27. 2023-032502 Stichting Gezond Water inzake vislood gemeente en Sportvisserij Nederland.pdf

Een dag na toevoegen van splitloodjes werden foto’s van het bodemoppervlak gemaakt van elke replica, om de verdeling van de loodjes over de pot te vast te leggen en na te gaan of sommige loodjes in diepere anaerobe lagen van het sediment wegzakten of niet. De pH werd bepaald met een multimeter (HACH HQ40d), waterhardheid met een Mcolortest Totalhardnesstest kit. Aangezien het sediment zorgde voor een hogere hardheid van het bovenliggende water, en het gebruikte grondwater een te lage hardheid had om voor waterslakken geschikt te zijn (OECD, 2016) is na 14 dagen aan alle potten een benodigde hoeveelheid mL stockoplossing calciumsulfaat in demiwater toegevoegd om hardheid (in CaCO3 concentratie) van 300 mg/L te bereiken. In de eerste dag vormde zich op alle sedimenten een 2-3 mm (per observatie aan buitenkant van de pot) aerobe toplaag (Figuur 3.1), en enkele ontkiemende waterplantjes werden verwijderd. Zuurstofgehalte is in alle Weckpotten als voldoende hoog beschouwd door het constante doorborrelen met perslucht. Er is 2x per week gecheckt op de mate doorborrelen en bijgesteld als (bijv. door verdamping) de beluchtingsbuis te dicht bij het wateroppervlak lag, of juist te diep.

34 | Mogelijke risico’s van vislood in het aquatische milieu

3.2.3

Methode van het blootstellingsexperiment

Aan elke weckpot-replica werden 28 dagen na toedienen van de splitloodjes 11 individuen van beide soorten slak toegevoegd. Van beide slakken werden 25 individuen achtergehouden om drooggewicht te bepalen, om aan het eind van de test als referentie voor groei te bepalen. Voor de lengte van alle slakjes per replica werd eerst met een camera verbonden aan een microscoop een foto gemaakt met een ijkblokje (5,005 x 2,99 mm) om pixels om te rekenen, en de lengte bepaald met het programma ImageJ. De 440 ingezette Physella acuta hadden bij de start van de test een lengte van 4,87 mm (± 1,01 mm standaad deviatie), de aparte set van 25 individuen hadden een gemiddeld gewicht van 4,22 mm (± 0,6 mm stdev) en hadden een gemiddeld drooggewicht van 2,9 mg (± 0,9 mg stdev). De 440 ingezette Potamopyrgus antipodarum hadden bij de start van de test een lengte van 3,67 mm (± 0,56 mm stdev), de aparte set gaf een gemiddeld drooggewicht van 2,2 mg (± 0,8 mg stdev). Als voer werd aan alle Weckpotten 1 kwart van een 1cm dik plakje biologische courgette (geblancheerd om te voorkomen dat het bleef drijven) toegevoegd op dag 0, 7, 14, en 21. Overgebleven voer werd niet verwijderd. Hoewel het geblancheerde stukje courgette bij toevoegen naar de bodem zakte, bleek het in de meeste gevallen 1 dag later te drijven op het wateroppervlak.

Door de turbulentie van doorborrelen en de degradatie van het weefsel, zorgde dit voor toename van zwevend organisch materiaal in alle potten. Hierdoor moesten van alle watermonsters aan het eind van de test zowel gefilterde loodconcentraties worden bepaald, alsook totale loodgehaltes in de suspensie met zwevend materiaal na destructie met HNO3-HCl. Het zwevend stofgehalte is niet bepaald. De activiteit van slakken liet in alle potten residu (slakkenspoor) op de glaswand achter. Rotting van overgebleven voedsel, en vorming van ei-pakketten vanaf dag 15 zorgde voor organische materiaal dat ook in oplossing kan komen in de potten zonder sediment. Er was geen resuspensie van sediment zichtbaar. Meerdere modderslakjes werden waargenomen op de glaswand, en op het toegediende voer.

Figuur 3.1

(Links) testopzet van Weckpotten in waterbad met perslucht doorborreling, bovenste 3 rijen serie zonder sediment,

onderste 3 rijen serie met sediment. (Middenboven) modderslak Potamopyrgus antipodarum (foto: wikipedia). (Middenonder) Puntige blaashoorn Physella acuta (foto: wikipedia). (Rechtsmidden) vorming van 2-3 mm aerobe toplaag op sediment, en kieming waterplantjes. (Rechts) systeem met alleen water, voer, slakjes, en 100 splitlood, aan de start van het experiment.

3.2.4

Beëindiging van het experiment

Na 4 weken werd de slakblootstelling gestopt. Eerst werd de hoeveelheid zichtbare ei-pakketten op de glaswand en RVS-luchtbuis bepaald. Daarna werden middels een markering met een permanente stift op de glaswand alle zichtbare juvenielen van Physella geteld die op de glaswand zaten. De slakjes en splitloodjes werden verzameld op een 1 mm zeef door afgieten van het water en met water voorzichtig wegspoelen van het sediment. Van de sediment serie werd per looddichtheid het sediment apart verzameld. Na bezinking werd het bovenliggende water afgegoten, het natte sediment geroerd, en sediment monsters genomen voor loodgehalte bepaling. Van splitloodjes werd voorzichtig aanhangende sediment deeltjes weggespoeld, gedroogd bij 60 oC in een aluminiumfolie bakje, en de volgende dag gewogen. De teruggevonden slakjes werden per replica geteld en in een Petri schaaltjes gecheckt op activiteit onder een microscoop uitgerust met camera, in een opzet zoals schematisch weergegeven in Figuur 3.2. Door met licht aan te filmen kon worden gevolgd hoeveel slakjes zich vanuit de middelste cirkel naar de rand toe

Rapport 388 | Wageningen, Wetenschapswinkel

| 35

verplaatsten binnen 1 minuut, als verplaatsing over 2 concentrische ringen (2 cm tussenafstand), na analyse met de software Imagefocus Alpha. Alleen overlevende slakken (bepaald onder binoculair) werden meegeteld op activiteit. De lengte van alle slakjes per replica werd eerst een foto naast een ijkblokje bepaald met het programma ImageJ.

Figuur 3.2

Schematische opzet van activiteit bepaling van de slakken (grijze stipjes). De grijze cirkel is de Petrischaal rand. De

slakken worden geplaatst binnen de kleinste zwarte cirkel, en binnen 1 minuut wordt gevolgd hoeveel slakjes de 2e en 3e ring bereiken.

3.2.5

Analyse methodes

TOC van het sediment is gemeten na verhitting in een moffeloven op 550 oC, op luchtdroog materiaal. Het % stoofdroog gehalte is vooraf bepaald op 105 oC. Het loodgehalte is bepaald op sediment materiaal wat, na droogstoof bepaling van het vochtgehalte, opgenomen en gedestrueerd werd in HNO3-HCl. Het destruaat werd daarna geanalyseerd op een ICP-OES (aantoonbaarheidsgrens 3 mg//kg). Het loodgehalte opgelost in water is bepaald met ICP-MS. Als er zwevende deeltjes zichtbaar waren is het monster eerst over 45 µm gefilterd.

3.2.6

Data-analyse

De lengtetoename van de slakjes werd bepaald als gemiddelde per replica (eind – start). De gewichtstoename werd bepaald als gemiddelde per replica, waarbij het startgewicht per replica werd afgeleid uit de gemiddelde gemeten lengte, en de relatie tussen gewicht:lengte van de aparte set van 25 slakjes gemeten op dag 0. De overleving van slakjes werd bepaald als een leeg slakkenhuis (intact of als deeltjes) werd teruggevonden, of minder dan de 11 ingezette individuen. Mogelijke verschillen in de groei van de slakjes in de verschillende behandelingen met vislood, ofwel in de serie met sediment of met alleen water, ten opzichte van de controle werd bepaald met Two-way ANOVA gevolgd door Dunnett’s multiple comparisons test met de software GraphPad Prism v9.3.1 voor Windows (GraphPad Software, San Diego, California USA, www.graphpad.com). De reproductie indicatoren ‘aantal ei-pakketten’ en ‘juvenielen zichtbaar op glaswand’ werden alleen geteld tijdens het uithalen na 28 dagen, maar konden niet als kwantitatieve bepaling worden gebruikt omdat er grote kans bestaat dat juvenielen en ei-pakketten gemist waren omdat ze ook op voer/sediment/elkaar konden zitten. Er kan dus alleen bepaald worden of er succesvol nieuwe juvenielen aanwezig waren en reproductie niet volledig verhinderd werd door opgelost lood.

De grootte van de juvenielen is niet vastgesteld, omdat na zeving van het medium, residu van voer, en eventueel sediment, niet actief is gesorteerd op juvenielen.

36 | Mogelijke risico’s van vislood in het aquatische milieu

3.3

Resultaten

3.3.1

Hardheid, pH, en zuurstofgehalte

In controles met alleen doorborreld water bleef de pH gedurende de 28 dagen met loodemissie min of meer constant (pH 7,9-8,0) ten opzichte van het originele grondwater, zoals weergegeven met blauwe punten op dag 14 en 28 in Figuur 3.3. In de controle met sediment bleek de pH na de eerste 14 dagen met loodemissie te zijn gestegen naar 8,7-8,8, zoals weergegeven met oranje punten op dag 14 en 28 in Figuur 3.3. Uit metingen van de hardheid bleek dat het sediment de hardheid van het bovenliggend water aanzienlijk had verhoogd van 85 tot 280 mg/L (punten op dag 27 in rechtergrafiek van Figuur 3.2). Aangezien de OECDrichtlijn 243 voor toxiciteitstesten met de waterslak Lymnaea water met hardheid voorschrijf 140-250 mg/L (als CaCO3) voorschrijft, met voorkeur voor 250 mg/L, en pH bereik 6,5-8,5, is besloten 1 dag voor inzetten van de slakjes het calciumgehalte te verhogen tot 270 mg/L in alle potten, door toevoeging van een geconcentreerde oplossing calciumsulfaat. Door continu doorborrelen en oplossen van CO2 is de hardheid inderdaad nagenoeg constant in beide series. De pH bleek in de eerste week na inzetten van de slakken nog sterk verschillend tussen de series met alleen water en met sediment. Het voer dat na de eerste week nog aanwezig was brak af in kleinere stukken en rotte langzaam weg.

Het voerrestant is niet weggehaald om te voorkomen dat lood gebonden aan het voer uit het systeem zou worden verwijderd. Waarschijnlijk onder invloed van de overmaat aan voedsel in beide series, kwam de pH in de twee series dichter bij elkaar, in het bereik van 7,5-8,5. De serie met alleen water hield een gemiddeld lagere pH aan het eind van de slakkenblootstelling dan de serie met sediment (7,8 en 8,2, resp.).

Figuur 3.3

(Links) verloop van metingen aan pH in series met en zonder sediment; (Rechts) verloop van metingen aan

hardheid in series met en zonder sediment.

Op dag 28 van de slakkenblootstelling bleek het zuurstofgehalte (15oC) gemiddeld 5,8 mg/L in zowel de potten met alleen water als de potten met sediment. In 1 replica van de serie met alleen water was het zuurstofgehalte 2,4 mg/L. In de serie met sediment bleek in 3 replica’s de zuurstofgehalte relatief laag (0,5- 3,0). Dit kan veroorzaakt zijn door een tijdelijk verminderde doorborrelsnelheid zoals hierboven benoemd. Er is verwacht dat dit geen kritische condities voor de waterslakken opleverde, aangezien modderslakjes aan lage zuurstofomgeving in sediment gewend zijn, en gezien de continue hoge overleving van Physella (zie 3.4.4).

3.3.2

Ontwikkeling van loodemissie uit splitlood in systemen met alleen water

Watermonsters genomen van de controle potten hadden een opgelost loodconcentratie 0,044±0,021 µg/L, rond de aantoonbaarheidswaarde van 0,04 µg/L. Tabel 3.1 geeft de gemiddelde metingen en spreiding weer van de meetpunten na een emissieperiode van 28 d (vlak voor inzetten van de slakken), en 56 d (eind van de slakkenblootstelling). Op dag 56 zijn zowel de opgeloste concentraties (na filtratie) gemeten als de totale suspensie concentraties. De opgeloste waterconcentraties (Cw,filter) na 28 dagen zijn goed meetbaar bij alle systemen met loodkorrels, weergegeven in Figuur 3.4. Bij 4 splitloodjes No1 is door corrosie een gemiddelde waterconcentratie ontstaan van 8,1 µg/L, tot een maximum van 20 µg/L. Deze waardes liggen hoger dan de

Rapport 388 | Wageningen, Wetenschapswinkel

| 37

chronische NOEC concentraties voor diverse mollusken 22, 24-26. De opgeloste loodconcentratie neemt vrijwel proportioneel toe met hogere aantal loodkorrels: op dag 28 zijn de gemiddelde concentraties een factor 4,2 hoger in de potten met 20 loodjes dan in potten met 4 loodjes. De potten met 100 loodjes hebben een gemiddelde concentratie die een factor 4,5 hoger is dan potten met 20 loodjes. Er is echter ook veel spreiding tussen de replica’s met hetzelfde aantal loodjes. Voor de potten met 4, of 20, of 100 loodjes, verschillende de concentraties een factor 6,3, 2,7, en 4,6, respectievelijk. Deze grote spreiding kan het resultaat zijn van een verschil in turbulentie van het water langs de loodkorrels, dat ontstaat door het doorborrelen. Hieruit volgt dat bij een lager dichtheid vislood, zoals 1 loodkorrel per liter water al een waterconcentratie kan ontstaan binnen 1 maand die de NOEC van verschillende waterorganismen overschrijdt in stilstaand water zonder sediment, bijvoorbeeld een afgezonderde waterplas tussen de stenen langs een oever.

Figuur 3.4

Metingen loodconcentraties in de waterfase na emissie op 28 en 56 dagen, voor testsystemen met alleen water

(kolommen met blauwe rand) en sedimenten met een 2cm laag sediment (kolommen met rode rand). (CaSO4 toegevoegd na 27 dagen, slakken toegevoegd na 28 dagen). Op dag 56 zijn gefilterde watermonsters (kolommen met blauwe vulling) en ongefilterde watermonsters gemeten (kolommen met bruine vulling). De bars geven de minimum-maximum weer van de replica’s, en hun gemiddelde waarde.

De loodemissie neemt verder toe in de periode van 28 dagen waarin de slakken zijn blootgesteld, met een verhoogde vrij opgeloste lood concentratie (na filtratie op dag 56) van ongeveer een factor 2 (vergelijk kolommen van 28d en 56d in Figuur 3.4). Dit toont aan dat de slakken tijdens de periode van 28 dagen zijn blootgesteld aan een toenemende biobeschikbare loodconcentratie. De totaal-gehaltes aan lood in de waterfase (Cw,totaal) van de watermonsters na 56 dagen zijn gemiddeld een factor 3,7, 1,4, en 16,7 hoger dan de gefilterde concentraties (Cw,filter) van 4, 20, en 100 loodjes, respectievelijk. Een groot deel van de loodemissie is dus gebonden aan zwevende deeltjes in suspensie. Het gehalte gesuspendeerd materiaal is

38 | Mogelijke risico’s van vislood in het aquatische milieu

niet nader bepaald, en kan sterk hebben gevarieerd tussen replica’s, maar ook per replica in tijd en in de laag van de waterkolom onder invloed van mate van doorborrelen en hoeveelheid en mate van verwering van voer. De toegenomen hoeveelheid zwevende deeltjes in de periode met slakken en voer, lijkt te hebben gezorgd voor een versnelde emissie van lood gedurende de tweede periode van 28 dagen. De emissie van lood na 56 dagen in 1 liter medium (Cw,totaal) is echter slechts 0,005% van de totale vaste vorm van splitloodjes. In een jaar tijd zou dit slechts 0,03% bedragen, waaruit blijkt dat vislood meerdere decennia tot eeuwenlang in een aquatisch milieu kan achterblijven. Met de hoogste Cw,totaal bij een replica met 100 loodjes is in één liter medium 1,8 mg vrij gekomen, wat met de gebruikte balans meetbaar zou moeten zijn. Terugwegingen van gedroogde visloodjes laten echter geen consistent beeld zien, en kunnen helaas niet worden gebruikt voor opmaken van een emissiebalans. De totale oppervlakte van de buitenkant van het splitlood, inclusief de oppervlak van de inkeping, is berekend op 0,35 cm2 per splitloodje. De emissiesnelheid van lood wordt door RIVM geschat op 13,0 mg/cm2/jr. Met 100 splitloodjes zou een verwachte emissie in 2 maanden neerkomen op 75 mg, aanzienlijk hoger dan de gemeten maximale emissie van 1,8 mg.

Deze versimpelde berekening schetst het beeld dat in de relatief stilstaande situatie van het testsysteem met turbulentie alleen door doorborrelen een veel lagere emissiesnelheid oplevert dan op dit moment wordt ingeschat voor loodemissies via vislood 12, 14.

Tabel 3.1

Loodconcentraties in de vislood studie na filtratie (Cw,filter), totaal in suspensie (Cw,totaal) en in sediment (Csed).

Behandeling

Gemiddelde Cw,filter

Gemiddelde Cw,filter

Gemiddelde Cw,totaal

Csed 56d

Totale loodemissie

opgelost 28d (µg/L)

opgelost 56d

56d (µg/L)

mg/kg

na 56d (water +

(µg/L) stdev

max

stdev

sediment) max

stdev

max

Alleen water Controle

0,04

0,02

0,07

0,7

1,7

4

0,2

0,1

0

-

1,1 g lood

8,1

6,9

19,9

19

14

42

50

53

144

-

0,004%

5,5 g lood

33,7

15,9

53,8

69

32

111

103

46

183

-

0,002%

27,5 g lood

150,1

122,7

368

178

36

240

1269

601

1889

-

0,005%

9

Sediment laag 2 cm Controle

<LOQ

0,02

0

0

0,0

0

0,2

0,4

1

1,1 g lood

0,042

0,03

0

1,4

1,7

4,3

2,0

2,3

6,1

8

0,0002%

5,5 g lood

0,4

0,5

1

14

12

32

15

13

33

28

0,04%

27,5 g lood

4,7

5,6

13

71

69

187

91

134

328

113

0,04%

Figuur 3.5

Metingen loodconcentraties na emissie vanuit visloodjes op 56 dagen in de volledig gemengde sedimentlaag.

Rapport 388 | Wageningen, Wetenschapswinkel

| 39

3.3.3

Ontwikkeling van loodemissie uit splitlood in systemen met sediment

De sedimentconcentratie in het originele sediment is bepaald op 8 mg/kg, ruim onder de algemene achtergrondwaarde van 85 mg/kg in Nederland, en lager dan het sediment gebruikt in de emissiestudie van Binkowski 16 (25,7 mg/kg). Het sediment had een organisch koolstofgehalte van 4,5%. Aangezien in de controle sedimenten na 28 en 56 dagen geen loodconcentraties werden waargenomen boven 1 µg/L (zie rode bars in Figuur 3.4 bij 0 loodjes), zijn alle hoger gemeten concentraties aannemelijk het directe resultaat van emissie vanuit het vislood. In alle sediment systemen zijn alle toegevoegde splitloodjes zichtbaar met de inkeping naar boven, en ongeveer tot de helft in contact met het sediment. Geen van de loodjes is dus volledig in het sediment gezakt, en direct contact met de beluchte waterkolom boven het sediment is dus aanwezig. Het geschatte oppervlak van splitlood dat boven het sediment uitsteekt is 0.21 cm2 per loodje. In tegenstelling tot de systemen met alleen water, zijn bij 4 splitloodjes No1 op het sediment de opgeloste loodconcentraties (rode kolommen van Figuur 3.4) na 28 dagen in 4 replica’s onder of op de kwantificatie limiet (LOQ) van 0,04 µg/L, en 1 replica 0,1 µg/L. Bij 20 splitloodjes No1 is in alle replica’s opgelost lood kwantificeerbaar, tussen 0,07-1,13 µg/L.

Bij 100 loodjes is een verdere toename te zien, met waardes tussen 0,8 – 12,9 µg/L, dus tot boven het JG-MKE van 1,2 µg/L, maar nog veelal onder effect concentraties voor waterslakken. Figuur 3.4 geeft weer dat de opgeloste loodconcentratie zeer sterk toeneemt tussen dag 28 – 56, in de periode dat slakken zijn blootgesteld, met een factor tussen de 15-35. Het is niet duidelijk waarom deze toename zoveel sterker is dan in de systemen zonder sediment. In 1 replica van sediment met 4 loodkorrels is de opgeloste loodconcentratie (na filtratie) 4,3 µg/L na 56 dagen, hoger dan de JG-MKE. In replica’s met 20 splitloodjes steeg de opgeloste loodconcentratie (na filtratie) verder tot 1,5-32 µg/L. Dit is in alle gevallen dus boven de JG-MKE en in het bereik waar effecten op slakken kunnen worden verwacht. De replica’s met 100 loodjes vertonen loodconcentraties met een nog hoger bereik: 13,8-187 µg/L. Een deel van het lood is gebonden aan zwevende deeltjes. De totale suspensie concentraties van de watermonsters na 56 dagen zijn gemiddeld maar een factor 1,4, 1,1, en 2,0 hoger dan gefilterde waterconcentraties van 4, 20, en 100 loodjes, respectievelijk. Het gehalte gesuspendeerd materiaal is niet nader bepaald. In vergelijking met de testsystemen zonder sediment, is de opgeloste loodconcentratie aanzienlijk lager in de aanwezigheid van sediment.

Op dag 28 was de opgeloste loodconcentratie een factor 83 keer hoger in behandelingen met alleen water 20 loodjes, een factor en 31 in de behandeling met 100 loodjes. Alhoewel loodkorrels voor ongeveer de helft inzakken in de sedimentlaag, en er daarmee minder loodoppervlak in direct contact staat met de waterkolom, is het verschil veel hoger dan een factor 2 en is beschikbaar oppervlak niet de enige bepalende factor. Na 56 dagen echter, is het verschil in Cw,filter verminderd tot een factor 5 en 2,5 keer hoger. Dit zou erop kunnen duiden dat een groot deel van het lood dat als eerste vrijkomt snel bindt aan het sediment oppervlak. Als er deels evenwicht is ontstaan tussen topsediment en overliggend water, zal de concentratie in bovenlaag sneller toenemen, alhoewel in de 2e periode van 28 dagen ook opgelost organische materiaal van het toegediende voer en vector kan zijn voor relatief meer lood in de waterfase. Sedimentconcentraties zijn alleen bepaald voor een enkel samengevoegd sedimentmonster per behandeling na afgieten en uitzeven van splitlood en slakjes, en mengen van het verzameld sediment. De gemengde sediment concentratie was niet meetbaar hoger dan het controle sediment bij 4 splitloodjes, maar bij 20 en 100 loodjes nam aanzienlijk toe tot 28 en 113 mg/kg (Figuur 3.5).

Hierbij moet opgemerkt worden dat tijdens blootstelling van de slakjes verwacht wordt dat alleen de toplaag van het sediment het vrijgekomen lood zal binden, dit omdat het niet verstoren van de sediment laag leidt tot een beperkte diffusie naar diepere sedimentlagen. De gemeten waarde is door menging van de zuurstofloze laag onder de toplaag een sterk verdund monster. Het is wel mogelijk om een massabalans te maken. Bij zowel 20 als 100 loodjes is de aan sediment gebonden fractie verantwoordelijk voor de bulk van de emissie – 100 keer meer dan de hoeveelheid lood in de watersuspensie boven het sediment, en 0,04% van het vaste lood. Als dit proportioneel toeneemt met langere blootstellingstijd zou dit oplopen tot 0,26% per jaar wat vrijkomt uit lood dat op fijn sediment ligt. Met een geschat oppervlak van splitlood dat boven het sediment uitsteekt van 0.21 cm2 per loodje, komt dit neer op een emissiesnelheid van 3,8 en 3,1 mg/cm2/jr voor de systemen met 20 en 100 loodjes, respectievelijk. Dit ligt dichter in de buurt van de door RIVM gehanteerde corrosiesnelheid van 13 mg/cm2/jr dan uit de test-systemen met alleen water werd berekend.

40 | Mogelijke risico’s van vislood in het aquatische milieu

3.3.4

Effecten van vislood op Potamopyrgus antipodarum (modderslak)

De controle overleving voor de modderslak Potamopyrgus antipodarum was in testsystemen met alleen water 0-27%, en in de sediment systemen 9-36%, zie Figuur 3.6. Tijdens de eerste weken van de test werd voldoende activiteit van modderslakjes waargenomen, wat is af te leiden uit hun aanwezigheid op glaswand en het voer. Aan het eind van de test moet echter geconcludeerd worden dat, om vooralsnog onduidelijke redenen, dit experiment niet als valide kan worden beschouwd; de meeste teruggevonden slakkenhuisjes leeg waren in de controle replica’s, en de overleving in de controles was onvoldoende om een effect van lood op deze slakkensoort te bepalen.

Figuur 3.6

Overleving na 28 dagen voor waterslakjes Potamopyrgus antipodarum (links) en Physella acuta (rechts). De

horizontale stippellijn geeft de 80% overleving in controle aan, zoals die in de OECD testrichtlijn 243 voor de poelslak Lymnaea stagnalis wordt aangehouden. Kolommen geven van de 5 replica’s de minimum, gemiddelde en maximum weer.

Tabel 3.2

# splitlood

Metingen van groei van Physella acuta in drooggewicht (mg) en lengte (mm). mg dag 0

Gewicht in mg

(via lengte)

na 28 d per replica

Gemiddeld

1

2

3

mm dag 0

Lengte in mm na 28 d per replica

4

5

± stdev

Gemiddeld

1

2

3

4

5

± stdev

Slakken in 1L water controle

3,75 ± 0,25

13,48

8,35

9,12

7,56

10,86

4,86 ± 0,19

6,89

5,46

5,98

5,38

6,52

4

3,93 ± 0,23

10,03

9,17

8,57

13,28

15,06

5,00 ± 0,18

6,27

5,85

6,04

6,65

6,67

20

3,61 ± 0,26

12,68

6,84

7,72

12,30

7,10

4,75 ± 0,21

6,49

6,00

6,09

6,65

6,43

100

3,80 ± 0,18

10,42

12,96

7,57

12,05

11,87

4,90 ± 0,14

5,83

6,37

5,59

6,62

6,63

Slakken in 1L water met 2 cm sediment controle

3,95 ± 0,23

18,27

17,09

20,18

17,19

17,30

5,02 ± 0,18

7,51

7,75

7,66

8,34

7,83

4

3,49 ± 0,50

13,28

12,03

9,49

11,60

16,85

4,65 ± 0,39

7,02

6,27

6,23

7,09

7,39

20

3,73 ± 0,40

13,73

13,02

18,51

12,23

12,57

4,84 ± 0,32

6,73

6,80

7,31

6,46

6,75

100

3,86 ± 0,30

16,72

12,24

15,30

16,17

11,93

4,95 ± 0,24

7,40

7,38

7,66

8,11

6,66

Rapport 388 | Wageningen, Wetenschapswinkel

| 41

3.3.5

Effecten van vislood op Physella acuta (puntige blaashoorn)

De controle overleving voor de puntige blaashoorn (P. acuta) was in beide testseries 91-100%, en ook in de replica’s met verschillende hoeveelheden vislood was overleving over het algemeen 91-100%, (Figuur 3.6). Voor de serie met slakken blootgesteld in alleen water, is er geen effect van opgelost lood waarneembaar op groei. Voor de series met slakken blootgesteld in aanwezigheid van sediment, is groei op basis van gewicht significant hoger in de controle dan in de blootstellingen met 4 en 20 loodjes, zie p waardes in Tabel 3.3 en Figuur 3.7. De gemiddelde groei in de blootstelling met 100 loodjes is voor de 5 replica’s lager, maar niet significant lager van de controle zonder vislood. Er is geen relatie tussen groei en hoeveelheid vislood in de 3 behandelingen. Op basis van lengte meting van de schelpjes is er geen significant effect van vislooddichtheid ten opzichte van de controle.

Figuur 3.7

Groei na 28 dagen voor waterslak Physella acuta op basis van toename in gemiddelde lengte per replica (links) en

drooggewicht per slak (rechts). * statistisch significant verschil met p <0.05; ns = niet-statistisch significant verschil.

Tabel 3.3

Statistische analyse met Dunnett’s multiple comparisons test op groei van Physella na 28 d. Groei in mg

Groei in mm

(gemiddeld drooggewicht/slak/replica)

(gemiddeld lengte/slak/replica)

Mean Diff

95% CI Diff

P Waarde

Mean Diff

95% CI Diff

P Waarde

controle vs. 4 splitlood

-1,166

-4,902 - 2,570

0,783

ns

controle vs. 20 splitlood

0,4080

-3,328 - 4,144

0,986

ns

0,6580

-0,183 - 1,500

0,152

ns

0,8380

-0,0033 - 1,679

0,051

controle vs. 100 splitlood

-1,046

-4,782 - 2,690

0,831

ns

ns

0,3120

-0,5293 - 1,153

0,688

ns

controle vs. 4 splitlood

4,900

1,164 - 8,636

controle vs. 20 splitlood

3,782 0,04629 - 7,518

0,008

**

-0,1040

-0,945 - 0,737

0,981

ns

0,047

*

-0,3960

-1,237 - 0,445

0,521

ns

controle vs. 100 splitlood

3,452

0,075

ns

-0,1160

-0,957 - 0,725

0,974

ns

Alleen water

Met 2 cm sediment

-0,2837 - 7,188

Zowel de groei in lengte als groei in drooggewicht aan het eind van de 28 dagen blootstelling was significant hoger voor slakken in de controles met sediment dan slakken in controles met alleen water (paired t-test in Graphpad Prism; p=0,028 en p=0,002, respectievelijk). Aangezien sediment invloed had op de pH, en de invloed van sediment op verschillende manieren de testcondities kan hebben veranderd, is dit iets om in het achterhoofd te houden als de resultaten van de twee series vergeleken worden. De aanwezigheid van sediment als extra bron van voedsel of nutriënten heeft mogelijk ook een invloed gehad. Er was verwacht dat het toevoegen van calciumsulfaat aan de serie met potten met alleen water ervoor zou zorgen dat de hardheid gelijk zou zijn, en daarmee ook de opgeloste basisnutriënten die voor groei van de schelp nodig zijn. Over het algemeen worden slakken in toxiciteitsstudies altijd zonder sediment

42 | Mogelijke risico’s van vislood in het aquatische milieu

getest, in een standaard testmedium. Het zou kunnen dat het gebruikte grondwater en aangeboden voedsel ontoereikend was in andere nutriënten die voor groei van de slakken nodig zijn, terwijl die vanuit het sediment in hogere mate beschikbaar kwamen. Verder werden in alle potten ruime hoeveelheden van ei-pakketten waargenomen, en in alle potten met 100 splitloodjes werden veel juvenielen waargenomen (<2 mm) in vergelijkbare mate met de controle potten.

3.4

Discussie

3.4.1

Emissie van opgelost lood uit vislood

De emissie van opgelost lood uit vislood is duidelijk aangetoond in het huidige experiment, zowel in potten met alleen water als in potten met water boven een laagje sediment. Loodemissie was hoger bij toenemend aantal splitloodjes, dus een groter oppervlak blootgesteld lood. Een toenemende loodconcentratie bij langere blootstellingsduur gaf aan dat de loodemissie door blijft gaan en dat er nog geen evenwicht bereikt was. Na 28 dagen emissie vanuit 4 splitloodjes in 1 L water en fijnkorrelig sediment waren echter nog geen concentraties opgelost lood waarneembaar >1 µg/L. Hogere concentraties werden wel bereikt in deze testsystemen tussen na 56 dagen (8-42 µg/L), in de periode waarbij voer en slakken aanwezig waren. Een eerdere emissiestudie met 4 loodkorrels (3 mm schothagel) in potten met een halve liter water en een bodem van fijnkorrelig sediment, rapporteerde bij pH 7 concentraties van 0-78,7 µg/L na 30 dagen16. Dit komt dus goed overeen met de gecombineerde resultaten van 28-56 dagen in de huidige opzet met 4 splitloodjes en 1 L water en een laagje fijnkorrelig sediment. In de studie met schothagel werden echter veel lagere concentraties werden gemeten in testsystemen met grofkorrelig sediment (0-5,23 µg/L)16, terwijl voor dat zandige sediment een lagere binding werd verwacht en er dus juist hogere lood concentraties werden verwacht.

In de huidige studie was in systemen zonder sediment de opgeloste loodconcentratie veel hoger dan in systemen met sediment. Een andere emissiestudie met schothagel lood toonde aan dat emissie al binnen 1 dag meetbaar is 29, en dat in anaeroob water de emissie tot opgelost lood veel lager ligt, tot vrijwel niet meetbaar28. De emissie uit vast lood naar opgelost lood zonder de aanwezigheid van sediment, en met enige turbulentie via het doorborrelen, zorgt bij 4 splitloodjes in 1L water na 28 dagen voor loodconcentraties boven de JG-MKE van 1,2 µg/L, en na 56 dagen voor loodconcentraties (na filtratie) boven de MAC-MKE van 14 µg/L. Een hogere looddichtheid dan 4 loodjes per pot, of beter gezegd een hoger aan water blootgesteld oppervlak van vast lood, leidt sneller tot hogere overschrijdingen. De getoetste situatie van 1L stagnant water is een “worst case” benadering is van de situatie bij vislood dat achterblijft in het aquatisch milieu. Om modelvoorspellingen van loodemissie beter te valideren zou het voor toekomstig onderzoek interessant zijn om een beter tijdsverloop in de periode van de eerste 28 dagen beschikbaar te krijgen, om emissie over een langere periode van bijvoorbeeld 1 jaar te bepalen, en om loodemissie onder een bepaalde mate van doorstroomsnelheid te bepalen.

Vislood dat in Nederlandse zoetwaterstromen achterblijft zal in de meeste gevallen op de bodem terechtkomen en deels in het aanwezige sediment zakken. Uit de huidige studie blijkt dat na 56 dagen in stagnant water boven een laagje fijnkorrelig sediment, waar alle splitloodjes zeker voor helft van het oppervlak nog in contact staan met de waterkolom, er een factor 2,5-5 keer lagere opgeloste concentratie zit dan in een testsysteem zonder sediment. In een wetland gebied in Denemarken, waar historisch veel gejaagd is, werd schotlood op een gemiddeld twee keer hogere dichtheid gevonden in de bovenste 10 cm vergeleken met de diepere 10 cm laag, maar zat dus een aanzienlijke fractie van het lood niet aan de oppervlakte van het sediment 30. Voor loodobjecten in sediment op Noord-Amerikaanse vislocaties (in ruim begrip van allerlei types kwijtgeraakt vast lood) werd bepaald dat de overgrote fractie aanwezig is op 0.1- 2.5 cm diepte (62%), en een kleine fractie (12.7%) aan de oppervlakte van sediment15. Dit kan uiteraard sterk afhankelijk zijn van de dichtheid van het sediment, en de depositie van nieuw sediment gedurende een langere periode. Het lood was nog in vergelijkbare hoeveelheden aanwezig als metingen uit 1970 op dezelfde locaties, terwijl lood in schothagel in Denemarken al sinds 1986 niet meer was toegestaan. Rapport 388 | Wageningen, Wetenschapswinkel

| 43

Net als de verwaarloosbare emissiemetingen van loodkorrels in anaeroob water28, geeft deze Deense studie aan dat loodemissie in anaeroob sediment zeer langzaam gaat, en tegelijk dat lood decennialang een bron van achtergrondvervuiling kan blijven. De grootste milieuzorg is dus voor emissie vanuit loodobjecten in contact met zuurstofrijk overliggend water, maar studies naar de invloed van loodobjecten op de kwaliteit van populaties in het sediment levende organismen zou meer aandacht verdienen. De dichtheid van 4 splitloodjes in de potten met 1L water komt neer op 509 splitloodjes/m2, berekend met een doorsnede van 10 cm van de 2L weckpot (78 cm2). Met een geschat gecorrigeerd oppervlak van splitlood dat boven het sediment uitsteekt van 0.21 cm2/splitloodje, komt dit overeen met 108 cm2 loodoppervlak per m2 sediment. De hoogste dichtheid schotlood in de Deense wetlandstudie varieerde van 41-204 loodkorrels/m2 (totaal in de bovenste 20 cm sediment). Een Noord-Amerikaanse studie vond maximaal 0,5 loodobjecten per m2 (“sinkers” zwaarder dan 0,4 g) op 15 locaties. In vislocaties in Engeland zijn dichtheden van 105.2 “sinkers”/m2 en 14.2-21.2 “sinkers”/m2 beschreven. Er zijn geen gegevens van studies naar loodgehaltes in vislocaties in Nederland bij ons bekend.

De 4 splitloodjes per L water is waarschijnlijk een hogere dichtheid dan kan worden verwacht in een waterstroom die actief bevist wordt. Stilstaand water zal wellicht alleen representatief zijn voor visvijvers en watergangen met weinig doorstroming en de huidige test zal qua waterconcentraties bij 4 splitloodjes ruim overtreffen wat in de meeste vislocaties kan optreden door emissie vanuit vislood. Emissie uit vislood kan echter wel degelijk bijdragen aan opgelost lood in bovenliggend water en aan accumulatie van gebonden lood in de toplaag van bodemsediment, als die niet snel bedekt wordt door depositie van zwevend materiaal. Het is echter lastig vast te stellen in welke mate achterblijvend vislood in Nederlandse waterstromen bijdragen aan de totale fractie opgelost lood, ten opzichte van lood afkomstig uit regenwater en roet/stofdeeltjes, afstroom van daken/wegen, industrie, en huishoudens. In de huidige studie is een ruwe inschatting mogelijk van de emissiesnelheid van splitlood tot opgelost lood, dat daarna eventueel ook weer kan binden aan omliggend sediment en zwevend materiaal. Met een gecorrigeerd oppervlak van splitlood dat boven het sediment uitsteekt van 0.21 cm2/splitloodje komt de totale emissie naar voornamelijk omliggend sediment (en water+suspensie) neer op een emissiesnelheid van 3-4 mg/cm2/jr.

Dit ligt iets lager dan de door RIVM gehanteerde corrosiesnelheid van 13 mg/cm2/jr, maar zou hoger kunnen liggen als het water iets meer doorstroomsnelheid zou hebben. Hieruit zou de emissie van opgelost lood via jaarlijks visloodverlies vanuit sportvisserij in de juiste orde van grootte kunnen liggen, volgens de rekenmethode zoals Deltares 13 gebruikt met de meest recente schatting van verloren lood per jaar door CVO 14. Door de sterke bindingsconstante van lood aan organisch materiaal blijft onbekend hoeveel van totale emissie alsnog bindt aan sediment en hoeveel daadwerkelijk in oplossing komt, maar dit zal zeker een fractie van het totaal zijn, en afhankelijk van de dimensies van de waterstroom (zoals verhouding waterkolom/bodemoppervlak, stroomsnelheid, gehalte zwevend materiaal).

3.4.2

Risico van opgelost lood uit vislood voor het aquatische ecosysteem

In het huidige blootstellingsexperiment met 2 soorten waterslakken zijn geen eenduidige effecten waargenomen. In het huidige experiment zijn volwassen slakjes gebruikt die niet in eerdere studies met loodblootstelling zijn getoetst. Potamopyrgus antipodarum werd in januari 2022 op een veldlocatie buiten de campus van de WUR verzameld. De slakken zijn geacclimatiseerd aan laboratoriumcondities zoals dat in andere experimenten ook gebruikelijk is en daarna ingezet in de test. Helaas hebben ze zich, in tegenstelling tot eerdere testen, hier niet goed tijdens het blootstellingsexperiment kunnen ontwikkelen. Physella acuta kwam uit een zich constant voortplantende cultuur in een aquarium, en bleek zich ook tijdens het huidige experiment voort te planten. De twee belangrijkste resultaten waren dat (i) de controle sterfte van Potamopyrgus antipodarum ruim hoger was dan 50%, waardoor geen effecten van opgelost lood konden worden bepaald, en dat in de serie met Physella acuta in sediment de controle een statistisch significant hogere groei van de slakjes liet zien dan in de serie met alleen water, en (ii) dat op basis van het drooggewicht van de Physella het er op lijkt dat alle geteste loodconcentraties een negatief effect hebben. Het was interessant dat er geen effect op overleving gevonden werd, maar wel op drooggewicht.

Klaarblijkelijk, is er geen directe mortaliteit maar grijpen opgeloste loodconcentraties eerst aan op andere

44 | Mogelijke risico’s van vislood in het aquatische milieu

processen in de slak. Om dit effect van opgeloste loodconcentraties zichtbaar te maken, moet er dus een bepaalde groei optreden. Daar de groei van de slakjes op de behandelingen met sediment hoger was dan in de behandelingen met alleen water, kon dit effect alleen in de sediment behandelingen waargenomen worden. De gepubliceerde studies naar de impact van opgelost lood zijn uitgevoerd met de poelslakken Lymnaea stagnalis en Lymnaea palustris en zijn allemaal uitgevoerd met gesynchroniseerde juvenielen van <24 uur oud die 28 of 56 dagen werden blootgesteld. De juvenielen zullen in veelvoud van de beginfase in gewicht en lengte toenemen, en als juveniel ook wellicht in een gevoeligere groeifase zijn dan adulte slakken. Het gebruik van sub-adulte slakken die maar relatief beperkt in lengte doorgroeien in 28 dagen, is waarschijnlijk niet optimaal geweest om mogelijke sub-lethale effecten van lood op waterslakken op te pikken.

3.4.3

Toekomstige ontwikkelingen voor risico’s van zware metalen in het aquatisch milieu afkomstig van sportvisserij

Met de waarschijnlijke komst van een algeheel EU verbod op gebruik van lood in sportvisserij binnen enkele jaren (https://echa.europa.eu/nl/-/lead-in-outdoor-shooting-and-fishing), kan verwacht worden dat alle betrokken instanties dit stricter zullen handhaven dan momenteel in veel regio’s gebeurd bij het afgeven van visvergunningen en organiseren van hengelsport evenementen. Ook kan verwacht worden dat een grotere verscheidenheid aan minder milieuschadelijke visgewichten de emissie van vislood beperkt. IJzer, steen, glas of beton als “Best Beschikbare Technieken” verminderen het gebruik en verlies van lood als Zeer Zorgwekkende Stof. In logboek rapportages van ongeveer 1.500 recreatieve hengelaars wordt aangegeven dat 96,4% in 2020 nog met lood vist. Een recente enquête uit maart 2021 onder 50.000 hengelsporters laat zien dat tot 45% van de ondervraagden in enkele vistrips loodvervangers gebruikt, maar 20% bij meer dan 10 vistrips loodvervangers gebruikt 14. Het is hierbij goed om te realiseren dat alternatieven voor lood op basis van zink en koper zelfs een veel groter risico kunnen vormen voor sommige aquatische organismen,28, 29 alhoewel vermindering van risico op ingestie van lood door watervogels, en loodcontact via huid door mensen wordt voorkomen.

Andere zware metalen zoals bismut/wolfraam (‘tungsten’) kunnen worden gebruikt, waar mogelijk nog minder over bekend is qua risico’s voor aquatisch milieu. Voor veel alternatieven voor loodtuig zal moeten gelden dat er eerst een verkenning wordt gedaan op mogelijke milieuschade, voordat geclaimd wordt dat elke loodvervanger beter is voor het milieu.

Rapport 388 | Wageningen, Wetenschapswinkel

| 45

46 | Mogelijke risico’s van vislood in het aquatische milieu

4

Conclusies

Concentraties van opgelost lood in het Nederlandse oppervlaktewater Concentraties van opgelost lood in 2021 zijn in 2.7% van de meetlocaties in het Nederlandse oppervlaktewater boven de wettelijke norm, in concentraties waarbij effecten op waterorganismen zijn aangetoond. Lood is aangemerkt als Zeer Zorgwekkende Stof (ZZS) maar komt vanuit verschillende bronnen terecht in Nederlands oppervlaktewateren, bijvoorbeeld via luchtvervuiling in regenwater, afspoeling vanuit stedelijk gebied, industriële processen, en (historisch) gebruik van lood in jacht en sportvisserij. De bijdrage van de verschillende bronnen aan loodconcentraties in water is meestal onbekend, en loodconcentraties kunnen zowel ruimtelijk als tijdelijk sterk verschillen. Opgelost lood bindt sterk aan in de waterkolom zwevende deeltjes. Het opgeloste lood komt verder in meerdere vormen voor afhankelijk van de eigenschappen van het water, zoals zuurtegraad en hardheid. Deze verschillende vormen van lood kunnen de giftigheid van opgelost lood sterk beïnvloeden, en daarmee het risico voor waterorganismen. Een belangrijk onderscheid wordt daarom ook gemaakt in de rapportage van loodconcentraties zonder filtratiestap (totaalgehalte inclusief lood gebonden aan zwevende deeltjes), en de loodconcentratie na filtratie, en tussen zoetwater en zoutwater.

Een evaluatie van gerapporteerde loodconcentraties sinds 2005 in meerdere Rijkswaterstaat zoetwaterlocaties geeft aan dat de gefilterde waterconcentratie van lood zelden hoger is dan de jaargemiddelde milieukwaliteitseis (JG-MKE) van 1,2 µg/L. De instroomconcentratie van lood in grote rivieren in Nederland zijn in de Rijn lager (alles <0,2 µg/L) dan die in de Maas (< 0,7 µg/L) en in de Schelde (< 1,2 µg/L). Via het waterkwaliteitsportaal zijn loodconcentraties van alle meetpunten in 2021 in Nederland geëvalueerd. In 28 van de 1033 locaties overschrijdt de gemiddelde loodconcentratie over het hele jaar de JG-MKE, en vormt dus een acuut milieurisico voor 2,7% van de locaties. De hoogst gemeten opgeloste loodconcentratie (na filtratie) is 12 µg/L, dus in alle meetpunten is de concentratie onder de wettelijk maximale milieukwaliteitseis (MAC-MKE) van 14 µg/L. De waterorganismen waar de laagste effectconcentraties voor zijn bepaald na langdurige blootstelling aan opgelost lood zijn waterslakken, waarbij de groei van juvenielen en productie van ei-pakket massa al bij 3 µg/L nadelig worden beïnvloed. Loodvervuiling is dus in een beperkt deel van Nederlandse zoetwaterlocaties een direct milieuprobleem voor de waterkwaliteit. Vislood als bron van opgelost lood.

De emissie van opgelost lood uit visloodjes tot boven de JG-MKE is experimenteel aangetoond in een experiment met vier 3 mm diameter splitloodjes in stilstaand water binnen 56 dagen, zowel in potten met alleen water als in potten waarin visloodjes op een sedimentoppervlak lagen. Deze getoetste loodkorrel dichtheid per m2 ligt echter nog ruim hoger ligt dan gerapporteerde loodhoeveelheden op vislocaties in andere landen. De loodemissie is gemeten in testsystemen met beluchting (worst case want zuurstofrijk water verhoogt corrosiesnelheid), zonder waterverversing (worst case want concentratie bouwt op), bij water met zuurgraad in het pH bereik van 7,5-8,7 (niet worst case want lager pH kan tot hoger emissie leiden), en fijnkorrelig sediment waar het vislood deels bovenuit bleef steken (deels worst case, want bij een sediment waar lood in wegzakt zou het lood in zuurstofloze omgeving waarschijnlijk vrijwel geen loodemissie naar bovenliggend water geven). De gemeten loodemissie was hoger bij toenemende aantal splitloodjes per pot, dus bij een groter oppervlak lood blootgesteld aan zuurstofrijk water. Een langere blootstellingsduur gaf ook een toenemende loodconcentratie, dus een continu loodemissie proces zonder snel evenwicht te bereiken in de stagnante systemen.

De emissie van opgelost lood uit vast splitlood, zonder de aanwezigheid van sediment, zorgt bij 4 splitloodjes in 1 liter water na 28 dagen voor concentraties van 8 µg/L (boven de JG-MKE van 1,2 µg/L), en na 56 dagen voor concentraties van 19 µg/L (boven de MAC-MKE van 14 µg/L). In stagnant water boven een laagje sediment, waar alle splitloodjes zeker voor helft van het oppervlak nog in contact staan met de waterkolom, zijn na 56 dagen de opgeloste concentraties meer dan een factor 2 lager dan in een waterkolom met evenveel splitlood zonder sediment. In alle replica’s met 20 splitloodjes per pot steeg de gefilterde waterconcentratie in 56 dagen tot 1,5-32 µg/L, allemaal ruim boven de JG-MKE. In de testsystemen met sediment is de aan sediment gebonden fractie de belangrijkst finale sink van de emissie – 100 keer meer dan Rapport 388 | Wageningen, Wetenschapswinkel

| 47

de hoeveelheid lood in het water boven het sediment. De laagst geteste looddichtheid van 4 splitloodjes per pot komt overeen met 509 splitloodjes/m2. Deze looddichtheid ligt ruim boven de verwachte dichtheid van loodobjecten aan het sedimentoppervlak op vislocaties met een maximum van 105 visloodjes/m2 nabij een visplatform in Groot-Brittannië. Risico van loodemissie uit vislood voor waterslakken De waterslaksoort Puntige blaashoorn (Physella acuta) vertoonde in het blootstellingsexperiment een snellere groei van subadulte individuen in controles (zonder lood) met sediment dan in controle (zonder lood) met alleen water. Het huidige experiment kon geen eenduidige toxiciteit afkomstig vanuit vislood aantonen op groei van subadulte waterslakjes. Na de eerste periode van 4 weken van de emissie-studie zijn aan alle testsystemen waterslakjes van 2 soorten toegevoegd, om effecten van lood op groei te bepalen na 4 weken blootstelling. De controle overleving voor de modderslak Potamopyrgus antipodarum was echter onvoldoende om een effect van lood op deze slakkensoort te bepalen. De controle overleving voor de slak Puntige blaashoorn (Physella acuta), en ook overleving in behandelingen met verschillende hoeveelheden vislood, was in beide testseries boven de 90% na 28 dagen.

Voor de serie met slakken blootgesteld in alleen water, is er geen effect van het uit vislood vrijgekomen opgeloste lood waarneembaar, op basis van gemeten groei bij gefilterde waterconcentraties van 8-150 µg/L, terwijl literatuur een beperking van groei aantoonde van juvenielen van de waterslak Lymnaea stagnalis bij 3 µg/L. Voor de series met slakken blootgesteld in aanwezigheid van sediment, is groei op basis van gewicht significant lager in de blootstellingen met 4 en 20 loodjes per pot dan in de controle, maar niet bij 100 loodjes per pot met sediment. Zowel de gemiddeld groei in lengte als drooggewicht aan het eind van de 28 dagen blootstelling was een factor 2 hoger voor slakken in de controles met sediment dan in controles met alleen water. De aanwezigheid van sediment lijkt het effect van opgelost lood op groei van de slakken uit te vergroten, omdat de controleslakjes zich sneller ontwikkelen. In test systemen met en zonder sediment leek reproductie niet beïnvloedt door aanwezigheid van hoge dichtheden van splitlood, maar dit is op basis van de beperkte kwalitatieve waarnemingen van ei-pakketten en juvenielen niet mogelijk om verder statistisch uit te werken. Risico van vislood voor aquatische ecosystemen Het effect van deze opgeloste loodconcentraties lijkt vooral zichtbaar bij waterslakken die zich snel ontwikkelen qua groei van Physella acuta.

Dit komt overeen met eerdere toxiciteitsstudies met juvenielen van de poelslak Lymnaea stagnalis blootgesteld aan opgelost lood, die effectconcentraties van 1-10 µg/L voor groei aangeven. De aangetoonde verstoring van de groei van waterslakken door emissie van opgelost lood uit vislood kan een effect hebben op ontwikkelingen op populatieniveau, als deze emissies leiden tot constante verhoogde waterconcentraties. Gezien de ecologische rol van waterslakken in bijvoorbeeld begrazing van waterplanten, en voedselbron voor andere waterdieren, kan dit de ecologisch conditie van het aquatische ecosysteem nadelig beïnvloeden. Er zijn echter geen lagere looddichtheden getest dan 4 loodjes per liter aquatisch testsysteem, en het is nog niet duidelijk in welke mate deze looddichtheid en testcondities representatief zijn voor typische vislocaties in Nederland. Met de waarschijnlijke komst van een algeheel EU verbod op gebruik van lood in sportvisserij binnen enkele jaren kan verwacht worden dat alle betrokken instanties dit zullen handhaven bij het afgeven van visvergunningen en organiseren van hengelsport evenementen. De aanwezigheid van vast lood in Nederlandse watersystemen zal dan in ieder geval niet meer toenemen.

Hoewel de anoxische condities in sediment de emissie vanuit vislood in dat compartiment sterk reduceren, is het risico van de aanwezigheid van een hoge dichtheid aan loodobjecten in sediment voor organismen levend in sediment nog niet onderzocht. Tevens kan achtergebleven loodobjecten in zoetwatersystemen via mogelijke ingestie door verschillende waterdieren een langdurig milieurisico blijven vormen.

48 | Mogelijke risico’s van vislood in het aquatische milieu

Referenties 1. Lloret, J.; Garrote, A.; Balasch, N.; Font, T., Estimating recreational fishing tackle loss in Mediterranean coastal areas: Potential impacts on wildlife. Aquatic Ecosystem Health & Management 2014, 17, (2), 179-185. 2. Grade, T.; Campbell, P.; Cooley, T.; Kneeland, M.; Leslie, E.; MacDonald, B.; Melotti, J.; Okoniewski, J.; Parmley, E. J.; Perry, C.; Vogel, H.; Pokras, M., Lead poisoning from ingestion of fishing gear: A review. Ambio 2019, 48, (9), 1023-1038. 3. NAS National Academies of Sciences Engineering and Medicine. Investigative Strategies for Lead-Source Attribution at Superfund Sites Associated with Mining Activities, Investigative Strategies for Lead-Source Attribution at Superfund Sites Associated with Mining Activities. Chapter 3, Environmental Dispersal of Lead; 2017. 4. RIVM Stofgegevens Lood. https://rvszoeksysteem.rivm.nl/stof/detail/877. 5. Overheid Regeling - Besluit kwaliteitseisen en monitoring water 2009 - BWBR0027061. https://wetten.overheid.nl/BWBR0027061/2017-01-01#BijlageI. 6. Overheid Regeling - Drinkwaterbesluit - BWBR0030111. https://wetten.overheid.nl/BWBR0030111/201807-01#Opschrift. 7. UNEP/AEWA Literature review: effects of the use of lead fishing weights on waterbirds and wetlands; AEWA/MOP Inf. 5.2; 2011. 8. ECHA ANNEX to the ANNEX XV RESTRICTION REPORT-Lead in outdoor shooting and fishing; 2021. 9.

CBS, P., RIVM, WUR Belasting van het oppervlaktewater door consumenten, 1990-2017 (indicator 0139, versie 20, 1 oktober 2019). https://www.clo.nl/indicatoren/nl013920-belasting-oppervlaktewater-enemissies-naar-water-door-huishoudens. 10. RIONED, S. S. Database kwaliteit afstromend hemelwater; ISBN/EAN 978.90.5773.884.5; 2020. 11. CBS, P., RIVM, WUR Zware metalen in zoet oppervlaktewater, 1985-2001 (indicator 0250, versie 05, 14 september 2004). (https://www.clo.nl/indicatoren/nl025005-zware-metalen-in-zoet-oppervlaktewater) 12. Klein, J.; Vink, J. Emissie van lood naar de Nederlandse zoete en zoute wateren door verlies van vislood in de sportvisserij; 2013. 13. Deltares Emissie van lood door de sportvisserij in zoete en zoute wateren.; 2015. 14. CVO Loodverlies en het gebruik van loodvervangers in de sportvisserij: Analyses van de 2018-2019 en 2020-2021 Logboek Survey en de 2017-2021 Screening Surveys; CVO rapport: 21.025; 2021. 15. Duerr, A. E. Abundance of lost and discarded fishing tackle and implications for waterbird populations in the United States. Univ. of Arizona., Tucson, AZ, USA, 1999. 16. Binkowski, Ł. J., The influence of environmental conditions on lead transfer from spent gunshot to sediments and water: Other routes for Pb poisoning. Chemosphere 2017, 187, 330-337. 17. Jacks, G.; Bystrom, M.; Johansson, L., Lead Emissions from Lost Fishing Sinkers.

Boreal Environment Research 2001, 6, (3), 231-236. 18. Wang, Z.; Meador, J. P.; Leung, K. M. Y., Metal toxicity to freshwater organisms as a function of pH: A meta-analysis. Chemosphere 2016, 144, 1544-1552. 19. Xin, Z.; Wenchao, Z.; Zhenguang, Y.; Yiguo, H.; Zhengtao, L.; Xianliang, Y.; Xiaonan, W.; Tingting, L.; Liming, Z., Species sensitivity analysis of heavy metals to freshwater organisms. Ecotoxicology 2015, 24, (7-8), 1621-1631. 20. Mager, E. M.; Esbaugh, A. J.; Brix, K. V.; Ryan, A. C.; Grosell, M., Influences of water chemistry on the acute toxicity of lead to Pimephales promelas and Ceriodaphnia dubia. Comparative Biochemistry and Physiology - C Toxicology and Pharmacology 2011, 153, (1), 82-90. 21. Mager, E. M.; Brix, K. V.; Gerdes, R. M.; Ryan, A. C.; Grosell, M., Effects of water chemistry on the chronic toxicity of lead to the cladoceran, Ceriodaphnia dubia. Ecotoxicology and Environmental Safety 2011, 74, (3), 238-243. 22. Grosell, M.; Gerdes, R.; Brix, K., Chronic toxicity of lead to three freshwater invertebrates-Brachionus calyciflorus, Chironomus tentans, and Lymnaea stagnalis. Environ. Toxicol. Chem. 2006, 25, 97-104. 23. Stouthart, A. J. H. X.; Spanings, F. A. T.; Lock, R. A. C.; Wendelaar-Bonga, S. E., Effects of low water pH on lead toxicity to early life stages of the common carp (Cyprinus carpio). Aquat. Toxicol. 1994, 30, (1), 137-151.

Rapport 388 | Wageningen, Wetenschapswinkel

| 49

24. Munley, K. M.; Brix, K. V.; Panlilio, J.; Deforest, D. K.; Grosell, M., Growth inhibition in early life-stage tests predicts full life-cycle toxicity effects of lead in the freshwater pulmonate snail, Lymnaea stagnalis. Aquatic Toxicology 2013, 128–129, 60– 66. 25. Wang, N.; Ingersoll, C. G.; Ivey, C. D.; Hardesty, D. K.; May, T. W.; Augspurger, T.; Roberts, A. D.; Van Genderen, E.; Barnhart, C., Sensitivity of early life stages of freshwater mussels (Unionidae) to acute and chronic toxicity of lead, cadmium, and zinc in water. Environmental Toxicology and Chemistry 2010, 29, (9), 2053–2063. 26. Brix, K. V.; Esbaugh, A. J.; Munley, K. M.; Grosell, M., Investigations into the mechanism of lead toxicity to the freshwater pulmonate snail, Lymnaea stagnalis. Aquatic Toxicology 2012, 106–107, 147–156. 27. ECHA ANNEX XV Restriction report Proposal for a restriction - Lead; 2021. 28. Fäth, J.; Göttlein, A., Assessing the leaching behavior of different gunshot materials in natural spring waters. Environmental Sciences Europe 2019, 31, (1). 29. Fäth, J.; Feiner, M.; Beggel, S.; Geist, J.; Göttlein, A., Leaching behavior and ecotoxicological effects of different game shot materials in freshwater. Knowledge & Management of Aquatic Ecosystems 2018, 419, 24. 30. Kanstrup, N.; Fox, A. D.; Skovbjerg Balsby, T.

J., Toxic lead gunshot persists accessible to waterbirds after a 33-year ban on their use. Science of The Total Environment 2020, 714.

50 | Mogelijke risico’s van vislood in het aquatische milieu

Bijlage 1

Kamerstuk 33 118, Nr 41, vraag 77

«Vraag 77 Bij het stellen van de regels is waar mogelijk volstaan met het stellen van algemene rijksregels. Voor de potentieel minst bezwaarlijke lozingen is alleen gekozen voor de specifieke zorgplicht. Voor het aanwijzen van vergunningplichten is uitgegaan van de systematiek «algemene regels, tenzij». Hierdoor is het gedogen beëindigd van lozingen die niet vanuit uitstroomvoorzieningen plaatsvinden, zoals het gebruik van vislood of het schoonmaken van pleziervaartuigen in het water.» Betekent dit concreet dat de eigenaar van een pleziervaartuig nu verplicht een vergunning moet aanvragen voor het schoonmaken van dit vaartuig in het water waar het ligt of vaart? Hoe ziet een dergelijke vergunning er uit en in welke gevallen moet de eigenaar deze aanvragen? Antwoord 77 Voor het afvalwater van het schoonmaken van het dek van een pleziervaartuig in een oppervlaktewaterlichaam in beheer bij het Rijk geldt de specifieke zorgplicht uit artikel 6.5, of die uit artikel 7.5 als het de Noordzee betreft. Er geldt geen vergunningplicht, want deze lozing vindt niet plaats via een uitstroomvoorziening. Net als het gebruiken van vislood is het schoonmaken van het dek van pleziervaartuigen in oppervlaktewater een voorbeeld van een lozing die in het huidige recht vergunningplichtig is, maar waarvan in de praktijk wordt gedoogd dat er geen vergunningen voor worden aangevraagd.

Aan deze gedoogsituatie maakt het kabinet een einde, doordat straks een specifieke zorgplicht geldt. Uit de specifieke zorgplicht volgt dat bij het schoonmaken van het dek van een pleziervaartuig in het oppervlaktewater onder meer alle passende preventieve maatregelen getroffen worden. Dat betekent bijvoorbeeld dat degene die deze activiteit verricht moet kiezen voor het gebruik van schoonmaakmiddelen die geen of zo weinig mogelijk schadelijke gevolgen voor het watermilieu hebben.»

Rapport 388 | Wageningen, Wetenschapswinkel

| 51

52 | Mogelijke risico’s van vislood in het aquatische milieu

Wageningen University & Research

De missie van Wageningen University & Research is ‘To explore the potential of

Wetenschapswinkel

nature to improve the quality of life’. Binnen Wageningen University & Research

Postbus 9101

bundelen Wageningen University en gespecialiseerde onderzoeksinstituten van

6700 HB Wageningen

Stichting Wageningen Research hun krachten om bij te dragen aan de oplossing

T 0317 48 39 08

van belangrijke vragen in het domein van gezonde voeding en leefomgeving.

E wetenschapswinkel@wur.nl

Met ongeveer 30 vestigingen, 7.200 medewerkers (6.400 fte) en 13.200 studenten

wur.nl/wetenschapswinkel

en ruim 150.000 Leven Lang Leren-deelnemers behoort Wageningen University & Research wereldwijd tot de aansprekende kennisinstellingen binnen haar domein. De integrale benadering van de vraagstukken en de samenwerking tussen verschillende disciplines vormen het hart van de unieke Wageningen aanpak.