværdien (fordelingskonstanten mellem jord og vand), det

såkaldte GUS-indeks, at finde en sandsynlighed for, at et bestemt stof bliver udvasket til grundvandet. Rap-

34

http://www.mst.dk/Publikationer/Publikationer/2005/05/87-7614-599-9.htm 35

GEUS grundvandsrapport 2010 36

http://www2.mst.dk/Udgiv/publications/2004/87-7614-347-3/pdf/87-7614-348-1.pdf 37

http://planteapp.dlbr.dk/middeldatabasen/Chemical.asp?ChemicalID=426 38

http://www.mitdrikkevand.dk/index.php?ID=10&modus=analysis&analysisID=689 39

http://www.denstoredanske.dk/Natur_og_miljø/Landbrug_og_havebrug/Ukrudt_og_ukrudtsbekæmpelse/atrazin



porten konkluderede dog, at tallene var behæftet med for stor usikkerhed til at blive anvendt40, men GUS-

indekset viste at BAM var eksponeret til at nedsive til grundvandet.

Det er desuden atrazins mobilitet, der er en af grundene til at pesticidet er blevet forbudt41.


Atrazin i sig selv er fundet i 2 % af vandindvindingsboringerne, og der er konstateret en overskridelse af

kvalitetskravet i 0,2 %. Lægger man imidlertid atrazins overskridelser sammen med dennes nedbrydnings-

produkters overskridelser, fås at 6,1 % af drikkevandsboringerne er forurenet med atrazin eller dennes

nedbrydningsprodukter, og at i 0,5 % er grænseværdien overskredet42,43. Det skal dog også bemærkes, at

der til disse tal hører, at den samme boring kan optræde flere gange.

Skadelighed

Forskellige studier af dyr har vist hvad der sker ved udsættelse, hvis man udsættes for atrazin. Symptomer

på atrazinforgiftning kan være ”underlivssmerter, diarre og opkast, øjenirritation, irritation af slimhinder og

mulige hudreaktioner”44. Ved længere tids udsættelse blev der observeret ”ændringer i hjernen, hjerte,

lever, lunger, nyrer, æggestokke og endokrine organer”45 (sidstnævnte er f.eks. bugspytkirtlen og binyrer)

Desuden viser studier også at atrazin har en effekt på udviklingen af fostre. Derudover er der også en risiko

for at stoffet kan have en kræftfremkaldende virkning. Forskellige studier viser forskellige værdier af

NOAEL, dog bestemmes NOAEL i et studie foretaget af Miljøstyrelsen til at være 0,2 mg/kg/dag46.

2.5.3 Glyphosat Stoffets anvendelse og administrativ status

Glyphosat er et bredspektret herbicid. Stoffet inhiberer det enzym, der danner aromatiske aminosyrer

(fenylalanin, tyrosin og tryptofan)47 og forhindrer dermed plantens vækst. Da forskellige planter har et for-

skelligt behov for de aromatiske aminosyrer, bliver de også påvirket i forskellig grad. Glyphosat er aktivstof-

fet i ukrudtsmidlet Round-Up. Midlet er godkendt og kan anvendes uden forbehold for grundvandet.


Glyphosats kemiske navn er N-(phosphonomethyl)glycine. Atrazin nedbrydes af to veje, enten til Sarcosin

40

http://www.mst.dk/Publikationer/Publikationer/2000/11/87-7909-586-0.htm 41

Bicheludvalget 1999. 42

Egne beregninger 43


http://pmep.cce.cornell.edu/profiles/extoxnet/24d-captan/atrazine-ext.html 45



http://planteapp.dlbr.dk/middeldatabasen/Chemical.asp?ChemicalID=52

http://www.denstoredanske.dk/Natur_og_milj%c3%b8/Biokemi_og_molekyl%c3%a6rbiologi/Biokemi/fenylalanin

http://www.denstoredanske.dk/Natur_og_milj%c3%b8/Biokemi_og_molekyl%c3%a6rbiologi/Biokemi/tyrosin

http://www.denstoredanske.dk/Natur_og_milj%c3%b8/Biokemi_og_molekyl%c3%a6rbiologi/Biokemi/tryptofan



eller til AMPA (aminomethylphosphonsyre), dog er i bilag 2 kun medtaget AMPA, da denne forekommer

langt hyppigst i grundvandet i forhold til Sarcosin48.

Mobilitet

et datablad fra Cheminova for produktet Glyfonova plus, beskrives det, at ” miljøet er glyphosat ikke mo-

bilt, men inaktiveres hurtigt ved absorption til lerpartikler. Glyphosat bindes kraftigt til jord.”49 Dette har

imidlertid vist sig ikke at være sandt, da der er konstateret glyphosat og AMPA i flere boringskontroller.

Grunden til dette er ikke fuldt klarlagt, da man stadig mener, at glyphosat og AMPA binder sig meget stærkt

til jordens oxider. Et forskningsprojekt er igangsat omkring nedsivning af pesticider gennem jordens spræk-

ker også kaldet makropore50.


Der er konstateret glyphosat i 2,3 % af drikkevandsboringerne og AMPA i 1,2 %. I forhold til overskridelse af

grænseværdien er dette sket i 0,2 % for begge stoffer. 2009 har dog vist sig som et år, hvor der er konstate-

ret meget glyphosat og AMPA i ”Andre boringer”, hvilket af Miljøstyrelsen vurderes til at være ”forhold

omkring prøvetagning, punktkilder eller ekstreme tilfælde af nedbør kombineret med sprøjtning”51. Der

kan derfor endnu ikke siges noget endeligt omkring udbredelsen af glyphosat i grundvandet.

Skadelighed

Umiddelbare skader eller irritation ved kontakt med glyphosat kunne være irritation af luftveje og hoste,

rødme, kløe og eksem52. Miljøstyrelsen har ikke udgivet publikationer om NOAEL-værdierne for stofferne.

2.6 Beskrivelse af handlinger ved overskridelse af grænseværdier for pe-

sticider på et vandværk Dette punkt vil redegøre for de umiddelbare handlinger, man foretager og rådes til at foretage, hvis man

konstaterer pesticider eller nedbrydningsprodukter i drikkevandet på et vandværk. Det er en politisk be-

slutning, at drikkevandet ikke skal indeholde skadelige stoffer, og samtidig at fortynding af drikkevandet så

vidt muligt skal undgås. Den umiddelbare reaktion ved konstatering af pesticider bør derfor være at lukke

boringen og finde anden vandforsyning.

48

http://umbbd.msi.umn.edu/gly/gly_map.html 49

http://planteapp.dlbr.dk/middeldatabasen/pdf/MSDS/Glyfonova_Plus_MSDS_20110315.pdf 50

http://www.mst.dk/Virksomhed_og_myndighed/Bekaempelsesmidler/Nyheder+bekaempelsesmidler/ faktaomglyphosat.htm 51


http://www.skovudstyr.dk/media/skovudstyr/219_Roundup.pdf



Miljøstyrelsen har udarbejdet et skema, der redegør for de forskellige handlinger et vandværk skal og bør

gøre i forbindelse med konstatering af BAM i dens drikkevandsforsyning. På bilag 3 ses et skema med hand-

linger, der anvendes.

For at opnå dispensation til midlertidig overskridelse af grænseværdien (maks. 3 år), skal der samtidig ud-

arbejdes en kontrolplan og der foretages handlinger for at forbedre vandkvaliteten.

2.7 Beskrivelse af handlingsmuligheder Pesticidforbruget har været faldende i over 20 år med store årlige udsving og tendensen fortsætter (se

bilag 4). Landbruget fylder meget i Danmark og udgør godt 65% af Danmarks samlede areal. Derfor har det

en stor indflydelse på miljøet og landbruget er den største trussel mod høj drikkevandskvalitet.

Ifølge Drikkevandsbekendtgørelsen, tillader vi i Danmark ikke, at det drikkevand vi pumper fra undergrun-

den skal igennem en videre behandling, får det kan bruges til drikkevand. Kvaliteten af drikkevandet er

truet af en lang række problemer, der i tidens løb er skabt af mennesker. Der er stadig problemer med for-

tidens synder, men landbruget er den største synder med udledningen af nitrat og pesticider og vi kender

stadig ikke den fulde konsekvens af den sidstnævnte.

Pesticider er den største fremtidige udfordring for drikkevandskvaliteten og tendensen klar: det bliver svæ-

rere for vandværkerne at levere pesticidfrit drikkevand. Det er ikke muligt at lave om på fortidens grund-

vandsforurening, så det er et krav at drikkevandsnettet udbygges og yderligere forurening forebygges.

ANVA’s primære indsatsområde vil i de kommende år være udlægning af sprøjtefrie boringsnære beskyt-

telsesområder (BNBO)53. I disse zoner må der ikke sprøjtes med pesticider indenfor 300 meter af boringen

og der kan tilføjes en zone på 25 meter fra boringen, hvor der ikke må dyrkes. Det vurderes at ca. 10.000 ha

landbrugsjord skal udlægges som BNBO, hvilket vil koste ca. 20 mio. kr. årligt.

DANVA er tilhængere af øgede pesticidafgifter, omsættelige sprøjtetilladelser, omlægning til økologi og

skovrejsning. Efter opfordring om udpegning af pesticidsårbare arealer, kom der i 2005 et videnskabeligt

grundlag for udpegning af sådanne områder. Der er dog ikke sket noget på det punkt endnu. DANVA mener

også at pesticider, der i Varslingssystemet overskrider grænseværdierne, udfases og forbydes.

I Danmark er godkendelsesprogrammet for pesticider det skrappeste i EU og pga. afgifter, har vi også de

dyreste pesticider. Disse forhold gør, at vi har et af de laveste forbrug af pesticider i EU samt det laveste

antal af anvendte pesticider(se bilag 5). Afgifterne er markedsbaserede, hvilket giver landbruget et incita-

ment til at handle økonomisk og reducere forbruget af pesticid. Teknologisk råd vurderer, at pga. den store

forskel i jordlagene på landsbasis, er det nødvendigt at målrette beskyttelsen af drikkevandet på lokalt ni-

53

DANVA 2011



veau54.

Teknologirådet har en række forslag til, hvor der skal sættes ind overfor pesticider:

Den strenge godkendelsesprocedure skal fastholdes

Der skal være fokus på punktkilder med koncentreret nedsivning

Oprettelse af BNBO på op til 300 m fra boringen

Indførsel af Integrated Pest Management (IPM), der kombinerer biologiske, kulturtekniske og kemi-

ske redskaber

Flytte fokus fra forbrugsafgift til belastningsafgift på pesticider.

I det følgende vil blive beskrevet de forskellige handlingsmuligheder denne rapport vil arbejde videre med

og vurdere på.

2.7.1 Pesticidafgift Afgiften på pesticider i Danmark ligger som et af de højeste i EU. Til gengæld ligger pesticidforbruget også

som et af de laveste. Et af formålene ved afgifterne på pesticider er nemlig at nedsætte forbruget.

Når man køber pesticider, går en del af prisen til afgift. På insekticider er der en afgift på 35 % af detailpri-

sen, fungicider 25 % og på herbicider er der 25 %55

Disse afgifter betales delvist tilbage til landbruget i form af produktudvikling, sygdomsbekæmpelse, rådgiv-

ning, forskning og uddannelse.

Afgiften er også differentieret således, at du betaler en høje afgift for et pesticid, der er mere skadeligt. Og

omvendt en mindre afgift for mindre skadelige produkter. Det giver køberen et incitament for at bruge de

pesticider, der er mindst miljøskadelige.

Jo større afgiften er på pesticider, jo mindre er forbruget også og derfor vil en forøgelse af afgiften også

medføre et fald i forbruget. Det vurderes at en fordobling af pesticidafgiften i 2004 ville medføre et fald på

25 % i forbruget og samtidig medføre et fald på 20 % af overskridelser af grænseværdien i hele grundvands-

ressourcen56

54

Teknologisk råd 2011 55

http://www.mst.dk/Virksomhed_og_myndighed/Bekaempelsesmidler/Pesticider/miljoepolitiskemaal/initiativer/Pesticidafgift/ 56

Økonomisk Råd 2004



2.7.2 Omlægning til økologisk landbrug Økologisk landbrug er væsentlig dyrere at drive end konventionelt, da brug af kunstgødning og sprøjtemid-

ler er forbudt. Det er på den anden side godt for både miljøet og grundvandskvaliteten. Netop nitrat og

pesticider findes i grundvandet pga. det intensive konventionelle landbrug. I 2008 udgjorde det økologiske

landbrug 6,2% af det samlede landbrugsareal57 og det har i mange år været stigende. Regeringen har med

Grøn Vækst-aftalen valgt at bruge 345 mio. k. årligt på at fordoble det økologiske areal inden 202058. Hvis

man hypotetisk forestillede sig et 100% økologisk landbrug, vil det klart være den bedste løsning på spred-

ningen af pesticid, men det vil dog ikke være særligt omkostningseffektivt.

2.7.3 Sprøjtefrie randzoner Som beskrevet tidligere i afsnittet, er et af de potentielle tiltag udlægning af sprøjtefrie randzoner.

Sprøjtefrie randzoner er den mest effektive løsning, når det gælder sandsynligheden for pesticider i grund-

vandet og det vurderes at kunne nedbringe sandsynligheden for overskridelser af grænseværdien med

51%59. Sprøjtefrie randzoner er mest effektive, hvor vandindvindingen sker fra de øvre lag. Det vurderes at

pesticidindholdet her kan reduceres med 90-95%. I forhold til større og dybere boringer har randzonerne

kun en effekt på 5-10% mindre pesticid. For de dybere boringer vil det derfor være mere effektivt at udlæg-

ge arealer, der er helt sprøjtefrie. På bilag 6 ses et forslag til, hvordan sådanne områder kan deles op. Sprøj-

tefrie randzoner vil dog formentlig give landmændene et incitament til at nedlægge eventuelle læhegn,

hvilket vil forringe biodiversiteten.

En kombination af herbicidafgift og sprøjtefrie randzoner vurderes til at have den største effekt på pestici-

der i drikkevandet.

2.7.4 Rensning af oppumpet grundvand

Rensning af grundvand med eksempelvis aktivt kul er en løsning, der ikke findes i nogen rapporter. Sim-

pelthen af den grund, at det i Danmark er vedtaget, at man ikke vil rense drikkevandet. Det er politisk ved-

taget, at grundvandet skal være så rent, at vi bare kan pumpe det op og drikke det. Men måske bliver det

en løsning, hvis ikke pesticidforureningen stoppes eller nedsættes. Der er desuden en vis usikkerhed om-

kring de pesticider, der potentielt ikke er nået ned til grundvandet endnu, idet nedsivningen kan tage man-

ge år fra overfladen til grundvandet.

Aktivt kul har et stort indre overfladeareal pga. et stort antal mikroskopiske porer og derfor velegnet til at

opfange store molekyler. Det bruges i stor udstrækning til rensning af væsker og luftarter. Det er nemt at

57

http://naturogmiljoe.dmu.dk/jord/eo-l/ 58

http://www.mim.dk/Nyheder/Temaer/Groen_vaekst/ 59

Det Økonomiske Råd 2004, p. 249



fremstille og kan genbruges. I kombination med UV-lys, der kan dræbe bakterier, vil rensning af drikkevand

kunne ske relativt nemt60.

Et forskningsprojekt for Miljøstyrelsen har vist, at BAM kan fjernes med aktivt kul61. Forsøget viste også at

jo lavere grænseværdi, der skal overholdes, jo sværere var vandet at rense og jo mere aktivt kul skulle der

bruges. Så det der altså teknisk muligt at rense drikkevandet for uønskede stoffer. Det er dog en anden

strategi, end den nuværende, der er politisk vedtaget. Miljøstyrelsen vurderer, at det vil koste 0,25-0,5 kr.

pr. m3 for et mindre vandværk at rense for kemiske stoffer som pesticider62.

Aktivt kul bruges i store dele af verden til at rense overfladevand til drikkevand.

En anden mulighed for rensning af drikkevand for pesticider som f.eks. BAM er at rense vandet med bakte-

rier, aminobakterier, der er i stand til at nedbryde pesticidet. Samtidig er bakterierne uskadelige og kan

benyttes uden at der skal indkøbes ekstra maskineri, da et pulver med bakterierne kan spredes i de sandfil-

tre, der allerede findes på vandværkerne. Prisen for bakterier og mængden der skal anvendes er dog ikke

nærmere belyst, men beskrives som billigere end aktivt kul63.

2.7.5 Flytning af kildeplads Den metode der i dag hyppigst anvendes til at sikre rent drikkevand er at flytte fra et sted med forurenet

grundvand til et andet sted, hvor grundvandet endnu er rent. Dette skyldes den beskrevne politiske hold-

ning om, at grundvandet stort set skal kunne anvendes direkte som drikkevand og at det oftest er meget

vanskeligt at gøre noget ved den forurening, der allerede findes i jorden.

Det er svært at beskrive hvad prisen for en flytning af kildeplads er, da det afhænger af lokale forhold så-

som hvor dybt der skal bores, jordbundsforholdene, afstand til ny boring, mængde af vand der skal pumpes

op osv. Af denne grund har det været svært at finde passende tal på prisen for at flytte en kildeplads. Dog

er der i forbindelse med vandplanerne og disses handlingsplaner blevet regnet på, hvordan man kan for-

bedre grundvandets kvantitative tilstand. Herunder foreslås også flytning af kildeplads, hvilket giver en pris

på 1,6 kr/m3 ved flytning 10 km og 2,58 kr/m3 ved flytning 20 km64, det antages, at disse priser kan overfø-

res. Det skal dog også bemærkes at disse tal er for hovedstadsregionen, og der kan derfor være andre pri-

ser andre steder i landet.

60

Rensning af drikkevand, Miljøstyrelsen, 2004 61

http://www.miljonyt.dk/13/14.htm 62

Rensning af drikkevand, Miljøstyrelsen, 2004 63

http://www.geus.dk/publications/div-artikler/aktuel-naturvidenskab-6-2006-dk.htm 64

http://www.naturstyrelsen.dk/NR/rdonlyres/F15DA9BF-52C4-4FFF-8397-4BDE941B86FD/119486/Vandindvinding.pdf



Det kan også nogle steder være problematisk at finde områder med rent grundvand, der ikke er forurenet

på den ene eller den anden måde. Og efterhånden som tiden går, vil flere og flere boringer blive forurenet,

hvilket kan gøre det endnu sværere at finde rent grundvand.

2.7.6 Ændre grænseværdierne Som beskrevet under punktet ”Grænseværdier for pesticider”, er kvalitetskravet for pesticider og deres

nedbrydningsprodukter ikke ændret siden 70’erne, hvor kravet blev sat ud fra et teknologisk synspunkt og

et ønske om 0 pesticider i drikkevandet end ud fra et helbredsmæssigt øjemed.

Det er derfor en oplagt mulighed at kigge på muligheden for at revidere de nuværende grænseværdier, så

kvalitetskravet følger den metode fastlagt at Miljøstyrelsen beskrevet under punktet ”Metode til fastsæt-

telse af grænseværdier for kemiske stoffer i drikkevandet”.

Hvis grænseværdierne for pesticider justeres vil det betyde, at man beregner grænseværdier ud fra rappor-

ter omkring skadeligheden af det enkelte pesticid, hvilket betyder at man vil skulle gå væk fra at have en

fast grænseværdi på 0,1 µg/L gældende for alle pesticider.

I det tilfælde at der ikke findes tilstrækkeligt videnskabeligt materiale, omkring et bestemt stof, til at be-

stemme en ny kvalitetsværdi vil man passende kunne opretholde den hidtidige værdi, indtil man finder nye

NOAEL-værdier til videre beregning af grænseværdien.

Hvis man omvendt vil fastholde det tidligere synspunkt, at man ikke accepterer pesticider i grundvand, vil

grænseværdien for alle pesticider skulle nedsættes til den nuværende detektionsgrænse på 0,01 µg/L. Det-

te vil samtidig betyde, at mange nuværende vandindvindingsboringer skulle lukkes – op mod 20 %.

Revideres grænseværdierne vil det for mange pesticiders tilfælde betyde at grænseværdierne hæves, der

vil dog formentligt også være tilfælde hvor værdien sænkes. Dette betyder at denne handlingsmulighed

ikke vil kunne stå alene, der vil altså skulle udføres yderligere handlinger for at sikre, at de boringer, der

ligger over de reviderede grænseværdier kommer under den lovlige grænse.

I det følgende vil det blive beskrevet ved hjælp af et eksempel, hvordan grænseværdien udregnes med den

af Miljøstyrelsen beskrevne metode.

3. Analyse

3.1 Beregning af nye grænseværdier I vores gennemgang af de tre udvalgte pesticider (BAM, Atrazin og Glyphosat) fandt vi, at atrazin havde den

laveste NOAEL og derfor tager vi den som eksempel i udregningen af nye teoretiske grænseværdier.



I udregningen af TDI, skal vi bruge de tre usikkerhedsfaktorer. De to første er faste og sat til 10. Den sidste

varierer mellem 1 og 100 og vurderes ud fra kvaliteten af forsøget. I en lignende udregning for grænsevær-

dien for BAM65, sætter man denne usikkerhedsfaktor til 10. Vi sætter i udregningen for Atrazin også den

sidste usikkerhedsfaktor til 10, de begge stoffer er pesticider og vi derfor må formode at fremgang og kvali-

tet er ens. Men egentlig skal usikkerhedsfaktoren vurderes ud fra hvert enkelt forsøg. Det kan vi desværre

ikke i vores gennemgang og derfor bliver grænseværdien hypotetisk.

Dette fører vi over i ligningen for kvalitetskravet:

F er den del af TDI, der vurderes at have indflydelse på det endelige kvalitetskrav. Denne værdi skal også

vurderes i hvert enkelt forsøg, men da vi har med miljøfremmede stoffer at gøre, må vi gå ud fra, at stoffet

har en relativ stor virkning på kroppen. Da udregningen er hypotetisk, sætter vi f = 0,8.

E er en standardværdi, som for 1-10-årige børn er sat til 0,08 L/kg/dag.

Hvis f-værdien var lavere, f.eks. 0,2, vil kvalitetskravet blive:

Disse grænseværdier er kun hypotetiske, men kan i teorien give et billede af, om de nuværende grænse-

værdier ligger langt fra et sundhedsskadeligt niveau.

Det endelige kvalitetskrav afhænger to faktorer, der kan varierer forholdsvis meget. Med en usikkerheds-

faktor III på 10 og en f-værdi på 0,2, finder vi en ny grænseværdi på 0,5 µg/L, hvilket er fem gange større

end i dag. Men sætter man f-værdien op og/eller usikkerhedsfaktoren ned pga. forsøg med lavere usikker-

hed, vil grænseværdien således blive væsentlig højere.

Ved en revidering af de nuværende grænseværdier på baggrund af videnskabelige data, kan de gå tre veje.

1) De nuværende grænseværdier er for høje, 2) de nuværende grænseværdier er tilpas og 3) de nuværende

grænseværdier kan sættes op, da de ikke har nogen toksikologisk effekt på mennesker ved så lave koncen-

trationer.

65

Ramsey 2007



3.2 Handlingsmulighederne set i forhold til DPSIR Det er væsentligt at betragte hvad de enkelte handlingsmuligheder griber ind over for, da der jf. EF-

traktaten i EU’s politik er fokus på forebyggende tiltag i miljøindsatsen som beskrevet i punktet DPSIR un-

der Responses.

3.2.1 Forebyggelse Et forebyggende tiltag er et tiltag der forsøger at fjerne eller formindske Drivers. Et forebyggende tiltag er

altså i dette tilfælde noget, der reducerer eller fjerner forbruget af pesticider. Af de beskrevne handlings-

muligheder hører altså pesticidafgift og omlægning til økologi ind under forebyggende tiltag.

Begge muligheder tager sigte mod at reducere pesticidforbruget og reducerer på den måde den primære

driver til problemet. et er altså disse tiltag der stemmer bedst overens med EU’s politik om princip om en

forebyggende indsats.

3.2.2 Afværgelse En afværgelse er når et tiltag forhindrer, at menneskelige aktiviteter kommer til at forurene miljøet. En

afværgelse vil i dette tilfælde altså være en handlingsmulighed, der forhindrer pesticider og pesticidrester i

at nå ned til grundvandet.

Af de skitserede handlingsmuligheder er sprøjtefrie randzoner eller BNBO’er at betragte som en afværgel-

se. Dette skyldes at tiltaget fjerner sprøjtning i områder, der er særligt eksponeret til at nedsive forurenen-

de stoffer. Forbruget af pesticider reduceres kun i mindre grad, men det forventes at man kan reducere

nedsivningen til grundvandet betragteligt.

I forhold til princippet om en forebyggende indsats er denne handlingsmulighed ikke helt så god som pesti-

cidafgifter og økologi, men set ud fra et samfundsmæssigt synspunkt kan denne mulighed vise sig mere

realiserbar.

3.2.3 Kompensation En kompensation er at forhindre, at der forekommer en tilstandsændring. Det vil være at opretholde drik-

kevandskvaliteten uden at reducere hverken udledning af pesticider eller deres nedsivning til grundvandet.

Af de beskrevne handlingsmuligheder kan en rensning af de oppumpede grundvand og flytning af kilde-

plads anses for værende en kompensation, da de udelukkende sørger for, at kvaliteten af drikkevandet ikke

bliver forringet som følge af pesticider.



Rensning ligger dog langt fra en forebyggelse, hvilket også er grunden til, at Miljøstyrelsen kun i få tilfælde,

hvor andre muligheder har været udelukket, har givet tilladelse til at rense drikkevandet på den ene eller

den anden måde.

Flytning af kildeplads er også at betragte som en kompensation, da den ikke forholder sig til at fjerne foru-

reningen på det pågældende sted, men blot sørger for at drikkevandskvaliteten bliver opretholdt. Dog må

muligheden også betragtes som værende lidt uden for kategori, da den forudsætter, at forureningen ikke

har nået alle områder med grundvand.

3.2.4 Tilpasning En tilpasning er hvor drivers, pressures og state change accepteres, og man udelukkende forsøger at for-

mindske det impact et givent miljøproblem har. I forhold til pesticider i grundvandet, vil det altså betyde, at

en tilpasning vil forsøge at fjerne den sundhedsskadelige effekt.

Der er ingen af de beskrevne handlingsmuligheder der falder fuldstændig ind under denne kategori, dog

kan ændring af grænseværdier til en vis grad betragtes som en tilpasning.

Dette skyldes, at ved ændring af grænseværdier, er der udelukkende tale om at den grænse hvormed vand

er at betragte som ”rent” forskydes, og at man ikke reducerer den effekt indtagelsen af pesticider har. et

eneste der ændres er den risikoopfattelse man har i forhold til skadeligheden af pesticider.

3.3 Forsigtighedsprincippet Om forsigtighedsprincippet benyttes indenfor anvendelsen af pesticid er der delte meninger om og mange

kilder siger at det rent faktisk anvendes. Opgaven her vil dog kun forholde sig til den primære kilde, Bichel-

udvalget. Udvalget er nedsat af Miljøstyrelsen og har det ene formål at vurdere konsekvenserne ved afvik-

ling af pesticidanvendelsen og må derfor være en pålidelig kilde. Iflg. Bichel-udvalgtes rapport fra 1999,

benyttes forsigtighedsprincippet ikke indenfor pesticidanvendelsen.

flg. EU’s meddelelse med Forsigtighedsprincippet, skal der under usikkerhed omkring sundhedsmæssige

konsekvenser eller indebærer en risiko for skade, benyttes en forsigtig tilgang. Det gælder også, når der er

usikkerhed om de videnskabelige data. I EU bruges forsigtighedsprincippet som en strategi for risikostyring.

Desuden er slået fast, at foranstaltningerne skal revideres i tilfælde af videnskabelige fremskridt.

De grænseværdier vi har for pesticider i drikkevand i dag er fastsat i 70’erne på baggrund af, at pesticider

var uønskede i drikkevandet. Man satte grænseværdien ud fra en politisk beslutning og ikke ud fra, hvad

der rent faktisk er skadeligt for mennesker. Dengang satte man grænseværdien som detektionsgrænsen

(0,1 µg/L). Man kan i dag måle pesticidkoncentrationer ned til 0,01 µ/L.



Der er stadig usikkerhed om, hvordan pesticider opfører sig efter det er spredt i naturen. Vi ved, at det siver

ned i undergrunden, hvor det i nogen grad bliver nedbrudt. Men disse nedbrydningsprodukter er også ska-

delige. Pesticiderne og deres nedbrydningsprodukter siver videre ned i grundvandet og da vi pumper det op

og bruger det uden videre behandling, udgør det en sundhedsmæssig risiko.

Pga. den videnskabelige usikkerhed burde man anvende forsigtighedsprincippet inden for brugen af pesti-

cider.

a man fastsatte grænseværdien for pesticider tilbage i 70’erne, fandtes forsigtighedsprincippet ikke som

en politisk beslutningsmodel, da den først blev introduceret i 198466. Derfor kunne man selvfølgelig ikke

benytte den. Men siden er man kørt videre med de samme grænseværdier, bestemt på samme baggrund.

Havde man besluttet at benytte et forsigtighedsprincip, var de nuværende grænseværdier i strid med prin-

cippet. Det er slået fast, at man skal revidere foranstaltningerne, hvis ny videnskab er tilgængeligt. Det er

det i form af en lavere detektionsgrænse.

For at opsummere, bruger man ikke forsigtighedsprincippet som strategi indenfor pesticider i drikkevand.

Da man fastsatte de nuværende grænseværdier, brugte man en forsigtig tilgang og sagde, at man ikke vil

have pesticider i drikkevandet. I dag kan man måle pesticider i langt lavere koncentrationer og alene det

giver incitament til enten at sænke grænseværdien eller beregne nye grænseværdier ud fra videnskabelige

data. Hvis man imidlertid sætter grænseværdien ned til den nuværende detektionsgrænse på 0,01 µg/L, vil

det se skidt ud for drikkevandsforsyning, da ca. 40% af alle prøver i GRUMO indeholder pesticider. Derved

skulle et stort antal af boringer lukkes.

3.4 Økonomisk vurdering

3.4.1. Forebyggende og afværgende handlinger Formålet med en økonomisk vurdering er at skabe nogle værdisætninger, der opvejer miljøgoder mod om-

kostninger ved at fremskaffe dem.

Økonomisk råd lavede i 2004 en undersøgelse af vand og natur. Det resulterede i den rapport, hvor de bl.a.

opsætter en omkostning/effekt-analyse for miljømæssige værdisætninger. De fandt, at folk pga. sundheds-

hensyn (bl.a. over for pesticider) havde en relativ høj betalingsvilje. Gennemsnitlig var der en betalingsvilje

på 900 kr. pr. familie pr. år67. Samme undersøgelse fandt at 85% af de spurgte var ”særligt bekymrede”

overfor forureningen af drikkevandet.

66

Christensen 2009 67

Økonomisk Råd 2004, p. 232



Undersøgelsen tager udgangspunkt i de politisk vedtagne tiltag fra 2004 til 2015:

Fordobling af pesticidafgift, hvilket skal resultere i 25% mindre pesticidforbrug

Sprøjtefrie randzoner: 100 m omkring større boringer og 50 m omkring mindre boringer

Det økologiske landbrugsareal stiger 2% i forhold til det samlede landbrugsareal

Målet i analysen er overholdelse af grænseværdier.

Resultatet af analysen var, at sprøjtefrie randzoner havde den største effekt i forhold til at reducere antallet

af overskridelser af grænseværdien i det indvundne drikkevand (51%), mens en pesticidafgift havde den

største effekt på den samlede vandressource (20% ift. 9% for sprøjtefrie randzoner). Omlægning til økologi

havde nærmest ingen effekt (3%), hvilket kan skyldes den relativt lave omlægningsgrad.

I skemaet herunder ses en samlede vurdering af de tre tiltag68.

Figur 6 Økonomisk Råd, 2004

Som det ses i skemaet har sprøjtefri randzoner den største effekt for overholdelse af grænseværdier. Desu-

den har randzonerne den største afledte effekt på biodiversiteten. Igen ser vi, at økologi næsten ingen ef-

fekt har.

Økonomisk Råd vurderer at etablering af de sprøjtefri randzoner omkring vandboringer på 50 og 100 meter

vil koste 200 mio. kr., hvilket svarer til ca. 69 kr. pr. familie69. Hvis vi også medtager sprøjtefri randzoner

omkring markerne, som vurderes at koste 700 mio. kr., vil det for en familie koste 310 kr. Med det sidst-

nævnte tiltag forventes en primær forbedring på hele grundvandsressourcen og biodiversiteten.

I forhold til økologi vil prisen fortsat være 310 kr. pr. familie, dog er effekterne langt mere begrænsede, da

effekten på drikkevandet er under 1/10 den af sprøjtefrie randzoner.

68

Økonomisk Råd 2004, p. 282 69

Økonomisk Råd 2004, p. 282



3.4.2 Kompenserende og tilpassende handlinger Disse handlinger omfatter rensning af indvundet drikkevand, flytning af kildeplads og ændring af grænse-

værdien.

Vi fandt i vores gennemgang, at af rensning og flytning var rensning billigst. Der var en forskel på mellem

1,10 og 2,33 kr. pr. m3. Vi må gå ud fra, at ændring af grænseværdien er et relativt billigt indgreb.

Ved flytning af kildeplads 20 km, vil det koste en familie på 4 personer omkring 464 kr. pr. år70, hvilket sta-

dig ligger under betalingsviljen på 900 kr. pr. år for overholdelse af grænseværdien.

Ved rensning af drikkevandet er omkostningen op til 90 kr. pr. år.

4. Sammenfatning De beskrevne handlingsmuligheder kan godt stå alene, men for at opnå det bedste resultat, kan det være

hensigtsmæssigt at kombinere de forskellige handlingsmuligheder.

Som beskrevet i økonomisk vurdering, er rensning af drikkevandet den mest omkostningseffektive løsning,

dog er denne løsning en kompensation, og den ligger derfor langt fra princippet om en forebyggende ind-

sats. Handlingsmuligheden vurderes også af Miljøstyrelsen til at fjerne incitamentet til at reducere pesticid-

forbruget, hvilket har mange andre konsekvenser end forurening af drikkevandet. Derfor må det vurderes,

at rensning af drikkevandet ikke bør være den primære løsning på problemet.

Det kan vurderes at en sprøjtefrie randzoner er en omkostningseffektiv løsning og vil have gode effekter

foruden at fjerne pesticidforureningen. Denne handlingsmulighed er dog en afværgelse og er derfor ikke i

den foretrukne kategori.

Omlægning til økologi er et forebyggende tiltag, dog er effekten i forhold til omkostningen ikke så god som

ved sprøjtefrie randzoner. Dette skyldes blandt andet, at man forventer en lav omlægningsgrad på 2 %,

hvilket ikke stemmer overens med Grøn Vækst aftalen, hvor der målsættes en stigning på 6-7 %. Det kan

vurderes, at en kombination af sprøjtefrie randzoner og et fortsat fokus på omlægning til økologi vil give en

positiv effekt. Denne kombination vil medføre, at man formentlig kan sikre rent drikkevand samtidig med at

man har fokus på en forebyggende effekt, der i sidste ende kan skabe værdi for samfundet som helhed.

Det kan derudover vurderes som endnu et værktøj at revidere grænseværdierne. Dette gør, at grænsevær-

dierne er opdaterede og at de giver mening i forhold til den skadelige virkning af de forskellige stoffer. I

vores beregning af en ny grænseværdi for atrazin, blev det bestemt, at selv med en relativt stor usikkerhed,

70

Egne beregninger



var det muligt at femdoble grænseværdien. Beregningen er hypotetisk, dog vurderes det, at den giver et

godt billede af muligheden for at forhøje grænseværdierne.

I analysen omkring brugen af forsigtighedsprincippet fandt vi, at princippet ikke benyttes som politisk stra-

tegi indenfor pesticider i drikkevandet. Vi fandt også, at man enten pga. usikkerhed om pesticiders virkning

og kredsløb i miljøet skal implementere det eller pga. nye videnskabelige fremskridt burde revidere græn-

seværdierne. Specielt når der er tale om en irreversibel proces.

I det tilfælde at kombinationen af sprøjtefrie randzoner og økologi samt ændrede grænseværdier stadig

ikke er nok til at sikre rent drikkevand, kan det vurderes at den nuværende primære handling, flytning af

kildeplads, ikke er effektiv nok. Dette kan vurderes ud fra at prisen på rensning sammenholdt prisen på en

flytning er langt lavere. Samtidig er begge handlingsmuligheder at betragte som kompensationer. Vurderin-

gen vil derfor være, at hvis grænseværdierne fortsat overskrides, skal man i højere grad have fokus på

rensning frem for at flytte boringen. Dette værende under forudsætning at der samtidig iværksættes yder-

ligere forebyggende tiltag i vandindvindingsområdet.

5. Konklusion Det kan konkluderes at grænseværdier gældende for kemiske stoffer i grundvandet er fastsat ved bereg-

ning af TDI (tolerabelt daglig indtag) ud fra værdier for den koncentration, hvor der ikke blev observeret

nogen effekter (NOAEL). Dermed er grænseværdier for kemiske stoffer fastsat ud fra et hensyn til menne-

skelig sundhed.

Det konkluderes også at grænseværdier gældende for pesticider er fastsat i 1970’erne, hvor værdien blev

fastsat som den daværende detektionsgrænse på 0,1 µg/L, idet man ikke ønskede pesticid i drikkevandet.

Det blev også fundet, at den nuværende detektionsgrænse er 0,01 µg/L.

De hyppigst fundne pesticider i grundvandet, 2,6-dichlorbenzonitril og atrazin, samt det tilladte glyphosat

er blevet redegjort for og fundet, at de to førstnævnte stoffer og deres nedbrydningsprodukter har en stor

tendens til at nedsive til grundvandet. Glyphosat er ikke eksponeret til at nedsive under normale omstæn-

digheder, og grunden til at stoffet og dets nedbrydningsprodukt AMPA er fundet i grundvandet er endnu

ikke klarlagt.

Det konkluderes at handlingsmulighederne pesticidafgift, omlægning til økologi, sprøjtefrie randzoner,

rensning af oppumpet grundvand, flytning af kildeplads og ændring af grænseværdier er blevet redegjort

for.

De nævnte handlingsmuligheder er blevet analyseret i forhold til DPSIR, hvor det blev fundet at afgift og



økologi er at betragte som forebyggende handlinger, da de reducerer forbruget af pesticider. Sprøjtefrie

randzoner er en afværgelse idet den tager sigte mod at forhindre at nedsivning forekommer frem for at

reducere forbruget. De handlingsmuligheder, der kan beskrives som kompenserende tiltag er rensning af

vandet og flytning af kildeplads, da de udelukkende sikrer rent drikkevand uden at fjerne forureningen eller

årsagen til denne. Endelig er ændring af grænseværdier til dels at betragte som en afværgelse, da den ac-

cepterer forureningen og ændrer kun anskuelsen af den risiko der er forbundet med at drikke pesticidforu-

renet vand.

Det kan konkluderes, at en kombination af handlingsmulighederne omlægning til økologi og sprøjtefrie

randzoner vil sikre grundvandsressourcen og leve op til EU’s krav om en forebyggende indsats. Det vurde-

res også at det vil være relevant at bestemme nye grænseværdier idet der er fremkommet videnskabeligt

data omkring skadeligheden af visse pesticider. Det er beregnet, at i forhold til atrazin, at selv med en rela-

tivt stor usikkerhed kan man forhøje grænseværdien 5 gange i forhold til den nuværende. Derudover blev

det vurderet, at det kan være mere samfundsøkonomisk korrekt at benytte rensning frem for flytning idet

begge tiltag er at betragte som en kompensation, mens prisen på rensning er langt lavere.

Det kan konkluderes at grænseværdierne for pesticider bør være fastlagt ud fra et forsigtighedsprincip idet

der er stor videnskabelig usikkerhed omkring skadeligheden af stofferne. Det vurderes derudover at de

nuværende grænseværdier ikke har fulgt princippet idet de burde have været revideret i forbindelse med

at ny videnskab blev tilgængelig, og man kunne måle lavere koncentrationer af pesticider.



6. Referencer Publikationer

Sådan ligger landet – tal om landbruget 2011. Publikation af bl.a. DN, DOF og Det økologiske råd.

Dansk Økonomi Efterår 2004, vand og natur – rapport fra Det Økonomisk Råd

Grundvand, statistik og overvågning, GEUS, 2010 – GEUS grundvandsrapport 2010

Rensning af drikkevand, Miljøstyrelsen, 2004

Rio-deklerationen 1992

Simonsen, Leif og Lisbeth E. Knudsen (1999): Basisbogi i Toksikologi i arbejdsmiljøet, bind 1, Repro & Tryk

A/S.

Europa-kommissionen 2000: Meddelelse fra kommissionen om forsigtighedsprincippet.

http://eur-lex.europa.eu/LexUriServ/LexUriServ.do?uri=CELEX:52000DC0001:DA:NOT

Alfter, Birgitte: Hatten af for supermagten EU. Artikel i Information, 17. december 2007.

http://www.information.dk/151987

Miljøstyrelsen: Metoder til fastsættelse af kvalitetskriterier for kemiske stoffer i jord, luft og drikkevand med

henblik på at beskytte sundheden. Vejledning fra Miljøstyrelsen, nr. 5, 2006. (MFKK)

http://www2.mst.dk/udgiv/publikationer/2006/87-7052-182-4/pdf/87-7052-182-4.pdf

Udenrigsministeriet: Implementering af Global Compact, Princip 7, 8 og 9: Miljø.

Inspirationshæfte fra Udenrigsministeriet.

NOVA-2003, Redegørelse fra Miljøstyrelsen.

http://www2.mst.dk/common/Udgivramme/Frame.asp?http://www2.mst.dk/Udgiv/publikationer/2000/8

7-7909-884-3/html/helepubl.htm

Ramsey, Loren: Risikovurderingog drikkevandet største sundhedstrusler, 2007

Pesticidhandlingsplan II, marts 2000, Miljø- og energiministeriet, Ministeriet for fødevarer, landbrug og

fiskeri.

Status for pesticidhandlingsplan II, 2000, Miljø- og energiministeriet, Ministeriet for fødevarer, landbrug og

fiskeri.

Christensen, Rikke Fisker: Forsigtighedsprincippet i den Europæiske Union, kandidatspeciale, 2009

Teknologirådet: Handlingsplaner til at sikre rent vand i fremtiden, konference Christiansborg, 2. april 2011

DANVA handlingsplan for rent drikkevand, marts 2011.

http://www.danva.dk/Default.aspx?ID=2939&TokenExist=no

Pesticider i fødevarer 2010, Ministeriet for fødevarer, landbrug og fiskeri, Fødevarestyrelsen



Bichel-udvalgets rapport, Miljøstyrelsen, 1999.

Regerings ”Grøn Vækst”-aftale, april 2009

Internet

http://glossary.eea.europa.eu/EEAGlossary/D/DPSIR

http://statistikbanken.dk/pest1

http://ing.dk/artikel/87093-pesticider-i-grundvandet-topper-om-17-aar

http://www.geus.dk/publications/aarsberetning00/aab00-02.htm

http://www.mst.dk/Publikationer/Publications/2004/07/87-7614-347-3.htm

http://www.atsdr.cdc.gov/phs/phs.asp?id=336&tid=59

http://www.eu-oplysningen.dk/dokumenter/traktat/ef/alle/174/

http://www.plantevaern.dk/det-mener-vi/grundvand-og-pesticider.aspx

http://www.statistikbanken.dk/pest1


http://www2.mst.dk/udgiv/publikationer/2002/87-7972-329-2/pdf/87-7972-330-6.pdf



http://www2.mst.dk/Udgiv/publications/2004/87-7614-347-3/pdf/87-7614-348-1.pdf


http://www.mitdrikkevand.dk/index.php?ID=10&modus=analysis&analysisID=689

http://www.denstoredanske.dk/Natur_og_miljø/Landbrug_og_havebrug/Ukrudt_og_ukrudtsbekæmpelse/

atrazin


http://pmep.cce.cornell.edu/profiles/extoxnet/24d-captan/atrazine-ext.html



http://umbbd.msi.umn.edu/gly/gly_map.html



http://planteapp.dlbr.dk/middeldatabasen/pdf/MSDS/Glyfonova_Plus_MSDS_20110315.pdf

http://www.mst.dk/Virksomhed_og_myndighed/Bekaempelsesmidler/Nyheder+bekaempelsesmidler/

faktaomglyphosat.htm


http://www.skovudstyr.dk/media/skovudstyr/219_Roundup.pdf

http://naturogmiljoe.dmu.dk/jord/eo-l/

http://www.mim.dk/Nyheder/Temaer/Groen_vaekst/

http://www.miljonyt.dk/13/14.htm

http://www.geus.dk/publications/div-artikler/aktuel-naturvidenskab-6-2006-dk.htm

http://www.naturstyrelsen.dk/NR/rdonlyres/F15DA9BF-52C4-4FFF-8397-

4BDE941B86FD/119486/Vandindvinding.pdf

http://www2.mst.dk/Udgiv/publikationer/1998/87-7944-416-4/pdf/87-7909-296-9.pdf

http://www2.mst.dk/Udgiv/publikationer/2007/978-87-7052-458-2/pdf/978-87-7052-458-2.pdf

Andet

Telefonsamtale med Anne-Kristine Duhr fra Naturstyrelsen, 9/12 2011



Bilag 1

Bestemmelse af pesticidkoncentration

En væsentlig forudsætning for at overholde en vis grænseværdi er at kende den præcise koncentration af

det pågældende stof. Dette gælder også for pesticider, hvor det som ovenfor er beskrevet, at man kan måle

koncentrationer på ned til 0,01 µg/L. Når koncentrationen af forskellige pesticider og pesticidrester i op-

pumpet grundvand skal bestemmes, benyttes i de fleste tilfælde metoden tandem-massespektroskopi

kombineret med væske kromatografi, forkortet til LC/MS/MS71.

Væskekromatografi Der findes forskellige fremgangsmåder inden for væskekromatografi, der alle har til formål at skille opløste

stoffer fra hinanden. Inden for bestemmelse af pesticider, anvendes HPLC (High Pressure/Performance

Liquid Chromatography). Denne metode anvendes, da den udmærker sig ved at være velegnet til adskillel-

se af de forskellige stoffer, og at stofferne ved denne metode ikke tager skade.

Princippet i HPLC er at de forskellige pesticider der er opløst i vand, pumpes gennem en kolonne, der inde-

holder små partikler. Afhængig af størrelsen og vandopløseligheden af pesticiderne løber de igennem ko-

lonnen med forskellig hastighed72. Det vil altså sige, at de mest vandopløselige og små pesticider kommer

først igennem kolonnen og de større og mere vanduopløselige pesticider kommer langsommere igennem.

Metoden kan evt. gentages med forskelligt indhold af kolonnen.

Pesticiderne opsamles hver for sig og koncentrationen og hvilket pesticid der er tale om bestemmes med

massespektroskopi.

Massespektroskopi Formålet med en massespektroskopi er at bestemme massen i forhold til ladning, hvilket giver en indikati-

on om hvilket stof der er tale om. Princippet i MS er først at bringe prøven på gasform, dette kan enten ske

ved simpel opvarmning eller forstøvning af stoffet. Herefter beskydes pesticidet med ioner således at der

både frarives elektroner fra molekylet og at molekylet nedbrydes i mindre bestanddele. Alle dele nu er med

ladning og af forskellig masse. Dette udnyttes ved at føre bestanddelene over et magnetfelt, hvilket resul-

terer i at delene med lavest masse afbøjes mest og omvendt afbøjes dele med større masse mindre. Derved

er de forskellige dele opdelt og man kan så bestemme masse i forhold til ladning med en ion-detektor73.

71

http://jupiter.geus.dk/JupiterWWW/boreServlet?redel=Rentvandsanalyser&anlaegid=53768&proeveid=419917 72

http://science.au.dk/fileadmin/site_files/science.au.dk/NF/Komm/Arr/Bes%C3%B8gsservice/Kromatografi.pdf 73

http://www.geologisknyt.dk/fileadmin/user_upload/GeologiskNyt/Artikler/2002/4/Massespektrometri.pdf

http://jupiter.geus.dk/JupiterWWW/boreServlet?redel=Rentvandsanalyser&anlaegid=53768&proeveid=419917

http://science.au.dk/fileadmin/site_files/science.au.dk/NF/Komm/Arr/Bes%C3%B8gsservice/Kromatografi.pdf

http://www.geologisknyt.dk/fileadmin/user_upload/GeologiskNyt/Artikler/2002/4/Massespektrometri.pdf



Dermed

kan man

finde et

masse-

spek-

trum,

der er

bestemt

for det

stof man

har med

at gøre. F.eks. er BAM’s (2,6-dichlorbenzamid) massespektrum vist på næste side.



Bilag 2

NH2S

ClCl

N

ClCl

NH2

ClCl

O OH

ClCl

O

2,6-dichlorthiobenzamid 2,6-dichlorbenzonitril

2,6-dichlorbenzamid 2,6-dichlorbenzosyre

BAM

Nedbrydningen af 2,6-dichlobenzonitril og 2,6-dichlorthiobenzamid Kilde: http://umbbd.msi.umn.edu/dcbl/dcbl_image_map.html

N

N

N

Cl

NH NH

CH3

CH3

CH3

Atrazin

N

N

N

Cl

NH2 NH

CH3

Atrazin, Deisopropyl-

N

N

N

OH

NH NH

CH3

CH3

CH3

Atrazin, Hydroxy-

N

N

N

Cl

NH NH2

CH3

CH3

Atrazin, Deethyl-

N

N

N

OH

NH NH2

CH3

CH3

Atrazin, Deethyl-hydroxy-

Nedbrydningen af Atrazin Kilde: http://umbbd.msi.umn.edu/atr/atr_map.html



NH

P OH

O

OH

OH

O

NH2

P OH

O

OH

Glyphosat AMPA

Nedbrydningen af glyphosat til AMPA

Kilde: http://umbbd.msi.umn.edu/gly/gly_map.html



Bilag 3

Handling ved forskellige detektioner af BAM Kilde: http://www.naturstyrelsen.dk/Vandet/Vand-i-hverda-gen/Drikkevand/Sm%C3%A5+vandforsyninger/Baggrundsmateriale/H%C3%A5ndtering+af+BAM+forurening/02050700.htm?WBCMODE=Presentation#2



Bilag 4

Figuren viser udviklingen i det generelle pesticidforbrug i Danmark i perioden 1985-200474. Forbruget vises

her både som behandlingshyppigheden og forbrug af aktivt stof.

Figuren viser antallet af nedlagte boringer i Danmark i perioden 1999-200875

ette er dog en fortegnelse over ”sidste analyseår” – vil det ikke være mere relevant at tage sidste drift-

sår??

74

Det Økonomiske Råd 2004, figur III.5 75

GEUS grundvandsrapport 2010, pp. 77



Bilag 5

Figuren viser pesticidindholdet i korn, ris og majs. Pesticidindholdet er angivet som ingen påvist, pesticidre-

ster under grænseværdien (<MRL) og pesticidrester over grænseværdien (>MRL)76.

Tabellen viser forholdet i pesticidforbruget mellem Danmark, England, Frankrig og Tyskland, som er lande vi

oftest sammenligner os med77. Som det ses i tabellen, har Danmark den laveste behandlingshyppighed af

pesticider, men kan opretholde et forholdsvist stort udbytte.

Figuren viser forholdet i pesticidforbruget mellem

udvalgte lande, målt i kg aktivt stof pr. ha. Som

det ses ligger Danmark i den gode ende og bliver

kun slået af Sverige og Finland, der har væsentlig

lavere andel af landbrugsjord end Danmark78.

76

Pesticider i fødevarer 2010 77

Teknologirådet 2011 78

Bichel-udvalget 1999



Bilag 6

Forslag til BNBO. Principperne er en del af KL’s indsatsplan for grundvandsbeskyttelse 202179

79

Teknologirådet 2011



Bilag 7

Administrativ status marts 2010 for de pesticider og nedbrydningsprodukter, der analyseres i GRUMO

(grundvandsundersøgelsesoråderne)80

80

GEUS grundvandsrapport 2010, tabel 8

Documents

Pesticider i dansk drikkevand - SDU · 2015. 12. 30. · Drivers eller drivkræfterne er de samfundsmæssige handlinger, der forsager en given belastning. Drivers kan deles op i to