E.67d WUR onderzoek vislood

Het afleiden van een HC10 kan met redelijke zekerheid worden gesteld als er data voor voldoende soorten beschikbaar zijn, terwijl het afleiden van een concentratie waarbij 1% van de soorten effect kan hebben (‘HC1’) een grote onzekerheidsmarge zal hebben. Over het algemeen wordt er dus een concentratie bepaald waarvan kan worden aangenomen dat er bijvoorbeeld meer dan 90% van alle (gevoelige) standaard soorten minder dan 50% (LC50 - acuut) of geen (NOEC – chronisch) effect zal laten zien. Omdat de acute effect data uitgaan van 50% effect, en om ook de gevoeligste soorten bescherming te Rapport 388 | Wageningen, Wetenschapswinkel

| 27

bieden, wordt er vrijwel altijd nog een extra veiligheidsfactor (bijvoorbeeld 10x lager) toegepast om een beleidsnorm uit af te leiden uit de SSD.

Figuur 2.7

Acute effectconcentraties van opgelost lood voor verschillende soorten waterorganismen, geclusterd per pH van het

test medium (uit: Wang, Meador et al. 2009)18, en afgeleide HC10 waardes. De x-as geeft de logaritmische concentratie in µg/L. Y-as geeft de cumulatieve fractie van soorten weer ten opzichte van het totale aantal soorten per dataset.

Figuur 2.8

Acute effectconcentraties van opgelost lood voor verschillende types waterorganismen: watervlooien (blauwe

driehoek), andere invertebraten (rode cirkel), en vissen (groen vierkant) (uit: Xin et al. 2015)19. De x-as geeft de logaritmische concentratie in µg/L. Y-as geeft de cumulatieve fractie van soorten weer ten opzichte van het totale aantal soorten per dataset.

Wanneer de acute lood effectdata opgesplitst worden in drie taxonomische groepen 19, blijkt er een brede spreiding te zijn tussen verschillende soorten organismen, zoals weergegeven in Figuur 2.8. Er is bijvoorbeeld meer dan een factor 1000 tussen de effect concentraties bij verschillende vissen (groene vierkanten). Er is echter geen significant verschil in de HC5 van de SSD distributies, waar dus de gevoeligste soorten worden vergeleken, tussen evertebraten (12.1 µg/L) en vissen (10 µg/L), en vissen en watervlooien. Figuur 2.9 illustreert de invloed van zwevend materiaal in de waterfase op de biobeschikbaarheid van lood (welke afneemt bij hoger DOC/L, omdat een groot deel van het opgeloste lood zich bind aan de DOC deeltjes) 20. De linker grafiek toont sterfte van vislarven (96-h LC50, regenboogforel, zwarte stippen) en watervlo Ceriodaphnia dubia (48h- LC50, open cirkels), de rechtergrafiek effect op reproductie van de watervlo 21.

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

Figuur 2.9

(links) Acute effectconcentraties van opgelost lood onder invloed van opgelost organisch materiaal (DOC) voor sterfte

van watervlo (open cirkel) en vislarven (zwarte stip) (Mager et al 2011a)20, en (rechts) chronische effectconcentraties voor reproductie van watervlo met verschillende DOC materialen (Mager et al 2011b)21. De x-as geeft de concentratie DOC in µmol koolstof per L.

2.5.3

Lange termijn effectconcentraties (chronisch)

Een overzicht van effect concentraties uit lange-termijnstudies met verschillende soorten aquatische organismen, waarbij effecten op bijvoorbeeld groei en reproductie zijn meegenomen, is weergegeven in Figuur 2.10, overgenomen uit Grosell et al. (2006) 22. Voor de chronische effect eindpunten wordt vaak de ‘No-observed effect concentration’ (NOEC) gebruikt, dus de hoogste test concentratie waarbij het effect niet significant afwijkt van de controle groep, of de ‘Lowest observable effect concentration’ (LOEC: laagste testconcentratie die significant afwijkt van de controle). Deze chronische effect concentraties zijn over het algemeen gevoeliger dan de acute effectconcentraties. De linker plot in Figuur 2.10 geeft de chronische SSD weer voor lood effecten op aquatische organismen. De gevoeligste soorten zijn twee types poelslak (Lymnaea palustris en Lymnaea stagnalis), beide met een NOEC van 12 µg/L voor groei na 28 dagen, gevolgd door de LOEC van juveniele karper (embryo en larvale fase Cyprinus carpio, getest bij pH 5.6 in 23). Figuur 2.10 laat ook de concentratie-effect curve zien voor L. stagnalis in twee studies. De gevoeligheid van de poelslak is in latere studies bevestigd in een langdurige blootstellingsstudie van 56 dagen, startend als <24 uur oude juvenielen met eimassa gevormd na 32 dagen als toxiciteitsmeting 24.

Hierin was de NOEC 1,0 µg/L voor zowel groei (plot rechtsonder in Figuur 2.10) en eimassa, met duidelijke afname vanaf 3 µg/L. De zoetwatermossel (Lampsilis siliquoidea) blijkt even gevoelig als de slakken, met na 28d blootstelling een NOEC van 6,2 µg/L op basis van groei van de schelp, en een LOEC van 17 µg/L 25, en vrijwel volledige sterfte bij 36 µg/L. Omdat de chronische effect data gebaseerd is op NOEC of LOEC, wordt er vaak een lagere veiligheidsfactor toegepast op de HC5 of HC10 van een chronische SSD in vergelijking met de HC5 of HC10 van een acute effect data SSD. De grote hoeveelheid aan effectstudies voor waterdieren blootgesteld aan opgelost lood heeft geleid tot een eenduidig beeld over acceptabele normconcentraties als milieukwaliteitseis. De gevoeligste waterdieren zijn waterslakken, met sterke remming van groei bij concentraties >3 µg/L. Dit zou deels kunnen komen door verminderde opname van calcium door aanwezigheid van lood, wat mogelijk de groei van de schelp beperkt, maar er kunnen ook andere processen aan de waargenomen groeiremming bijdragen, zoals afname van voedselinname 26.

Rapport 388 | Wageningen, Wetenschapswinkel

| 29

s s

v

v

v v v

v k

v v r

k i

v

a a a

a

B

Figuur 2.10 (links) Concentraties van opgelost lood voor verschillende waterorganismen waarbij nog net geen significant negatief effect werd waargenomen, of de laagste concentratie waar wel effect werd waargenomen, gerangschikt op de y-as van gevoeligste tot minst gevoelige soorten (s=slak, v=vis, k=kreeftachtige, r = rotifeer, i=insect, a=alg). (Grosell et al. 2006). De x-as geeft de logaritmische concentratie in µg/L). (rechtsboven, met A) afname in natgewicht van Lymnaea stagnalis na 30d bij verschillende lood concentraties uit Grosell et al. 2006. (rechtsonder, met B) afname in natgewicht van Lymnaea stagnalis na 56d bij verschillende lood concentraties uit Grosell et al. 2013.

De European Chemical Agency (ECHA) heeft in maart 2021 een gedetailleerd rapport gepubliceerd over de lood-problematiek als onderbouwing van de optie om loodgebruik in jacht en visserij te beperken 27. Het rapport gaat in op productie en gebruik van lood, het chemische gedrag van lood in het milieu, milieueffecten op terrestrische en aquatische systemen waar veel aandacht aan vogels gegeven wordt en er wordt gekeken naar haalbare alternatieven. Er worden “predicted no effect concentration” (PNEC) waarden gegeven voor zoet en marine water en sediment. De waarden zijn gestandaardiseerd op opgeloste Pb concentraties en toegespitst op realistische Europese ecoregios. Deze waarden kunnen worden gebruikt in een risico beoordeling van lood wanneer de concentraties in water of sediment beschikbaar zijn.

2.5.4

Samenvattende Europese evaluatie van lood effectconcentraties

Er wordt in het ECHA-rapport 8 gesteld dat de voornaamste milieurisico’s van lood voorkomen uit inname van loodkorrels door watervogels, waar lood snel oplost in het zure milieu van de maag, en ook kans op inname door kinderen en blootstelling bij mensen (zelf fabriceren van vislood, handcontact met vislood). Bij het risico voor het aquatisch milieu door het oplossen van lood uit vislood, wordt geconcludeerd dat dit sterk gekoppeld is aan lage pH, hoge stroomsnelheid, en lage waterhardheid (<25 mg/L CaCO3), en dat dit voor enkele specifieke ecosystemen een reden is geweest tot verbod van het gebruik van vislood, zoals in snelstromende zalmrivieren in Zweden. Voor langzaam stromend water, waar vislood kan wegzakken in anaerobe sediment, wordt gesteld dat het risico voor watervervuiling verwaarloosbaar tot laag is. In het Registratie Dossier voor lood op de ECHA website is veel informatie verzameld over de ecotoxiciteitsgegevens van lood. Voor acute effecten zijn onder verschillende condities PNECs afgeleid1. Bij lage hardheid zijn de laagste 50% effect concentraties: 26 µg/L voor evertebraten (48h LC50 Ceriodaphnia), 20,5 µg/L voor de groene alg P. subcapitata, 127 µg/L voor de vis O. mykiss. Bij hoge hardheid ligt de 50% effect concentraties over het algemeen veel hoger: 3100 µg/L (48h LC50 Ceriodaphnia) en 1400 µg /L (O.mykiss).

1

Acute data opgenomen in ECHA registratie dossier: 51 data punten voor 3 vissoorten, 47 data punten voor 2 evertebraten (Daphnia magna en Ceriodaphnia sp.), 17 data punten voor 3 soorten algen, en enkele data voor 1 waterplant (Lemna).

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

Voor chronische effecten zijn Species Sensitivity Distribution (SSD) opgesteld2. Als concentraties waren gerapporteerd op totaalgehalte Pb in water, is dat omgezet naar vrij-opgeloste concentratie Pb. De concentratie waar 5% van de organismen een lagere NOEC heeft, is bepaald voor EU-scenario’s specifieke HC5,50% range tussen 4.0 en 19.4 µg Pb/L. Voor ecoregio scenario’s met de laagste pH condities (hoogste risico bij pH 6.2) ligt de HC5 tussen 3,4 en 5 µg Pb/L. De afleiding van de PNEC hieruit wordt voorgesteld met een veiligheidsfactor 1-5. Dit komt overeen met de JG-MKE van 1,2 µg Pb/L. Er is gesteld dat vergelijking tussen de labstudies en veldstudies eenzelfde beeld schetsen dat deze PNEC-afleiding voldoende veiligheid biedt. De poelslak L. stagnalis in veldpopulaties blijkt niet gevoeliger dan die in lab-studies. Voor sediment effectanalyse zijn ook data verzameld, 7 chronische NOECs voor 7 soorten waterdieren (Tubifex, Ephoron virgo, Hyalella azteca, Gammarus pulex, Lumbriculus variegatus, Hexagenia limbata en Chironomus tentans). De chronische NOEC voor zoetwater sediment-bewonende organis-men ligt tussen 573-3390 mg Pb/kg dw, de HC5 is bepaald op 559 mg Pb/kg dw. De afleiding van de PNEC hieruit wordt voorgesteld met een veiligheidsfactor van 3, dus sediment PNEC 186 mg Pb/kg dw.

2.5.5

Vislood

Over effectstudies met waterorganismen in een experimenteel systeem met blootstelling aan lood in vaste vorm is slechts zeer zelden gepubliceerd in wetenschappelijke literatuur. Fäth 28 et al. (2018, 2019)28, 29 bestudeerde de uitloging van metalen van twee conventionele loodhagel types, en zes lood-alternatieven voor ammunitie (grootte No 2 of 3, ofwel 0,24 en 0,2 g, resp.), gemaakt op basis van bismuth, koper, staal, tungsten of zink, en loodhagel met een gegalvaniseerde coating, en voerde aanvullend hierop acute (48 uur) blootstellingsstudies met Daphnia magna. Twee korrels per 100 mL oplossing werden 1, 8, 15, en 22 dagen gehouden in belucht standaard testmedium voor D. magna (250 mg/L hardheid, pH 7,4). 48 h immobilisatie van D. magna met Pb ligt echter op 17 µmol/L, ofwel 3,5 mg/L (Molaire masse Pb = 207,2). De hoogste loodconcentratie 2,35 µmol/L, ofwel 486 µg/L was al na 1 dag in het test medium gemeten, en werd niet hoger bij langere blootstelling. Aangezien deze opgeloste loodconcentratie ruim onder de EC50 ligt, werd geen toxiciteit werd waargenomen op D. magna 29. In belucht bronwater met lagere pH van 6,5) werd een hoger loodemissie gemeten, met een verhoogde emissie bij langere blootstelling, tot 10,3 µmol/L, ofwel 2,1 mg/L28.

Zoals besproken in voorgaande paragrafen van Hoofdstuk 2.5 liggen deze emissie concentraties aanmerkelijk hoger dan de acute EC50 van andere waterorganismen, chronische eindpunten, en de chronische HC5 waardes opgesteld in het ECHA Annex XV dossier. Daarbij moet worden opgemerkt dat deze metingen dus ook het resultaat zijn van een loodgehalte van 4,8 g vast lood per liter water. Alternatieven voor loodhagel op basis van koper en zink gaven in een vergelijkbaar korreldichtheid per liter water wel een effect op D. magna.

2.6

Kerninzichten waaruit experimentele opzet is afgeleid

Lood kan in verschillende vormen in het water aanwezig kan zijn. Sommige vormen zijn biologisch niet beschikbaar voor opname in weefsel. Vooral de vorm Pb2+ wordt makkelijk opgenomen uit het water, maar deze vorm is met name dominant bij pH < 7, en bij lagere hardheid. Aangezien Pb2+ sterk bindt aan zwevend organisch materiaal, kan het gehalte zwevende stof sterke invloed hebben op de beschikbare Pb2+ concentratie. In de normstelling op EU niveau wordt daarom de laagste geaccepteerde milieuconcentratie (PNEC) bepaald per Europese ‘ecoregios’ (realistische combinaties pH, hardheid, temperatuur). In Nederland wordt de jaargemiddelde milieukwaliteitseis (JG-MKE) voor opgeloste lood concentratie (bv. na filtratie over 45 µm) aangehouden van 1,2 µg/L voor zoetwater, en de maximaal aanvaarde concentratie van 14 µg/L. Voor de totale waterconcentratie staat in het RIVM-dossier geen milieukwaliteitseis, maar een streefwaarde van 5,3 µg/L. Gemeten concentraties van lood in water zijn in de afgelopen 15 jaar slechts sporadisch hoger dan de JG-MKE, voor rijkwaterstaat locaties en kleinere waterstromen bemonsterd door 18 Waterschappen.

2

Chronische effectdata opgenomen in ECHA registratie dossier: in totaal 180 NOEC/EC10 waardes, verzameld voor 27 verschillende aquatische organismen: 3 algen, 1 plant, 2 rotiferen, 3 insecten, 3 mollusken (slakjes Lymnaea stagnalis; Lymnaea palustris; mossel Lampsilis silliquoidea), 5 crustacea, 10 vissoorten.

Rapport 388 | Wageningen, Wetenschapswinkel

| 31

De deelvraag die we willen uitzoeken is dus of welke hoeveelheid vislood in een versimpeld experimenteel testsysteem leidt tot opgeloste loodconcentraties boven de JG-MKE. Sedimentconcentraties bepaald voor rijkwaterstaat locaties variëren rond de voor Nederland gestelde achtergrondconcentratie van 74 mg/kg, maar zijn in meerdere metingen, bijvoorbeeld in het Markermeer, aanzienlijk lager (3-10 mg/kg). Vislood op drukbezochte visplaatsen in Engeland bleek in de orde te zijn van 6-105 loodobjecten/m2, terwijl metingen met behulp van metaaldetector in de VS niet hoger werden gemeten dan 0,47 loodobjecten/m2. Het meten van vislood op vislocaties bleek niet eenvoudig, tijdrovend, locatieafhankelijk, en detecteerde alleen lood in gewichtsklasse >0,4 g. Uit de reeds gerapporteerde loodbepalingen op diverse types vislocaties, en de inschatting van beschikbare tijd voor het gestelde project, is de afweging gemaakt dat bepalingen van loodobjecten op een of meerdere Nederlandse locaties waar veel wordt gevist in dit onderzoek niet zal worden uitgevoerd. Aangezien er is nog vrijwel niets bekend is over hoeveel loodobjecten kunnen worden aangetroffen in gebaggerd sediment, wordt wel geconcludeerd dat dit relevant is voor mogelijk extra onderzoek in het geval van geplande werkzaamheden op bekende drukbezochte vislocaties.

In slechts één studie die uit het literatuuronderzoek naar voren komt zijn er gecontrolleerde metingen gedaan aan loodemissie vanuit loodkorrels in systemen met een laag sediment. In deze versimpelde corrosie studies, met 3 mm  loodkorrels in een dichtheid van 4 loodjes per pot van 0.5 liter, werden opgeloste loodconcentraties gemeten die ruim boven de JG-MKE lagen, en dus ook boven de NOEC van gevoelige waterdieren. Bij de lage pH 4 waren concentraties het hoogste, maar ook bij pH 7 bleken na 30 dagen loodconcentraties te zijn gevormd die ruim hoger lagen dan de JG-MKE, zelfs in de aanwezigheid van een laagje fijn sediment. Het blijkt echter onduidelijk of de gemeten loodconcentratie in de studie van Binkowski (2017) een artefact is van loodverontreiniging in het gebruikte sediment, of dat het daadwerkelijk via corrosie vrijkomt uit de loodkorrels. Ondanks dat de looddichtheid van 4 loodkorrels per pot van 1L ‘onrealistisch’ hoog lijkt (500 loodobjecten/m2), vormt dit een mogelijk milieurisico voor aquatische organismen. Er is gesteld dat dit blootstellingsscenario met loodkorrels als startpunt wordt genomen voor een toxiciteitsstudie.

Waterslakken en een andere mossel (Lampsilis silliquoidea) blijken de gevoeligste waterorganismen in chronische blootstellingsstudies met opgelost lood (28 dagen of meer), met concentraties tussen de 10-50 µg/L waarbij duidelijk effecten kunnen worden verwacht. Er zijn op WUR verschillende aquatische testorganismen beschikbaar, maar gezien de beschikbare tijd en budget ligt het voor de hand om de meest gevoelige soort te gebruiken in een toxiciteitsstudie. Experimenten met vissen worden ethisch gezien vermeden. Er kunnen slakjes uit nabij gelegen waterlichamen en aquariumkweken worden verzameld om een soort te bestuderen die relevant is voor Nederlands oppervlaktewater, en die in contact staat met de waterbodem, zoals de modderslak Potamopyrgus antipodarum en de snel-voortplantende slak puntige blaashoorn (Physella acuta).

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

3

Experimentele toxiciteitsstudie van waterslakken blootgesteld aan vislood

3.1

Introductie

Lood is door het RIVM in 2013 aangemerkt als zeer zorgwekkende stof (ZZS), en opgenomen in de Richtlijn prioritaire stoffen uit de 2013 Europese Kaderrichtlijn Water (KRW). In Nederland wordt de jaargemiddelde milieukwaliteitseis (JG-MKE) voor opgeloste lood concentratie (bv. na filtratie over 45 µm) aangehouden van 1,2 µg/L voor zoetwater, en de maximaal aanvaarde concentratie van 14 µg/L. Waterslakken blijken zeer gevoelig te zijn voor lood bij langdurige blootstellingsstudies. Voor de waterslakken (Lymnaea palustris en Lymnaea stagnalis), startend als <24 uur oude juvenielen, was zowel groei en ei-massa sterk afgenomen bij 3 µg/L en hoger 24. Zowel voor Rijkwaterstaat locaties en kleinere waterstromen bemonsterd door 18 Waterschappen zijn gemeten concentraties van lood in zoetwater in de afgelopen 15 jaar slechts sporadisch hoger dan de JG-MKE (zie Tabel 2.4 in sectie 2.4.1). Door verlies van vislood bij sportvisserij, komt er jaarlijks in Nederland duizenden kilo’s lood terecht in het aquatische milieu.

Schattingen van lood dat vanuit de sportvisserij jaarlijks in het zoetwater in Nederland terechtkomt variëren, van 54.000 kg per jaar (2015 rapportage 13 geschat uit een enquête door Sportvisserij Nederland, onder circa 1000 respondenten), 28.000 kg per jaar (2010 rapportage 12 geschat uit verkoopcijfers van vislood uit 1993), tot 8.500 kg per jaar (2021 rapportage van Centrum voor Visserijonderzoek (CVO) 14, geschat uit enquêtes over loodverlies en het gebruik van loodvervangers in de sportvisserij). Hoewel er in Nederland convenanten gesloten zijn om het gebruik van vislood uit te faseren is de bijbehorende termijn waarop dit moet gebeuren erg lang. Voor aquatische organismen is het de opgeloste vorm van lood die het risico bepaald. Het is onduidelijk in welke mate vast vislood, naast andere bronnen van loodverontreinigingen zoals luchtvervuiling en afspoeling van dakbedekking afgewerkt met lood, een direct of indirect milieurisico vormt voor aquatische ecosystemen. Voor de oplossing van lood in zoet water wordt een corrosiesnelheid van 13,0 mg/cm2/jr aangehouden 12, en een percentage lood wat wegzakt in anaeroob sediment, waarbij gesteld wordt dat vislood in anaeroob sediment geen emissie via oxidatie meer geeft.

Over het algemeen wordt geschat dat slechts een paar procent van het vaste lood per jaar oplost, en emissie vanuit loodobjecten aanwezig in het aquatisch milieu kan dus decennia blijven doorgaan. Deze totaalemissie wordt in de rapportages uitgedrukt in kg loodemissie per jaar, maar geeft geen duidelijk inzicht in het risico van de vrijkomende opgeloste loodconcentratie in het zoetwater op bijvoorbeeld drukbezochte vislocaties. In slechts één studie die uit het literatuuronderzoek naar voren kwam zijn er gecontroleerde metingen gedaan aan loodemissie vanuit loodkorrels in testsystemen met een laagje sediment 16. In deze versimpelde corrosie studies, met 3 mm  loodkorrels in een dichtheid van 4 loodjes per pot van 0.5 liter stilstaand water, werden opgeloste loodconcentraties gemeten die ruim boven de JG-MKE lagen, en ook boven de minimale effectconcentratie van gevoelige waterdieren zoals waterslakjes. De looddichtheid van 4 loodkorrels per pot van 0.5L (500 loodobjecten/m2), is hoger dan metingen van losgeraakt vislood op drukbezochte visplaatsen in Engeland, die in de orde liggen van 6-105 loodobjecten/m2 (citaties in 15). Het is ook onduidelijk in welke mate de gemeten loodconcentratie in de studie van Binkowski (2017) een artefact is van loodverontreiniging in het gebruikte sediment, of dat het daadwerkelijk via corrosie vrijkomt uit de loodkorrels.

Dit blootstellingsscenario met loodkorrels in testsystemen met water en sediment, is als startpunt genomen voor een nieuwe studie naar de vorming van opgeloste loodconcentraties, gecombineerd met een vervolgstudie naar effecten op twee soorten waterslakken. Drie verschillende hoeveelheden visloodjes zijn 4 weken in met lucht doorborrelde testsystemen gehouden, waarna slakken voor een periode van 4 weken in deze testsystemen werden blootgesteld. Loodconcentraties zijn bepaald in blanco’s, vlak voor introductie van de slakken, en aan het eind van de test. Na 4 weken blootstelling is van de slakken de overleving, groei en activiteit bepaald, en reproductie-succes kwalitatief gescoord aan de hand van waargenomen afzettingen van ei pakketten en juvenielen zichtbaar op de glaswand.

Rapport 388 | Wageningen, Wetenschapswinkel

| 33

3.2

Materiaal en methode

3.2.1

Materiaal

Splitlood met een 3 mm  (Dinsmores SuperSoft No 1, 0,276 g/lood) is verkregen via Tackleshop.nl. Om testwater met zeer laag loodgehalte te gebruiken is grondwater gebruikt afkomstig van de bronpomp van de Sinderhoeve, het experimentele WUR-veldstation (www.sinderhoeve.org). Dit water heeft een hardheid van 85 mg/L (als CaCO3), en pH 8,0. Sediment dat werd gebruikt in de test werd verzameld in een sloot op de WUR-campus waar geen activiteit van jacht of visserij in de afgelopen jaren bekend is (coördinaten: 51.986995, 5.666990), en enkele dagen bij -20 oC bevroren om biologische activiteit aan de start van het experiment te minimaliseren. Het sediment is in het lab over een 2 mm zeef gespoeld, en na uitzakken en afhalen van bovenliggend water is de fractie <2 mm gehomogeniseerd en gebruikt voor de test. Een deelmonster van het sediment is bewaard bij -20 oC voor analyse van totaal organische koolstof (TOC) gehalte en loodgehalte. Glazen weckpotten van 2L werden gebruikt voor testen met alleen water, en testen met een laagje sediment. Helaas waren er geen voldoende exemplaren van de poelslak Lymnaea stagnalis beschikbaar voor de test. Tevens is dit een slak welk relatief weinig contact heeft met het sediment en werd er voor gekozen om twee andere soorten te testen. Physella acuta werden verzameld vanuit een aquariumkweek in Wageningen (Roessink, pers. Communicatie).

Van deze soort waren voldoende kleine exemplaren beschikbaar (<5 mm) waarvan verwacht werd dat deze nog ruim door konden groeien tot volwassen exemplaren zolang de groei niet belemmerd zou worden tijdens de test. Het modderslakje Potamopyrgus antipodarum werd verzameld uit de recreatievijver ‘De groene heuvels’ nabij Beuningen (coördinaten: 51.846656, 5.688565), met behulp van een fijnmazig net getrokken door de bovenste 5 cm van het sediment. Het verzamelde sediment is in het lab over een 2 mm zeef gespoeld om modderslakjes te verkrijgen. De modderslakjes vertoonden normale activiteit onder de lamp van een binoculair.

3.2.2

Methode van het loodemissie experiment

De emissie vanuit het splitlood werd getest in 3 dichtheden, van 4 loodjes (1,1 g), 20 loodjes (5,5 g), en 100 loodjes (27,5 g) per pot. Er werden vijf replica’s voor de controle elke looddichtheid gebruikt. Een serie potten werd getest met sediment, en een serie potten met alleen water. Potten met sediment werd eerst gevuld met het <2 mm gezeefde sediment (150 g nat, ~88 g dw), zodat er ongeveer een laag van 2 cm werd gevormd. In elke Weckpot van de test is vervolgens 1L grondwater toegevoegd, waarbij het water voor de serie met sediment werd uitgeschonken op een roestvrijstalen (RVS) lepel vlak boven het sediment oppervlak, om opwerveling van het sedimentoppervlak te minimaliseren. Aan het wateroppervlak werd een markering op de buitenkant aangebracht zodat waterverlies door verdamping 2x per week kon worden aangevuld met demi-water. Alle potten werden in een waterbad gezet dat op 15 oC werd gebracht, en doorborreld met perslucht via een RVS gebogen pijpje (zie Figuur 3.1). Splitlood werden voor elke replica in benodigde aantallen in een weegkuipje gewogen met een nauwkeurigheid van 0,1 mg, en 24 uur na het vullen van de potten met sediment aan de potten toegevoegd door ze vlak boven het wateroppervlak verspreid te laten vallen.

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.