Ważne

Europejscy naukowcy ostro krytykują współczesny model stosowania pestycydów oraz zasady ich dopuszczania do użycia

Wiosenne opryski pestycydami - Wikimedia Commons. Fot. Maasaak

Artykuł opracowany na podstawie publikacji The Silent Spring – On the need for sustainable plant protection, Schäffer i in. 2018″

Ten utwór jest dostępny na licencji Creative Commons Uznanie autorstwa 3.0 Polska. Korzystając z niego w całości, fragmentach lub z jego modyfikacji, proszę podać źródło, czyli: „Kujawa K. 2020. Europejscy naukowcy ostro krytykują współczesny model stosowania pestycydów oraz zasady ich dopuszczania do użycia. Nauka dla Przyrody”.

Pobierz artykuł w formacie PDF
Pobierz artykuł w formacie DOCX

WPROWADZENIE

“Milcząca wiosna” (oryg. Silent Spring) to tytuł wydanej w roku 1962 książki autorstwa Rachel Carson, symbolizujący drastyczne ubożenie przyrody (np. zanikanie częstych niegdyś ptaków). Książka ta była poważnym ostrzeżeniem dotyczącym środowiskowych skutków stosowania syntetycznych pestycydów. Po ponad 30 latach od jej publikacji Krebs i in. (1999), w tytule swojego artykułu („The second silent spring?”) (Ryc. 1) nawiązali do tej książki, ostrzegając przed bardzo negatywnymi dla przyrody skutkami ówczesnej Wspólnej Polityki Rolnej w Europie. Autorzy ostrej krytyce poddali już nie tylko pestycydy, ale całokształt modelu intensywnego (tj. wysoko produktywnego, zwanego przemysłowym) rolnictwa, podkreślając, że jego presja na przyrodę jest zbyt silna.

Obrazek posiada pusty atrybut alt; plik o nazwie silent_sprint_krebscarson.jpg

Niestety, pomimo tych dwóch pozycji, a także setek innych publikacji naukowych, wskazujących na bardzo silne zagrożenia dla przyrody – a tym samym dla człowieka – ze strony współczesnej gospodarki rolnej, na wielką skalę realizowany jest model rolnictwa niezrównoważonego, maksymalizujący plon i zyski producentów żywności kosztem zasobów przyrodniczych oraz zależnych od nich funkcji ekosystemów warunkujących życie człowieka. W centrum tzw. „nowoczesnego” rolnictwa niezmiennie znajdują się pestycydy – tanie, powszechnie i masowo stosowane, a ich liczba, różnorodność i globalne zużycie rośnie (Bernhardt i in. 2017).

Niedawno grupa jedenastu naukowców z Niemiec i Czech, w większości o znaczącym dorobku naukowym w zakresie ochrony roślin uprawnych, opublikowała obszerną, wielostronną syntezę wiedzy o negatywnych stronach współczesnego modelu stosowania pestycydów syntetycznych, opartą na 134 publikacjach źródłowych. Jej tytuł ponownie nawiązuje do książki Rachel Carson z 1962 i brzmi [tłumaczenie własne]: „Milcząca wiosna – o potrzebie zrównoważonej ochrony roślin uprawnych” (oryg. The Silent Spring – On the need for sustainable plant protection, Schäffer i in. 2018). Pełny tekst opracowania (w j. angielskim) można znaleźć tutaj (kliknij w obrazek):

Ponieważ źródłowa publikacja jest bardzo obszerna, w celu ułatwienia poznania jej zawartości niniejszy artykuł podzielono na trzy części:
a) streszczenie,
b) tłumaczenie fragmentów publikacji źródłowej,
c) spis cytowanych publikacji.

Streszczenie składa się z siedmiu punktów. W punktach 1-2 przedstawiono ogólne informacje o pestycydach oraz dane dotyczącymi ich stosowania w Polsce. Punkty 3 – 7 zawierają krytyczną ocenę obecnego modelu stosowania pestycydów, zaczerpniętą z cytowanego wyżej opracowanie. W artykule wyeksponowano wątki uniwersalne, a pominięto te, które odnosiły się ściśle do Niemiec. Odniesiono się w nim tylko do części publikacji cytowanych przez Schäffera i in. (2018), ale w piśmiennictwie (na końcu) zamieszczono wszystkie pozycje cytowane w oryginalnym opracowaniu.
Tłumaczenie dotyczy tych fragmentów omawianej publikacji, w których autorzy szczegółowo uzasadniają zawarte w niej tezy, wskazując na mechanizmy odpowiadające za szkodliwość pestycydów oraz obficie cytując odpowiednie publikacje naukowe. Publikację przetłumaczono po uzyskaniu zgody od jej wydawcy (zob. informacja na końcu niniejszego artykułu). W tłumaczeniu znajdują się linki do cytowanych prac, jednak nie wszystkie są dostępne w trybie otwartego, pełnego dostępu.

CO DALEJ Z PESTYCYDAMI?

Z poniżej omówionej publikacji krytycznie oceniającej praktykę i skutki uboczne stosowania pestycydów jasno wynika, że zabrnęliśmy w ślepy zaułek i konieczne są radykalne zmiany. Pestycydy stanowią bezpośredni czynnik ubożenia przyrody oraz zatruwania środowiska, tym samym zagrażając coraz bardziej także człowiekowi. Oznakami tego, że otrzeźwienie nadchodzi, są na przykład:
przyjęcie przez rząd Bawarii radykalnego programu łagodzenia presji rolnictwa na środowisko naturalne, obejmującego m.in. wyłączenie znacznej części terenów rolniczych ze stosowania pestycydów,
podjęcie w Niemczech działań na rzecz całkowitego zakazu stosowania glifosatu w 2023 roku,
inicjatywa referendum w Szwajcarii nt. całkowitego zakazu stosowania pestycydów syntetycznych.


I. STRESZCZENIE RAPORTU

1. Czym są pestycydy syntetyczne, w jaki sposób są stosowane i jak są dopuszczane do stosowania?

Pestycydy (z łaciny pestis – zaraza, pomór oraz caedo – zabijam) syntetyczne to substancje chemiczne stosowane głównie w celu ochrony upraw i produktów roślinnych przed organizmami szkodliwymi z punktu widzenia ekonomii człowieka. Wyróżniamy sześć głównych grup pestycydów syntetycznych:

  • insektycydy – zabijające owady,
  • nematocydy – zabijające nicienie,
  • moluskocydy – zabijające ślimaki,
  • rodentycydy – zabijające gryzonie,
  • fungicydy – zwalczające grzyby (i tym samym choroby grzybowe),
  • herbicydy – zabijające rośliny konkurujące z roślinami uprawianymi.

Pestycydy stosowane są przeważnie poprzez rozpylanie bezpośrednio na polach lub przez zaprawianie nasion. W tym drugim przypadku substancje aktywne rozprzestrzeniają się w glebie wokół nasion, a następnie są pobierane przez sadzonki i rozpraszane w całej roślinie. Pestycydy mogą być wprowadzane do obrotu dopiero po przejściu wielu testów. Producenci pestycydów są zobowiązani do przeprowadzenia badań, które wskażą, jak je wykrywać (w glebie, wodzie i organizmach), jakie jest tempo ich degradacji w środowisku, oraz jakie są skutki ich stosowania dla organizmów i zgrupowań gatunków (na podstawie wybranych modelowych gatunków, tj. takich na których powszechnie prowadzi się tego typu badania), w tym także dla zdrowia ludzi. Oprócz uzyskania zgody na używanie danego środka ochrony roślin uprawnych, konieczne jest także określenie zasad jego stosowania, przy czym formułowane są zarówno ścisłe przepisy, jak i tak zwane dobre praktyki. Bardzo istotne jest to, że dawka pestycydu oraz termin stosowania powinny być dobierane tak, by zapewnić skuteczność przy minimalnej koniecznej dawce (respektując zasady tzw. integrowanej ochrony roślin). Krótkie omówienie podstawy prawnej stosowania środków ochrony roślin w Polsce zamieszczono tutaj.

2. Pestycydy w Polsce

Wykaz obecnie dopuszczonych w Polsce preparatów zawiera aktualnie (stan na 25 lipca 2019) 2348 pozycji, w tym 969 herbicydów, 819 fungicydów (włącznie z bakteriobójczymi) i 312 insektycydów. Wg Eurostatu Polska w 2014 roku znajdowała się na piątym miejscu w UE pod względem łącznej ilości sprzedawanych pestycydów (po Hiszpanii, Francji, Włoszech i Niemczech) i na 12. miejscu pod względem średniej dawki pestycydów na hektar (ok. 1,6 kg/ha). Warto także zauważyć, że łączna ilość pestycydów sprzedawanych w UE pozostaje na wysokim poziomie, ale są kraje, w których sprzedaż w drugim dziesięcioleciu XXI wieku malała, jak Dania, Grecja, Czechy i Holandia, natomiast niestety Polska należy do tej grupy, w których sprzedaż pestycydów znacznie wzrosła (Ryc. 2).

3. Pestycydy są biodegradowalne, ale tempo ich rozkładu w terenie bywa znacznie wolniejsze, niż w warunkach modelowych, przez co dochodzi do ich akumulacji w środowisku

Właściwości pestycydów umożliwiają ich biodegradowalność, czyli rozkład za pomocą mikroorganizmów, ale proces ten w rzeczywistych, terenowych warunkach często bywa znacznie wolniejszy, niż w warunkach laboratoryjnych, w których wykonywane są testy wymagane od producentów. W szczególności, dana substancja czynna może ulegać degradacji znacznie wolniej, niż oceniono w testach laboratoryjnych:

  • w obecności innych substancji, znajdujących się w glebie, w tym innych pestycydów (Swarcewicz i Grzegorczyk 2012),
  • przy braku składników odżywczych dla bakterii rozkładających dany pestycyd,
  • w temperaturze powyżej lub poniżej 20oC (czyli innej, niż powszechnie stosowanej jako standard przy badaniach nad pestycydami),
  • w zależności od  panujących warunków (np. susza, intensywne opady itp.) (Geng i in. 2015).

W konsekwencji dochodzi do akumulacji pestycydów w glebie i wodzie, w wyniku czego wiele z nich jest tam notowanych w wysokich, nieakceptowalnych stężeniach nawet po kilkunastu- lub kilkudziesięciu latach po ich zastosowaniu (Scheringer 2017, Neitsch i in. 2016).

4. Wpływ stosowania pestycydów na środowisko jest bardzo silnie niekorzystny

Stosowanie pestycydów ma bezdyskusyjnie niekorzystny wpływ na ekosystemy i różnorodność biologiczną (Sachverständigenrat für Umweltfragen 2016). Na przykład środki owadobójcze (insektycydy) zmieniają strukturę zgrupowań organizmów, zmniejszają liczebność populacji poszczególnych gatunków oraz zmniejszają liczbę gatunków (Beketov et al. 2013, Dirzo et al. 2014, Goulson 2015, Hallmann et al. 2014, Hallmann et al. 2017, Liess & von der Ohe 2005, Rundlof et al. 2015, Schäfer et al. 2011, Schäfer et al. 2012, Vogel 2017, Woodcock et al. 2016, zobacz też: Globalna apokalipsa owadów).

5. Pestycydy nie są selektywne, tzn. nie zabijają wyłącznie organizmów uważanych za szkodliwe

Na przykład wbrew często spotykanym określeniom typu „wysoce selektywny insektycyd”, produkty te działają zarówno na owady szkodzące uprawom, jak i na te dla upraw neutralne i pożyteczne. W niektórych przypadkach określenie takie stosuje się na podstawie niższej toksyczności danego preparatu względem pszczoły miodnej, jednak nie oznacza to, że jest on bezpieczny dla wszystkich gatunków innych niż gatunek zwalczany.

6. Prognozy dotyczące skutków ubocznych pestycydów do tej pory zawodzą – toksyczność i trwałość pestycydów w środowisku są większe, niż szacowano przy ich wprowadzaniu na rynek

Wiele badań wyraźnie wskazuje na to, że masowe stosowanie pestycydów jest bardzo niekorzystne dla środowiska – powoduje akumulowanie się substancji czynnych i innych w środowisku, powodując obniżenie liczebności populacji wielu gatunków roślin i zwierząt oraz spadek różnorodności biologicznej. Powodów tego stanu rzeczy jest wiele.

Po pierwsze, dana substancja czynna może ulegać degradacji znacznie wolniej, niż oceniono w warunkach laboratoryjnych (zob. pkt. 3).

Po drugie, toksyczność danej substancji czynnej może silnie zależeć od interakcji z innymi substancjami (Frische et al. 2014), co jest bardzo istotną okolicznością, gdyż:

  • wiele współczesnych pestycydów zawiera kilka substancji aktywnych jednocześnie,
  • przy przygotowywaniu preparatów do oprysków w zbiornikach często dochodzi do mieszania różnych substancji czynnych w obrębie poszczególnych gospodarstw,
  • często stosowane są serie różnych pestycydów i / lub mieszanin (znane jako sekwencje oprysków), które mogą mieć zwiększony efekt, jeśli organizmy nie w pełni zregenerowały się po poprzednich uszkodzeniach.

Po trzecie, bardzo istotne znaczenie mogą mieć pośrednie (subletalne) efekty stosowania pestycydów (Campiche et al. 2007, Gessner & Tlili 2016, Hallmann et al. 2014, Hallmann et al. 2017, Halstead et al. 2014, Jahn et al. 2014, Liess et al. 2013, Sudfeldt et al. 2013, van Gestel et al. 2017), takie jak np.:

  • zmniejszenie odporności osłabionej populacji na konkurencję ze strony innych, ekspansywnych gatunków,
  • zaburzanie i osłabianie zależności symbiotycznych,
  • zaburzanie relacji troficznych (łańcuchów i sieci pokarmowych),
  • zaburzenia w behawiorze, np. żerowania pszczół, w wyniku czego staje się ono mniej efektywne, spada rozrodczość lub podwyższa się śmiertelność.

Po czwarte, stosowanie pestycydów w środowisku rolniczym nieuchronnie prowadzi do ich pojawienia się ich w okolicznych ekosystemach niebędących przedmiotem zwalczania szkodników upraw rolnych (Liess & von der Ohe 2005, Schäfer et al. 2012). takich jak lasy, żywopłoty, łąki, środowiska marginalne i zbiorniki wodne. Dzieje się tak na skutek:

  • zwiewania preparatu z pestycydami (tzw. dryfu),
  • migracji tych preparatów z wodami powierzchniowymi,
  • migracji preparatów z wodami gruntowymi.

Po piąte, toksyczność danej substancji czynnej może zależeć (być wzmocniona) od czynników abiotycznych, np.:

7. Z powyższych ocen dotyczących dotychczasowych praktyk stosowania pestycydów wynika bardzo pilna konieczność wprowadzenia szeregu zmian systemowych:

I) W zakresie badań nad pestycydami:

  • Potrzebna jest przejrzystość i dostępność wyników badań i danych dotyczących wpływu pestycydów na środowisko. Obecnie wyniki badań przeprowadzonych w trakcie procesu autoryzacji pestycydów przechowywane są przez ich producentów i są chronione jako informacja poufna. To musi być zmienione, a wszystkie planowane i wykonywane badania środowiskowe nad pestycydami powinny być rejestrowane przez władze, a ich wyniki dostępne i jawne.
  • Proces udzielania zezwoleń należy oprzeć na kompleksowej ocenie wpływu pestycydów na środowisko, tj. uwzględniającej połączone efekty stosowania różnych pestycydów jednocześnie, ich interakcje w oddziaływaniu na środowisko, czynniki wpływające na tempo biodegradacji, a przy tym oprócz efektów bezpośrednich (letalnych) uwzględniającą bardzo złożone efekty pośrednie (subletalne).
  • Należy zintensyfikować i wydłużyć monitoring pestycydów, aby uzyskać szczegółową wiedzę na temat skażenia pestycydami  wody i gleby, i dzięki temu retrospektywnie dokonać bardziej miarodajnej oceny trafności wcześniejszych modeli stosowanych do oszacowania skutków oddziaływania pestycydów na środowisko.
  • Należy zwiększyć liczbę i różnorodność taksonomiczną badanych gatunków o płazy, gady i wiele grup owadów, w tym – dziko żyjące zapylacze.

II) W zakresie autoryzacji pestycydów

  • Powinno się uzyskiwać najpierw wstępne zezwolenie na ograniczone stosowanie nowych substancji na wybranych, modelowych obszarach (najlepiej – zlewniach, gdyż w nich można oceniać losy pestycydów związane z przemieszczaniem się pestycydów wraz z wodami) i następnie wyniki prowadzonych tam kompleksowych badań powinny być traktowane jako podstawa do  realistycznej oceny danych dotyczących oddziaływania danej substancji na środowisko.
  • Należy wprowadzić etapowy proces autoryzacji. Podobnie jak stopniowe dopuszczanie pestycydów do użycia, etapowy proces autoryzacji powinien dotyczyć technik ich stosowania. Zezwolenie w pierwszym etapie mogłoby być wydawane szybko, ale ze ścisłymi ograniczeniami w zakresie czasu jego stosowania i typu upraw, na których można go zastosować. Przy tym konieczne jest wprowadzenie obowiązku monitorowania skutków stosowania pestycydów w środowisku także poza polami uprawnymi. Jeśli po pewnym czasie nie zaobserwuje się żadnych negatywnych skutków, ścisły i wszechstronny monitoring można by ograniczyć i zezwolić na przedłużenie i rozszerzenie zezwolenia na inne obszary, a ostatecznie wydać je w celu już długotrwałego użytkowania na większych obszarach.

III) W zakresie stosowania pestycydów:

  • Należy ograniczać efekty uboczne za pomocą stref buforowych i urozmaicania struktury krajobrazu. Ze stosowania pestycydów powinno się bezwzględnie wyłączać pasy określonej szerokości, oddzielające obszar poddawany zabiegom od siedlisk nierolniczych. Konieczne jest także urozmaicenie struktury środowiska intensywnie wykorzystywanych krajobrazów rolniczych poprzez tworzenie lub wzbogacanie „ekologicznej infrastruktury” (żywopłotów i innych zadrzewień, miedz, pasów kwietnych itp.).
  • Materiały edukacyjne muszą zostać zmienione, aby użytkownicy pestycydów byli lepiej przygotowani do zrozumienia i oceny instrukcji zawartych na ulotce dołączonej do opakowania i dzięki temu potrafili unikać niewłaściwego użycia.
  • Ponieważ stosowanie pestycydów stwarza problemy z kontrolą ich użycia, rozsądne wydaje się stosowanie zarówno zachęt (edukacja), jak i bodźców ekonomicznych (podatki) służących racjonalnemu i ograniczonemu wykorzystywaniu tych produktów.

IV) W zakresie polityki w przyszłości

  • Konieczna jest nowa polityka rolna, która powinna zachęcać do zmiany paradygmatu w europejskiej polityce rolnej zgodnie z celami UE w zakresie ochrony środowiska, w tym do znacznego ograniczenia użycia pestycydów.
  • W celu opracowania zrównoważonego podejścia w postępowaniu z pestycydami należy realizować badania interdyscyplinarne w zakresie nauk przyrodniczych i społecznych oraz zacieśniać współpracę między interesariuszami z różnych dziedzin – rolnictwa, nauki, polityki, władz samorządowych i ekonomii.

8. Wnioski

  • Obecny model ochrony roślin uprawnych, oparty na masowym stosowaniu pestycydów, osiągnął punkt krytyczny. Funkcje ekosystemowe, w tym te kluczowe dla zdrowia i życia człowieka, są poważnie zagrożone, dlatego istnieje pilna potrzeba zmiany tego modelu. Negatywny wpływ intensywnego rolnictwa na środowisko (m.in. zanieczyszczenie wód podziemnych azotanami, utrata siedlisk dla zwierząt, np. ptaków i owadów, utrata różnorodności biologicznej, w tym różnorodności roślin sadowniczych) jest zdecydowanie zbyt wysoki i to musi być zmienione. Problem pestycydów musi być postrzegany jako ważna część tych problemów systemowych. Wadliwy system autoryzacji pestycydów oraz słabo rozwinięty monitoring ich wpływu na środowisko prowadzi do systematycznego niedoszacowania ryzyka i pogarszania jakości środowiska.
  • W interesie wszystkich leży rozwijanie upraw i strategii ochrony roślin, które gwarantują wystarczającą wydajność w długim okresie bez trwałego niszczenia środowiska. Obecny model, w którym wzrost plonów i dochodowość dominują nad innymi aspektami, musi być zmieniony na model rolnictwa zrównoważonego. Powszechnie akceptowane wartości społeczne, w szczególności zapewnienie, w perspektywie długoterminowej, czystej wody pitnej, bezpieczeństwa żywnościowego oraz zróżnicowanego i bogatego w gatunki środowiska, powinny stanowić podstawę negocjacji pomiędzy wszystkimi zainteresowanymi stronami.
  • Podejście do problemu pestycydów za pomocą środków doraźnych i wybiórczych jest zupełnie nieadekwatne. Używanie pestycydów jest nierozerwalnie związane z wieloma innymi czynnikami i dlatego problem pestycydów musimy postrzegać jako problem systemowy. W przeciwnym wypadku jeszcze bardziej pogorszą się wskaźniki stanu środowiska, np. zaostrzą się trendy spadku liczby owadów i zanikania ptaków krajobrazu rolniczego, oraz wzrośnie skażenie wód gruntowych i gleby pozostałościami pestycydów.


II. TŁUMACZENIE FRAGMENTÓW OPRACOWANIA

Przykłady wpływu pestycydów na różnorodność biologiczną i funkcjonowanie ekosystemów

Autorzy przypominają, że do tej pory wielokrotnie wykazano niekorzystny wpływ stosowania pestycydów na różnorodność biologiczną i funkcjonowanie ekosystemów (Sachverständigenrat für Umweltfragen 2016). Np. herbicydy w ekosystemach lądowych zmniejszają liczbę gatunków i liczebność osobników danego gatunku roślin kwitnących, zwłaszcza w przypadku gatunków towarzyszącym uprawom. Ponieważ rośliny te stanowią zasoby pokarmowe wielu gatunków owadów, to różnorodność owadów zmniejsza się. Co więcej dotyczy to nie tylko biotopów polnych i obrzeży pól (Roß-Nickoll et al. 2004), ale także całego krajobrazu rolniczego. Ogromna redukcja biomasy zwalczanych roślin, a tym zanikanie tworzonych przez nie mikro-siedlisk i zmniejszanie się zasobów pokarmowych negatywnie wpływa nie tylko na owady, ale także na konsumentów owadów, m.in. małe ssaki i ptaki (Hallmann et al. 2014, Goulson 2015, Rundlof et al. 2015, Woodcock et al. 2016, Hallmann et al. 2017, Vogel 2017). Zauważono, że w ekosystemach wodnych środki owadobójcze zmieniają strukturę zgrupowań organizmów (Liess & von der Ohe 2005), obniżają różnorodność biologiczną (Beketov et al. 2013) i zmieniają funkcjonowanie zgrupowań gatunków (Schäfer et al. 2011, Schäfer et al. 2012). Ten wpływ masowo stosowanych pestycydów (tu: herbicydów i insektycydów) jest jednym z ważniejszych czynników zmniejszania się światowych zasobów bezkręgowców (w przybliżeniu o 45%), a także dramatycznego spadku liczby ich gatunków (Dirzo et al. 2014), choć i inne czynniki, jak likwidowanie siedlisk odgrywają pewną rolę.

Neonikotynoidy przykładem niedociągnięć w systemie udzielania zezwoleń na stosowanie

Neonikotynoidy wpływają na układ nerwowy owadów. Wiążą się one z receptorami neuronowymi, zakłócając działanie ośrodkowego układu nerwowego owadów i powodując ich śmierć. Działają na szkodniki upraw, ale także na wiele innych organizmów, w tym pożytecznych dla człowieka, jak pszczoły i trzmiele. Są to bardzo skuteczne środki owadobójcze. Zostały one dopuszczone do użycia w połowie lat 90. ubiegłego wieku i w XXI wieku ich sprzedaż wzrosła 4-krotnie (Milner i Boyd 2017). Często nasiona roślin uprawnych są zaprawiane neonikotynoidami, zanim zostaną zasiane. To nie tylko zapewnia ochronę nasion przed szkodnikami, ale także rozwijających się roślin, ponieważ po wykiełkowaniu wchłaniają one substancję czynną, a następnie jest ona transportowana do innych części rośliny. Roślina jest dzięki temu chroniona przed owadami przez długi czas. Neonikotynoidy można stosować także w formie oprysków. Po rozpyleniu część rozpuszczalnych w wodzie neonikotynoidów jest pobierana przez roślinę, ale pozostała część dociera do gleby, a następnie może być przenoszona przez spływ powierzchniowy lub wiatr do zbiorników wodnych. Udowodniono, że stosowanie neonikotynoidów ma długotrwały niekorzystny wpływ na gatunki, takie jak pszczoła miodna i inne owady (EASAC 2015). Liczne badania wykazały, że neonikotynoidy wpływają negatywnie na zachowanie i komunikację pszczół miodnych i dziko żyjących, które pełnią istotną rolę w rolnictwie jako zapylacze. Wynikające z tego zmniejszenie efektywności zapylania nie tylko negatywnie wpływa na plon roślin użytkowych, ale także na dziko żyjące rośliny (Biesmeijer et al. 2006, IPBES 2017).Wykazano także korelację między ilością użytych pestycydów i spadkiem liczebności dzikich pszczół, motyli, ptaków i organizmów wodnych (Budge et al. 2015, Münze et al. 2017, Vogel 2017). Udział pestycydów – nie tylko neonikotynoidów – w zanikaniu gatunków i wynikający z tego negatywny wpływ na podstawowe funkcje, takie jak zapylanie, jest powszechnie uznany przez naukowców (Liess et al. 2005, Geiger et al. 2010, Hallmann et al. 2014, Pisa et al. 2015, Vogel 2017). Unia Europejska zareagowała na te publikacje naukowe i w 2013 r. ustanowiła ograniczenia w stosowaniu trzech neonikotynoidowych substancji czynnych: klotianidyny, imidakloprydu i tiametoksamu. W rezultacie  UE ostatnio zakazała stosowania wielu insektycydów neonikotynoidowych poza szklarniami.

Niestety, obecnie coraz więcej dowodów wskazuje na to, że substancje czynne kilku pestycydów neonikotynoidowych pozostają w glebie przez długi czas i są również absorbowane przez rośliny niebędące przedmiotem ochrony przed szkodnikami. Oznacza to, że ich toksyczne działanie w dalszym ciągu utrzymuje się w glebie, na przykład oddziałując na poplon lub na rośliny w pasach kwietnych czy obszarach położonych w pobliżu pola poddawanego zabiegom z użyciem takich pestycydów (Mogren & Lundgren 2016). Mechanizm ten jest niezwykle niepokojący, gdyż w wielu przypadkach może powodować, że pasy kwietne czy poplony, mające przeciwdziałać utracie różnorodności biologicznej, mogą stawać się pułapką ekologiczną, powodując zwiększoną śmiertelność przywabianych tam owadów.

Glifosat – zakłócenia w łańcuchach pokarmowych

Używany masowo na świecie herbicyd o szerokim spektrum działania, czyli glifosat obecny w produkcie Roundup, jest biodegradowalny. Jednak taka cecha nie ma znaczenia zero-jedynkowego jeśli chodzi o ocenę szkodliwości pestycydu. Wszystko zależy od tempa degradacji, a jego oceny w różnych publikacjach różnią się znacznie (od 3 do 500 dni) (EFSA 2015), chociaż podawano także krótsze okresy (od 2 do 53 dni) (Bento et al. 2016). To samo dotyczy AMPA (kwas α-amino-3-hydroksy-5-metylo-4-izoksazolopropionowy), podstawowego produktu degradacji glifosatu, (od 26 do 300 dni). Glifosat i AMPA znajdują się w wodach powierzchniowych i gruntowych w Niemczech i innych krajach w ilościach przekraczających ustalony górny limit wynoszący 0,1 mikrograma na litr, mimo że standardowe testy wymywania i modelowanie tego procesu nie przewidywały tak efektywnego wymywania tych substancji z gleby (EFSA 2015).

Z ekotoksykologicznego punktu widzenia – w oparciu o testy z wykorzystaniem standardowych organizmów modelowych – glifosat jest często mniej szkodliwy niż inne herbicydy. Niemniej, duża częstość i wielkość dawek glifosatu są problematyczne z wielu powodów. Po pierwsze, odnotowano rosnącą liczbę chwastów odpornych na glifosat (Bonny 2011, Breckling i Verhoeven 2010). Po drugie, herbicydy o szerokim spektrum działania, takie jak glifosat, eliminują prawie wszystkie dzikie rośliny rosnące na gruntach ornych. Ponieważ pozbawia to owadów i kręgowców części zasobów potrzebnych do życia (jako środowiska ich życia, a także pokarmu), tego typu herbicydy mają silnie negatywny wpływ na różnorodność biologiczną (Schütte et al. 2017), jak wykazano w przypadku roślin i zwierząt (Firbank et al. 2003, Heard et al. 2003a, Heard et al. 2003b, Squire et al. 2003, Bohan et al. 2005, Squire et al. 2009). Zakłócenia łańcuchów pokarmowych spowodowane przez stosowanie glifosatu są dużym problemem dla gatunków na terenach z intensywną gospodarką rolną, ponieważ jest tam zwykle bardzo mało alternatywnych żerowisk. Jako ilustrację zakresu stosowania glifosatu w Niemczech autorzy przytaczają oceny niemieckiej Federalnej Agencji Środowiska, wg których pestycydy zawierające glifosat stosowane są co najmniej raz w roku na około 40% pól, a w przypadku rzepaku nawet do 90% pól.

Akumulacja pestycydów w glebie i wodzie

Biorąc jako przykład neonikotynoidy, udowodniono, że są one obecne  w glebie  przez znacznie dłuższy czas, niż przewidywano w badaniach użytych do uzyskania autoryzacji stosowania tych pestycydów (Bonmatin et al. 2015). Na przykład w Szwajcarii wykazano, że spośród analizowanych 80 pestycydów stosowanych na 14 obszarach rolniczych w latach 1995-2008, około 80% (z czego połowa jako produkty transformacji) nadal jest wykrywana w glebie – średnio od 10 do 15 pestycydów na danym polu (Chiaia-Hernández et al. 2017). Zatem substancje te pozostają w glebie (choć w niskich stężeniach) przez dziesięciolecia, mimo, że w dokumentach autoryzacyjnych przewidziano znacznie krótsze czasy ich trwania, często w przedziale tygodni lub miesięcy. Podobny wynik zaobserwowano w przypadku herbicydu atrazyny, która jest nadal obecna w glebie po 20 latach po jej wycofaniu z UE (w celu ochrony wód gruntowych, do których łatwo przenikała) (Jablonowski et al. 2011). Liczne pestycydy wykryto również w glebach portugalskich, hiszpańskich i fińskich długo po ich zastosowaniu i znacznie dłużej, niż by to wynikało z deklarowanych przez producentów okresów półtrwania (Goncalves & Alpendurada 2005), Laitinen et al. 2006, Sanchez-Gonzalez et al. 2013, Masia et al. 2015).

Również w wodach pozostałości pestycydów występują w wyższych stężeniach, niż przewidywano w ocenach narażenia organizmów na te substancje. Dotyczy to np. neonikotynoidów w wodach gruntowych i powierzchniowych (Huseth i Groves 2014). Dzieje się tak m.in. w wyniku spływu powierzchniowego z pól uprawnych. Matematyczne modele służące do oceny tempa zanikania pestycydów ze środowiska zawodziły zwłaszcza w przypadku insektycydów rozpuszczalnych w tłuszczach, w związku z czym postulowano ich znaczne poprawienie tych modeli, zwłaszcza z uwzględnieniem oddziaływania lokalnych czynników środowiskowych i klimatycznych (Knaebel et al. 2012, Stehle et al. 2013). Badania wykazały (Malaj et al. 2014), że w całej Europie wyznaczone jako bezpieczne dla środowiska progowe wartości (normy) stężeń dla różnych chemikaliów, w tym pestycydów, w wodach są przekraczane. W Szwajcarii wykryto ponad 100 różnych pestycydów i liczne produkty ich przemiany w rzekach (Moschet et al. 2014). Zjawisko to zaobserwowano również poza Europą (Stehle i Schulz 2015).

Błędne lub zbyt niedokładne prognozy dotyczące narażenia środowiska (w tym gatunków) na pestycydy i ocena trwałości występowania związków chemicznych w środowisku

Autorzy zauważają, że w przypadku wielu substancji, które zostały początkowo dopuszczone do użycia, a później zabronione, krytyczna okazała się nie tylko większa, niż się początkowo wydawało, toksyczność, ale także ich zbyt długa trwałość (przebywanie) w środowisku. Obecność szerokiego zakresu pozostałości pestycydów w glebach i wodach, której nie przewidziano nawet w bardzo złożonych modelach, wyraźnie pokazuje, że przewidywania oparte wyłącznie na modelach nie są wiarygodne. Zatem modele leżące u podstaw takich prognoz muszą zostać poddane weryfikacji w większym stopniu opartej na rzeczywistych warunkach, niż miało to miejsce do tej pory. Narzędziem temu służącym powinno być kompleksowe monitorowanie stężenia danego pestycydu po uzyskaniu zezwolenia na jego stosowanie. Oprócz wód monitoring powinien obejmować także glebę na gruntach ornych oraz – koniecznie! – w ich pobliżu, czyli na odłogach, żywopłotach, zadrzewieniach śródpolnych itp., które odgrywają istotną rolę dla różnorodności biologicznej.

Jednym z powodów długiego czasu trwania substancji czynnej pestycydu w środowisku jest to, że może być ona stabilizowana przez długi czas w materiale glebowym lub w podłożu skalnym (Kaestner et al. 2014), by następnie podlegać stopniowemu uwalnianiu. W miejscach o przesiąkliwej glebie i tam, gdzie użyto większych ilości atrazyny, wspomniana wyżej stabilizacja powoduje, że małe ilości tego herbicydu nadal długotrwale wnikają do wód gruntowych (Vonberg et al. 2014a, Vonberg et al. 2014b). Powtarzające się zdarzenia zanieczyszczenia resztkami atrazyny zbiorników wodnych w Niemczech można tłumaczyć właśnie powolnym uwalnianiem się dawno temu stosowanych pestycydów do wód powierzchniowych, z którym przedostają się one do zbiorników wodnych.

Pestycydy mogą ulegać degradacji znacznie wolniej w obecności innych substancji. Na przykład, okres półtrwania herbicydu pendimetaliny w przybliżeniu podwaja się w obecności fungicydu manekozy (Swarcewicz i Gregorczyk 2012). Do chwili obecnej istnieje tylko kilka przykładów badań dotyczących degradacji pestycydów w warunkach realistycznych, na przykład:

  • przy braku składników odżywczych dla bakterii,
  • w temperaturze powyżej lub poniżej 20 stopni Celsjusza (powszechnie stosowanej jako standard przy badaniach nad pestycydami),
  • w obecności innych pestycydów,
  • w obecności innych czynników stresogennych (susza, intensywne opady itp.).

W omawianym opracowaniu zauważa się, że pestycydy, które zostały wyprodukowane wiele lat temu i od tego czasu zostały zakazane, mogą być uwolnione ze swoich „zbiorników retencyjnych” (np. z gleby lub osadów dennych) przez zmiany klimatyczne. Oznacza to, że są one ponownie mobilizowane, stają się ponownie wykrywalne i oddziałują efektywnie na środowisko (Scheringer 2017). Od dawna zakazany środek owadobójczy DDT jest również przykładem tego, w jaki sposób nadal może zanieczyszczać środowisko i nadal niekorzystnie wpływać na środowisko i zdrowie ludzkie nawet dziesięciolecia po jego użyciu. DDT można wciąż znaleźć w niektórych glebach i warstwach osadów w zbiornikach wodnych, chociaż zakazano stosowania go w Niemczech od 1972 r. (Neitsch et al. 2016).

Problem powstawania mieszanin pestycydów w zbiornikach, wielokrotnego użycia pestycydów i oddziaływania skumulowanego

Autorzy opracowania w tej części skupiają się na tym, że ocena ryzyka środowiskowego stosowania danej w procesie zatwierdzenia danego pestycydu przez dokonywana jest zasadniczo w izolacji od innych substancji, co zupełnie mija się z realnymi warunkami, w których często pestycydy są stosowane wraz z innymi w jednym czasie lub sekwencyjnie, a także dany pestycyd stosowany jest wielokrotnie w sezonie. Ocena opiera się zatem na toksykologicznej i środowiskowej (ekologicznej) informacji chemicznej dotyczącej ocenianej substancji i jej postaci fizycznej stosowanej w danym zabiegu. Taki sposób podejścia ma, co podkreślają autorzy, ograniczone znaczenie dla oceny ryzyka środowiskowego stwarzanego przez pestycydy, choćby dlatego, że znaczna część pestycydów zawiera wiele substancji aktywnych jednocześnie. Na przykład w Niemczech takie mieszaniny stanowią już – przy rosnącej tendencji – około jednej trzeciej zatwierdzonych pestycydów. Kluczowym czynnikiem w ocenie toksyczności mieszaniny substancji czynnych dla środowiska powinna być zatem interakcja między nimi. I tak już jest, ale tylko w przypadku preparatów, w których wg ścisłej receptury  substancje czynne są łączone i sprzedawane w takiej formie. Jednak powszechne stosowanie kilku substancji jednocześnie w prowadzonych ocenach ryzyka stosowania pestycydów nie jest uwzględnione w stopniu dostatecznym. Na przykład nie jest uwzględnione stosowanie kilku pestycydów w postaci mieszanin, a także sekwencyjne stosowanie różnych pestycydów i / lub mieszanin w zbiornikach w sezonie opryskiwania (znane jako sekwencje oprysków). Ocena ryzyka stosowania pestycydów ignoruje te problemy. Jedynym wyjątkiem są obecnie mieszaniny z góry dokładnie opisane lub zalecane przez producenta, które muszą przejść ocenę ryzyka dla środowiska (BVL 2015).

Pomijanie oddziaływań skumulowanych jest ogromnym błędem. Autorzy zauważają, że w wielu przypadkach kolejno stosowane pestycydy mają zwiększony efekt, jeśli organizmy nie w pełni zregenerowały się z poprzednich uszkodzeń (patrz rozdział 3.4) (Ashauer et al. 2007). Również na poziomie zgrupowań gatunków skutki seryjnego stosowania pestycydów mogą zostać wzmocnione i osiągnąć punkt krytyczny, jeżeli odbudowywanie się populacji zostanie spowolnione przez konkurencję o żywność i inne zasoby z bardziej tolerancyjnymi gatunkami (Liess et al. 2013).

Ogólnie, pojawia się zasadnicze pytanie, czy i w jakim stopniu aktualne testy stanowiące podstawę regulacji stosowania pestycydów prawidłowo oceniają środowiskowe ryzyko związane z używaniem pestycydów i czy regulacje te gwarantują odpowiedni poziom ochrony środowiska.

Niedociągnięcia w ocenie bezpośrednich skutków

Stosowanie pestycydów w środowisku rolniczym nieuchronnie prowadzi do pojawienia się tych substancji w ekosystemach niebędących przedmiotem zwalczania szkodników, takich jak lasy, żywopłoty, pola, środowiska marginalne i zbiorniki wodne. Z tego względu podczas procesu udzielania zezwoleń szacowane są również potencjalne skutki obecności pestycydów w takich ekosystemach. W razie potrzeby formułowane są przepisy, ograniczenia, a nawet zakazy stosowania w celu zmniejszenia ryzyka do akceptowalnego poziomu. W ostatnich dziesięcioleciach okazało się, że te oceny ryzyka nie zawsze były trafione co do niezamierzonego bezpośredniego wpływu na organizmy niebędące przedmiotem zwalczania.

Pomijane grupy organizmów

Kolejnym problemem zauważonym przez autorów jest testowanie szkodliwości pestycydów na zbyt małej grupie gatunków. Potencjalnie zagrożone grupy organizmów, takie jak np. dziko żyjące owady zapylające i płazy, nadal nie są wystarczająco uważnie uwzględniane w ocenie efektów ubocznych stosowania pestycydów. Przykładem są neonikotynoidy, które były testowane wyłącznie przy użyciu pszczoły miodnej. Ponadto pominięto tzw. subletalne (nie powodujące bezpośrednio śmiertelności) skutki na przykład w zakresie rozmnażania, zachowań związanych z poszukiwaniem pokarmu oraz w zakresie orientacji przestrzennej. Badania terenowe nad narażeniem owadów na działanie neonikotynoidów wykazały zanikanie kolonii trzmieli i dziko żyjących pszczół, podczas gdy wpływ na większe kolonie pszczoły miodnej był niewykrywalny (Rundlof et al. 2015). Również płazów prawie nie bierze się pod uwagę w takich badaniach, pomimo wysokiej śmiertelności, która została stwierdzona jako skutek bezpośredniego opryskiwania tych zwierząt typowymi dawkami dopuszczonych pestycydów (Brühl et al. 2013). A przecież płazy mogą stykać się z pozostałościami pestycydów w krajobrazie rolniczym nie tylko w wodach, ale także podczas lądowego etapu życia (poza okresem godowym), co oprócz innych czynników może przyczynić się do obserwowanego globalnego spadku liczebności płazów.

Niedoszacowanie ryzyka

Autorzy opracowania formułują wprost opinię, że zagrożenia, na które narażone są niektóre grupy organizmów, są niewłaściwie oszacowane. Na przykład wykazano, że wpływ pestycydów w stężeniach (nawet bardzo niskich), sklasyfikowanych jako bezpieczne, na owady ekosystemów naturalnych był zauważalny w wielu badaniach (Liess & von der Ohe 2005, Schäfer et al. 2012). Takie niedoszacowanie może prowadzić do utraty różnorodności biologicznej w skali krajobrazu (Beketov et al. 2013) i upośledzać funkcje ekosystemu (Liess et al. 2008). Przyczyną tych błędnych oszacowań ryzyka może być nieuwzględnianie efektów pośrednich i dodatkowych czynników stresogennych opisanych poniżej.

Pomijanie oddziaływań pośrednich

Kolejnym zagadnieniem bardzo często pomijanym, a omówionym przez autorów, jest pośredni wpływ pestycydów. Pośredni wpływ pestycydów na biocenozy jest spowodowany obecnością naturalnych interakcji grupami gatunków w ekosystemach, np. poprzez konkurencję, symbiozę lub sieci pokarmowe (Halstead et al. 2014, Gessner i Tlili 2016). Oddziaływania tego typu mogą być wzmocnione lub rozprzestrzeniane w skali populacji, a także w skali zgrupowań gatunków (patrz poniżej). Odbudowa populacji po zadziałaniu czynnika negatywnego – jej czas jest ważnym kryterium w procesie wydawania zezwoleń na pestycydy – może trwać dłużej w warunkach realnych, niż to zakładano w procesie wydawania zezwolenia. Na przykład już niewielkie, statystycznie niewykrywalne zakłócenia powodowane przez pestycydy mogą zostać wzmocnione przez konkurencję ze strony bardziej tolerancyjnych gatunków. Jeśli takie wydarzenia mają miejsce corocznie, te minimalne efekty mogą kumulować się, aż do lokalnego zanikania populacji (Liess et al. 2013). Ponadto negatywne skutki użycia danego pestycydu mogą pojawić się lub ulegać wzmocnieniu ze znacznym opóźnieniem, nawet dopiero w następnych pokoleniach (Campiche et al. 2007, van Gestel et al. 2017).

Skutki działania pestycydów mogą rozprzestrzeniać się także w zespołach gatunków. Jeśli na przykład herbicydy – w szczególności te o szerokim spektrum działania, takie jak glifosat – zmniejszą biomasę roślinną, liczba konsumentów, którzy są zależni od roślin, również spadnie z powodu zmniejszonej dostępności pokarmu. Tego typu pośrednie skutki dla łańcucha pokarmowego nie są uwzględniane w procesie wydawania zezwoleń, który koncentruje się na populacjach danego gatunku bez żadnego odniesienia do ich roli w łańcuchu pokarmowym. Ponadto z punktu widzenia procedur regulacyjnych, skutki stosowania pestycydów mogą być akceptowalne, jeżeli badana populacja odbuduje się w określonym przedziale czasowym. Tymczasowe zakłócenie lub zmniejszenie populacji może również mieć silny wpływ na konsumentów tej populacji. Na przykład w ostatnich latach spadek populacji pospolitych gatunków ptaków w krajobrazie rolniczym (Sudfeldt et al. 2013, Hallmann et al. 2014, Jahn et al. 2014, Hallmann et al. 2017) został przypisany stosowaniu pestycydów i ich pośredniemu wpływowi na łańcuchy pokarmowe, jak wykazano to na przykładzie imidakloprydu z grupy neonikotynoidów. Efekty opisane na poziomie populacji i zgrupowań gatunków mogą powodować stopniowe zmiany w całych ekosystemach.

Rzadkie uwzględnianie wpływu wielu czynników stresogennych działających jednocześnie

Oprócz tego, że same pestycydy mogą wchodzić w różne interakcje, występują one w środowisku razem z wieloma innymi substancjami, które gromadzą się w glebie lub w zbiornikach wodnych (np. z powodu spływu powierzchniowego i podpowierzchniowego). Odbywa się w bardzo zróżnicowanych warunkach, wobec tego – na co zwracają uwagę autorzy – występują również interakcje pestycydów z innymi stresorami i dotyczy to zarówno czynników naturalnych, jak i antropogenicznych. Ekosystemy muszą kompensować działanie antropogenicznych czynników stresogennych, takich jak rotacja upraw i nadmierna ilość nutrientów, ale także czynników naturalnych, takich jak np. susza. Procedury zatwierdzania pestycydów i innych substancji chemicznych ignorują potencjalny wpływ takich dodatkowych czynników stresogennych. Tymczasem bardzo istotny wpływ na oddziaływanie pestycydów na środowiska może mieć zmiana klimatu:

a) Po pierwsze, wzrost temperatury związany ze zmianą klimatu, który już wpływa na ekosystemy, prawdopodobnie zwiększy stosowanie pestycydów, ponieważ choroby roślin w cieplejszych warunkach zwykle łatwiej się rozprzestrzeniają i są częstsze (Kattwinkel et al. 2011).

b) Po drugie, w wyższych temperaturach organizmy mogą być bardziej wrażliwe na chemikalia, w tym na pestycydy, zatem ich efekty uboczne mogą się zwiększyć (Patra et al. 2015),


III. PIŚMIENNICTWO

Alexander AC, Culp JM, Baird DJ, Cessna AJ. Nutrient-insecticide interactions decouple density-dependent predation pressure in aquatic insects. Freshwater Biology 2016; 61: 2090-2101.

Ashauer R, Boxall ABA, Brown CD. Modeling combined effects of pulsed exposure to carbaryl and chlorpyrifos on Gammarus pulex. Environmental Science & Technology 2007; 41: 5535-5541.

Bai SH, Ogbourne SM. Glyphosate: environmental contamination, toxicity and potential risks to human health via food contamination. Environmental Science and Pollution Research 2016; 23: 18988-19001.

Beketov MA, Kefford BJ, Schaefer RB, Liess M. Pesticides reduce regional biodiversity of stream invertebrates. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America 2013; 110: 11039-11043.

Bento CPM, Yang XM, Gort G, Xue S, van Dam R, Zomer P, et al. Persistence of glyphosate and aminomethylphosphonic acid in loess soil under different combinations of temperature, soil moisture and light/ darkness. Science of the Total Environment 2016; 572: 301-311.

Bereswill R, Streloke M, Schulz R. Risk mitigation measures for diffuse pesticide entry into aquatic ecosystems: Proposal of a guide to identify appropriate measures on a catchment scale. Integrated Environmental Assessment and Management 2014; 10: 286-298.

Bernhardt ES, Rosi EJ, Gessner MO. Synthetic chemicals as agents of global change. Frontiers in Ecology and the Environment 2017; 15: 84-90.

Biesmeijer JC, Roberts SPM, Reemer M, Ohlemuller R, Edwards M, Peeters T, et al. Parallel declines in pollinators and insect-pollinated plants in Britain and the Netherlands. Science 2006; 313: 351-354.

BMUB Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit. Nationale Strategie zur Biologischen Vielfalt, 2007.

BMUB Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit, UBA Umweltbundesamt. Umweltbewusstsein in Deutschland 2016 – Ergebnisse einer repräsentativen Bevölkerungsumfrage. 2017. https://www.umweltbundesamt.de/sites/ default/files/medien/376/publikationen/umweltbewusstsein_ deutschland_2016_bf.pdf (dostęp 22.02.2018).

Bohan DA, Boffey CWH, Brooks DR, Clark SJ, Dewar AM, Firbank LG, et al. Effects on weed and invertebrate abundance and diversity of herbicide management in genetically modified herbicide-tolerant winter-sown oilseed rape. Proceedings of the Royal Society B – Biological Sciences 2005; 272: 463-474.

Bonmatin JM, Giorio C, Girolami V, Goulson D, Kreutzweiser DP, Krupke C, et al. Environmental fate and exposure; neonicotinoids and fipronil. Environmental Science and Pollution Research 2015; 22: 35-67.

Bonny S. Herbicide-tolerant transgenic soybean over 15 years of cultivation: pesticide use, weed resistance, and some economic issues. The case of the USA. Sustainability 2011; 3: 1302-1322.

Breckling B, Verhoeven R. Large-area effects of GM-Crop Cultivation. Proceedings of the Second GMLS-Conference 2010 in Bremen. Theorie in der Ökologie, Peter Lang, Frankfurt am Main 2010.

Brühl CA, Schmidt T, Pieper S, Alscher A. Terrestrial pesticide exposure of amphibians: An underestimated cause of global decline? Scientific Reports 2013; 3.

Budge GE, Garthwaite D, Crowe A, Boatman ND, Delaplane KS, Brown MA, et al. Evidence for pollinator cost and farming benefits of neonicotinoid seed coatings on oilseed rape. Scientific Reports 2015; 5.

BMELV Bundesministerium für Ernährung, Landwirtschaft und Verbraucherschutz. Bekanntmachung des Nationalen Aktionsplans zu nachhaltigen Anwendung von Pflanzenschutzmitteln. Bundesanzeiger, 15. Mai 2013.

BVL Bundesamt für Verbraucherschutz und Lebensmittelsicherheit. Tankmischungen im Zulassungsverfahren für Pflanzenschutzmittel, 2015. https://www.bvl.bund.de/SharedDocs/Downloads/04_Pflanzenschutzmittel/Tankmischungen.html (dostęp 22.02.2018).

BVL Bundesamt für Verbraucherschutz und Lebensmittelsicherheit. Liste der zugelassenen Pflanzenschutzmittel in Deutschland, 2017. http://www.bvl.bund.de/SharedDocs/ Downloads/04_Pflanzenschutzmittel/psm_uebersichtsliste.pdf;j sessionid=C6B3C429EC0AC0286883E4DB611ED8C5.1_cid350?__ blob=publicationFile&v=36 ( dostęp 22.02.2018 ).

Campiche S, L’Arnbert G, Tarradellas J, Becker-van Slooten K. Multigeneration effects of insect growth regulators on the springtail Folsomia candida. Ecotoxicology and Environmental Safety 2007; 67: 180-189.

Cardinale BJ, Duffy JE, Gonzalez A, Hooper DU, Perrings C, Venail P, et al. Biodiversity loss and its impact on humanity. Nature 2012; 486: 59-67.

Carson R. Silent Spring: Houghton Mifflin, New York 1962.

Ceballos G, Ehrlich PR, Dirzo R. Biological annihilation via the ongoing sixth mass extinction signaled by vertebrate population losses and declines. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America 2017; 114: E6089-E6096.

Chen HJ, Grieneisen ML, Zhang MH. Predicting pesticide removal efficacy of vegetated filter strips: A meta-regression analysis. Science of the Total Environment 2016; 548: 122-130.

Chiaia-Hernández AC, Keller A, Waechter D, Steinlin C, Camenzuli L, Hollender J, et al. Long-term Persistence of Pesticides and TPs in Archived Agricultural Soil Samples and Comparison with Pesticide Application. Environmental Science & Technology 2017; 51: 1-22.

Club of Rome. The Limits to Growth. Die Grenzen des Wachstums. Bericht zur Lage der Menschheit. Deutsche Verlags-Anstalt, Stuttgart 1972.

Dervilly-Pinel G, Guerin T, Minvielle B, Travel A, Normand J, Bourin M, et al. Micropollutants and chemical residues in organic and conventional meat. Food Chemistry 2017; 232: 218-228.

Dirzo R, Young HS, Galetti M, Ceballos G, Isaac NJB, Collen B. Defaunation in the Anthropocene. Science 2014; 345: 401-406.

EASAC European Academies Science Advisory Council. Ecosystem services, agriculture and neonicotinoids, 2015.

EEA European Environment Agency. Late lessons from early warnings: science, precaution, innovation. Publications Office of the European Union, Luxembourg, 2013.

EFSA European Food Safety Authority. Conclusion on the peer review of the pesticide risk assessment of the active substance glyphosate. EFSA Journal 2015; 13: 1-107.

EU. Richtlinie 2009/128/EG des europäischen Parlaments und des Rates vom 21. Oktober 2009 über einen Aktionsrahmen der Gemeinschaft für die nachhaltige Verwendung von Pestiziden, 2009a.

EU. Verordnung (EG) Nr. 1107/2009 des Europäischen Parlaments und des Rates vom 21. Oktober 2009 über das Inverkehrbringen von Pflanzenschutzmitteln, 2009b.

European Commission. EU Pesticides Database. http://ec.europa.eu/food/plant/pesticides/eu-pesticides-database/public/?event=activesubstance.selection&language=EN (dostęp 22.02.2018)

Eurostat. Pesticide sales statistics (2016). http://ec.europa.eu/eurostat/statistics-explained/index.php/Pesticide_sales_statistics (dostęp 22.02.2018)

Filser J, Arndt D, Baumann J, Geppert M, Hackmann S, Luther EM, et al. Intrinsically green iron oxide nanoparticles? From synthesis via (eco-) toxicology to scenario modelling. Nanoscale 2013; 5: 1034-1046.

Filser J, Fromm H, Nagel RF, Winter K. Effects of previous intensive agricultural management on microorganisms and the biodiversity of soil fauna. Plant and Soil 1995; 170: 123-129.

Firbank LG, Heard MS, Woiwod IP, Hawes C, Haughton AJ, Champion GT, et al. An introduction to the Farm-Scale Evaluations of genetically modified herbicide-tolerant crops. Journal of Applied Ecology 2003; 40: 2-16.

Frampton GK, Jansch S, Scott-Fordsmand JJ, Rombke J, Van den Brink PJ. Effects of pesticides on soil invertebrates in laboratory studies: A review and analysis using species sensitivity distributions. Environmental Toxicology and Chemistry 2006; 25: 2480-2489.

Frische T, Matezki S, Wogram J. Environmental risk assessment of pesticide mixtures under regulation 1107/2009/EC – a regulatory review by the German Federal Environment Agency (UBA). Journal für Verbraucherschutz und Lebensmittelsicherheit 2014; 9: 377-389.

Gaba S, Gabriel E, Chadoeuf J, Bonneu F, Bretagnolle V. Herbicides do not ensure for higher wheat yield, but eliminate rare plant species. Scientific Reports 2016; 6: 1-10.

Gagnon P, Sheedy C, Rousseau AN, Bourgeois G, Chouinard G. Integrated assessment of climate change impact on surface runoff contamination by pesticides. Integrated Environmental Assessment and Management 2016; 12: 559-571.

Gardeström J, Ermold M, Goedkoop W, McKie BG. Disturbance history influences stressor impacts: effects of a fungicide and nutrients on microbial diversity and litter decomposition. Freshwater Biology 2016; 61: 2171-2184.

Geiger F, Bengtsson J, Berendse F, Weisser WW, Emmerson M, Morales MB, et al. Persistent negative effects of pesticides on biodiversity and biological control potential on European farmland. Basic and Applied Ecology 2010; 11: 97-105.

Geng SM, Yan DH, Zhang TX, Weng BS, Zhang ZB, Qin TL. Effects of drought stress on agriculture soil. Natural Hazards 2015; 75: 19972011.

Gessner MO, Tlili A. Fostering integration of freshwater ecology with ecotoxicology. Freshwater Biology 2016; 61: 1991-2001.

Glorennec P, Serrano T, Fravallo M, Warembourg C, Monfort C, Cordier S, et al. Determinants of children’s exposure to pyrethroid insecticides in western France. Environment International 2017; 104: 76

Goncalves C, Alpendurada MF. Assessment of pesticide contamination in soil samples from an intensive horticulture area, using ultrasonic extraction and gas chromatography-mass spectrometry. Talanta 2005; 65: 1179-1189.

Goulson D. Review: An overview of the environmental risks posed by neonicotinoid insecticides. Journal of Applied Ecology 2013; 50: 977-987.

Goulson D. Neonicotinoids impact bumblebee colony fitness in the field; a reanalysis of the UK’s Food & Environment Research Agency 2012 experiment. Peerj 2015; 3.

Grandjean P, Bellanger M. Calculation of the disease burden associated with environmental chemical exposures: application of toxicological information in health economic estimation. Environmental Health Perspectives 2017; 16: 1-13.

Hahn M, Schotthofer A, Schmitz J, Franke LA, Bruhl CA. The effects of agrochemicals on Lepidoptera, with a focus on moths, and their pollination service in field margin habitats. Agriculture Ecosystems & Environment 2015; 207: 153-162.

Hallmann CA, Foppen RPB, van Turnhout CAM, de Kroon H, Jongejans E. Declines in insectivorous birds are associated with high neonicotinoid concentrations. Nature 2014; 511: 341-343.

Hallmann CA, Sorg M, Jongejans E, Siepel H, Hofland N, Schwan H, et al. More than 75 percent decline over 27 years in total flying insect biomass in protected areas. PloS One 2017; 12: 1-21.

Halstead NT, McMahon TA, Johnson SA, Raffel TR, Romansic JM, Crumrine PW, et al. Community ecology theory predicts the effects of agrochemical mixtures on aquatic biodiversity and ecosystem properties. Ecology Letters 2014; 17: 932-941.

Heard MS, Hawes C, Champion GT, Clark SJ, Firbank LG, Haughton AJ, et al. Weeds in fields with contrasting conventional and genetically modified herb icide-tolerant crops. II. Effects on individual species. Philosophical Transactions of the Royal Society of London Series B – Biological Sciences 2003a; 358: 1833-1846.

Heard MS, Hawes C, Champion GT, Clark SJ, Firbank LG, Haughton AJ, et al. Weeds in fields with contrasting conventional and genetically modified herbicide-tolerant crops. I. Effects on abundance and diversity. Philosophical Transactions of the Royal Society of London Series B – Biological Sciences 2003b; 358: 1819-1832.

Hommel B, Deike S. Dänemark ist kein Vorbild. DLG-Mitteilungen 2009; 6: 54-57.

Hooper DU, Adair EC, Cardinale BJ, Byrnes JEK, Hungate BA, Matulich KL, et al. A global synthesis reveals biodiversity loss as a major driver of ecosystem change. Nature 2012; 486: 105-108.

Huseth AS, Groves RL. Environmental Fate of Soil Applied Neonicotinoid Insecticides in an Irrigated Potato Agroecosystem. PloS One 2014; 9.

IPBES. Intergovernmental science-policy platform on biodiversity and ecosystem services. 2017. https://www.ipbes.net ( dostęp 23.02.2018

Jablonowski ND, Schaffer A, Burauel P. Still present after all these years: persistence plus potential toxicity raise questions about the use of atrazine. Environmental Science and Pollution Research 2011; 18: 328-331.

Jahn T, Hötker H, Oppermann R, Bleil R, Vele L. Protection of biodiversity of free living birds and mammals in respect of the effects of pesticides. UBA-Texte 2014; 30.

Jürgens K, Fink-Keßler A. Der kritische Agrarbericht 2010. http://www.kritischer-agrarbericht.de/fileadmin/Daten-KAB/ KAB-2010/Juergens.pdf (dostęp 22.02.2018).

Kaestner M, Nowak KM, Miltner A, Trapp S, Schaeffer A. Classification and Modelling of Nonextractable Residue (NER) Formation of Xenobiotics in Soil – A Synthesis. Critical Reviews in Environmental Science and Technology 2014; 44: 2107-2171.

Kattwinkel M, Kuehne J-V, Foit K, Liess M. Climate change, agricultural insecticide exposure, and risk for freshwater communities. Ecological Applications 2011; 21: 2068-2081.

Klein S, Cabirol A, Devaud JM, Barron AB, Lihoreau M. Why Bees Are So Vulnerable to Environmental Stressors. Trends in Ecology & Evolution 2017; 32: 268-278.

Knaebel A, Stehle S, Schaefer RB, Schulz R. Regulatory FOCUS Surface Water Models Fail to Predict Insecticide Concentrations in the Field. Environmental Science & Technology 2012; 46: 8397-8404.

Köck W. Rechtliche Strategien zur Bewältigung von Risiken im Stoffrecht. Perspektiven des Stoffrechts, Umwelt- und Technikrecht. 114, 2012, pp. 21-69.

Koehler H-R, Triebskorn R. Wildlife Ecotoxicology of Pesticides: Can We Track Effects to the Population Level and Beyond? Science 2013; 341: 759-765.

Laitinen P, Siimes K, Eronen L, Ramo S, Welling L, Oinonen S, et al. Fate of the herbicides glyphosate, glufosinate-ammonium, phenmedipham, ethofumesate and metamitron in two Finnish arable soils. Pest Management Science 2006; 62: 473-491.

Legrand A, Gaucherel C, Baudry J, Meynard JM. Long-term effects of organic, conventional, and integrated crop systems on Carabids. Agronomy for Sustainable Development 2011; 31: 515-524.

Liess M, Brown C, Dohmen P, Duquesne S, Hart A, Heimbach F, et al. Effects of pesticides in the field. Workshop Society of Environmental Toxicology and Chemistry (SETAC) 2005: 1-136.

Liess M, Foit K, Becker A, Hassold E, Dolciotti I, Kattwinkel M, et al. Culmination of Low-Dose Pesticide Effects. Environmental Science & Technology 2013; 47: 8862-8868.

Liess M, Foit K, Knillmann S, Schafer RB, Liess HD. Predicting the synergy of multiple stress effects. Scientific Reports 2016; 6.

Liess M, Schäfer R, Schriever C. The footprint of pesticide stress in communities – Species traits reveal community effects of toxicants. Science of the Total Environment 2008; 406: 484-490.

Liess M, von der Ohe PC. Analyzing effects of pesticides on invertebrate communities in streams. Environmental Toxicology and Chemistry 2005; 24: 954-965.

Malaj E, von der Ohe PC, Grote M, Kuhne R, Mondy CP, Usseglio-Polatera P, et al. Organic chemicals jeopardize the health of freshwater ecosystems on the continental scale. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America 2014; 111: 9549-9554.

Masia A, Vasquez K, Campo J, Pico Y. Assessment of two extraction methods to determine pesticides in soils, sediments and sludges. Application to the Turia River Basin. Journal of Chromatography A 2015; 1378: 19-31.

McKee MS, Filser J. Impacts of metal-based engineered nanomaterials on soil communities. Environmental Science-Nano 2016; 3: 506

Milner AM, Boyd IL. Toward pesticidovigilance – Can lessons from pharmaceutical monitoring help to improve pesticide regulation? Science 2017; 357: 1232-1234.

Möckel S, Gawel E, Kästner M, Liess M, Knillmann S, Bretschneider W. Einführung einer Abgabe auf Pflanzenschutzmittel in Deutschland. Duncker & Humblot, Berlin, 2015.

Möckel S, Köck W, Rutz C, Schramek J. Rechtliche und andere Instrumente für vermehrten Umweltschutz in der Landwirtschaft. UBA-Texte 2014; 42.

Mogren CL, Lundgren JG. Neonicotinoid-contaminated pollinator strips adjacent to cropland reduce honey bee nutritional status. Scientific Reports 2016; 6.

Morrissey CA, Mineau P, Devries JH, Sanchez-Bayo F, Liess M, Cavallaro MC, et al. Neonicotinoid contamination of global surface waters and associated risk to aquatic invertebrates: A review. Environment International 2015; 74: 291-303.

Moschet C, Wittmer I, Simovic J, Junghans M, Piazzoli A, Singer H, et al. How a Complete Pesticide Screening Changes the Assessment of Surface Water Quality. Environmental Science & Technology 2014;

Münze R, Hannemann C, Orlinskiy P, Gunold R, Paschke A, Foit K, et al. Pesticides from wastewater treatment plant effluents affect invertebrate communities. Science of the Total Environment 2017; 599600: 387-399.

Neitsch J, Schwack W, Weller P. 2016. How do modern pesticide treatments influence the mobility of old incurred DDT contaminations in agricultural soils? Journal of Agricultural and Food Chemistry 64: 7445-7451.

Newbold T, Hudson LN, Arnell AP, Contu S, De Palma A, Ferrier S, et al. Has land use pushed terrestrial biodiversity beyond the planetary boundary? A global assessment. Science 2016; 353: 288-291.

Ottermanns R, Ratte HT, Roß-Nickoll M. Darstellung maskierter Nutzungseffekte auf naturraumspezifische Artengemeinschaften grasiger Feldraine mithilfe von Restvarianzmustern. Umweltwissenschaften und Schadstoff-Forschung 2010; 22: 20-35.

Otto S, Pappalardo SE, Cardinali A, Masin R, Zanin G, Borin M. Vegetated ditches for the mitigation of pesticides runoff in the Po Valley. Plos One 2016; 11.

Patra RW, Chapman JC, Lim RP, Gehrke PC, Sunderam RM. Interactions between water temperature and contaminant toxicity to freshwater fish. Environmental Toxicology and Chemistry 2015; 34: 1809-1817.

Persson LM, Breitholtz M, Cousins IT, de Wit CA, MacLeod M, McLachlan MS. Confronting unknown planetary boundary threats from chemical pollution. Environmental Science & Technology 2013; 47: 12619-12622.

Pisa LW, Amaral-Rogers V, Belzunces LP, Bonmatin JM, Downs CA, Goulson D, et al. Effects of neonicotinoids and fipronil on non-target invertebrates. Environmental Science and Pollution Research 2015; 22: 68

Pflanzenschutzgesetz 2012 – Gesetz zum Schutz der Kulturpflanzen (PflSchG) vom 06.02.2012.

Raabe W. Pfisters Mühle: Philipp Reclam Junior, Leipzig, 1884. References

Reetz JE, Schulz W, Seitz W, Spiteller M, Zuehlke S, Armbruster W, et al. Uptake of neonicotinoid insecticides by water-foraging honey bees (hymenoptera: apidae) through guttation fluid of winter oilseed rape. Journal of Economic Entomology 2016; 109: 31-40.

Rockström J, Steffen W, Noone K, Persson A, Chapin FS, Lambin EF, et al. A safe operating space for humanity. Nature 2009; 461: 472-475.

Roß-Nickoll M, Lennartz G, Fürste A, Mause R, Ottermanns R, Schäfer S, et al. Die Arthropodenfauna von Nichtzielflächen und die Konsequenzen für die Bewertung der Auswirkungen von Pflanzenschutzmitteln auf den terrestrischen Bereich des Naturhaushaltes. Umweltbundesamt, Forschungsbericht 200 63 403, 2004.

Roßberg D, Harzer U. Erhebungen zur Anwendung von Pflanzenschutzmitteln im Apfelanbau. Journal für Kulturpflanzen 2015; 67: 85-91.

Rundlof M, Andersson GKS, Bommarco R, Fries I, Hederstrom V, Herbertsson L, et al. Seed coating with a neonicotinoid insecticide negatively affects wild bees. Nature 2015; 521: 77-80.

Sachverständigenrat für Umweltfragen. Impulse für eine integrative Umweltpolitik. Kapitel 6: Verbesserter Schutz der Biodiversität vor Pestiziden. Eigenverlag, Berlin, 2016.

Sánchez-Bayo F, Tennekes HA. Assessment of ecological risks of agrochemicals requires a new framework. Environmenatl Risk Assessment and Remediation 2017; 1: 20-28.

Sanchez-Gonzalez S, Pose-Juan E, Herrero-Hernandez E, Alvarez-Martin A, Sanchez-Martin MJ, Rodriguez-Cruz S. Pesticide residues in groundwaters and soils of agricultural areas in the Agueda River Basin from Spain and Portugal. International Journal of Environmental Analytical Chemistry 2013; 93: 1585-1601.

Schaeffer A, Amelung W, Hollert H, Kaestner M, Kandeler E, Kruse J, et al. The impact of chemical pollution on the resilience of soils under multiple stresses: A conceptual framework for future research. Science of the Total Environment 2016; 568: 1076-1085.

Schäfer RB, van den Brink PJ, Liess M. Impacts of pesticides on freshwater ecosystems. In: Sanchez-Bayo F, van den Brink P, Mann RM, editors. Ecological Impacts of Toxic Chemicals. Bentham, Bussum, 2011, 111-137.

Schäfer RB, von der Ohe PC, Rasmussen J, Kefford BJ, Beketov MA, Schulz R, et al. Thresholds for the Effects of Pesticides on Invertebrate Communities and Leaf Breakdown in Stream Ecosystems. Environmental Science & Technology 2012; 46: 5134-5142.

Scheringer M. Environmental chemistry and ecotoxicology: in greater demand than ever. Environmental Sciences Europe 2017; 29: 1-5.

Schmitz J, Hahn M, Bruhl CA. Agrochemicals in field margins – An experimental field study to assess the impacts of pesticides and fertilizers on a natural plant community. Agriculture Ecosystems & Environment 2014; 193: 60-69.

Schneider F, Fry P, Ledermann T, Rist S. Social Learning Processes in Swiss Soil Protection – The ‘From Farmer-To Farmer’ Project. Human Ecology 2009; 37: 475-489.

Schütte G, Eckerstorfer M, Rastelli V, Reichenbecher W, Restrepo-Vassalli S, Ruohonen-Lehto M, et al. Herbicide resistance and biodiversity: agronomic and environmental aspects of genetically modified herbicide-resistant plants. Environmental Science Europe 2017; 29: 1-12.

Sexton SE, Lei Z, Zilberman D. The Economics of Pesticides and Pest Control. International Review of Environmental and Resource Economics 2007; 1: 271-326.

Squire GR, Brooks DR, Bohan DA, Champion GT, Daniels RE, Haughton AJ, et al. On the rationale and interpretation of the Farm Scale Evaluations of genetically modified herbicide-tolerant crops. Philosophical Transactions of the Royal Society of London Series B – Biological Sciences 2003; 358: 1779-1799.

Squire GR, Hawes C, Begg GS, Young MW. Cumulative impact of GM herbicide-tolerant cropping on arable plants assessed through species-based and functional taxonomies. Environmental Science and Pollution Research 2009; 16: 85-94.

Stanley DA, Russell AL, Morrison SJ, Rogers C, Raine NE. Investigating the impacts of field-realistic exposure to a neonicotinoid pesticide on bumblebee foraging, homing ability and colony growth. Journal of Applied Ecology 2016; 53: 1440-1449.

Steffen W, Richardson K, Rockstrom J, Cornell SE, Fetzer I, Bennett EM, et al. Planetary boundaries: Guiding human development on a changing planet. Science 2015; 347.

Stehle S, Knaebel A, Schulz R. Probabilistic risk assessment of insecticide concentrations in agricultural surface waters: a critical appraisal. Environmental Monitoring and Assessment 2013; 185: 6295-6310.

Stehle S, Schulz R. Agricultural insecticides threaten surface waters at the global scale. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America 2015; 112: 5750-5755.

Sudfeldt C, Dröschmeister R, Frederking W, Gedeon K, Gerlach B, Grüneberg C, et al. Vögel in Deutschland – 2013. DDA, BfN, LAG VSW, Münster, 2013.

Sutherland WJ, Albon SD, Allison H, Armstrong-Brown S, Bailey MJ, Brereton T, et al. The identification of priority policy options for UK nature conservation. Journal of Applied Ecology 2010; 47: 955-965.

Swarcewicz MK, Gregorczyk A. The effects of pesticide mixtures on degradation of pendimethalin in soils. Environmental Monitoring and Assessment 2012; 184: 3077-3084.

UBA Umweltbundesamt. Umweltbelastende Stoffeinträge aus der Landwirtschaft – Möglichkeiten und Maßnahmen zu ihrer Minderung in der konventionellen Landwirtschaft und im ökologischen Landbau, 2015.

UBA Umweltbundesamt. 5-Punkte-Programm für einen nachhaltigen Pflanzenschutz, 2016.

UBA Umweltbundesamt. Pflanzenschutzmittelverwendung in der Landwirtschaft, 2017.

UNHRC United Nations Human Rights Council. Report of the Special Rapporteur on the right to food, 24 January 2017, A/HRC/34/48. http://www.refworld.org/docid/58ad94584.html (dostęp 22.02.2018).

Van den Berg H, Jiggins J. Investing in farmers – The impacts of farmer field schools in relation to integrated pest management. World Development 2007; 35: 663-686.

van Gestel CA, Silva CDE, Lam T, Koekkoek JC, Lamoree MH, Verweij RA. Multigeneration toxicity of imidacloprid and thiacloprid to Folsomia candida. Ecotoxicology 2017; 26: 320-328.

Vijver MG, Hunting ER, Nederstigt TAP, Tamis WLM, van den Brink PJ, van Bodegom PM. Postregistration Monitoring of Pesticides is Urgently Required to Protect Ecosystems. Environmental Toxicology and Chemistry 2017; 36: 860-865.

Vogel G. Where have all the insects gone? Science 2017; 356: 576-579.

Vonberg D, Hofmann D, Vanderborght J, Lelickens A, Koppchen S, Putz T, et al. Atrazine Soil Core Residue Analysis from an Agricultural Field 21 Years after Its Ban. Journal of Environmental Quality 2014a; 43: 1450-1459.

Vonberg D, Vanderborght J, Cremer N, Putz T, Herbst M, Vereecken H. 20 years of long-term atrazine monitoring in a shallow aquifer in western Germany. Water Research 2014b; 50: 294-306.

Weissteiner CJ, Pistocchi A, Marinov D, Bouraoui F, Sala S. An indicator to map diffuse chemical river pollution considering buffer capacity of riparian vegetation – A pan-European case study on pesticides. Science of the Total Environment 2014; 484: 64-73.

Wigger H, Hackmann S, Zimmermann T, Koser J, Thoming J, von Gleich A. Influences of use activities and waste management on environmental releases of engineered nanomaterials. Science of the Total Environment 2015; 535: 160-171.

Woodcock BA, Isaac NJB, Bullock JM, Roy DB, Garthwaite DG, Crowe A, et al. Impacts of neonicotinoid use on long-term population changes in wild bees in England. Nature Communications 2016; 7: 1245.

*                              *                               *                              *

Niniejszy artykuł powstał dzięki zgodzie wydawcy, tj. Niemieckiej Akademii Przyrodników Leopoldina (German National Academy of Sciences Leopoldina), na nieodpłatne tłumaczenie i wykorzystanie publikacji pt. „Der stumme Frühling – Zur Notwendigkeit eines umweltverträglicheren Pflantzenschutzes” (w wersji angielskiej: „The Silent Spring – On the need for sustainable plant protection”). Tłumaczenie nie jest autoryzowane. Jestem bardzo wdzięczny za udzielenie zgody na wykorzystanie tłumaczenia w niniejszym artykule i mam nadzieję, że przyczyni się to do wzrostu świadomości środowiskowych skutków powszechnego stosowania pestycydów.

This article has been prepared with the permission of the publisher, the German National Academy of Sciences Leopoldina, to free translation and use of the paper „Der stumme Frühling – Zur Notwendigkeit eines umweltverträglicheren Pflantzenschutzes” (or „The Silent Spring – On the need for sustainable plant protection” in English). This translation is not authorized. I am very grateful for given permission to use the translation in this article and I hope it will contribute to raising awareness of the environmental effects of widespread use of pesticides.

 

Krzysztof Kujawa


Dr hab. Krzysztof Kujawa pracuje w Instytucie Środowiska Rolniczego i Leśnego PAN. Specjalizuje się w badaniach nad różnorodnością biologiczną krajobrazu rolniczego.