16 Stichting gezond water Vislood, gemeente en Sportvisserij Nederland

1 1 + (𝐾𝑃 ∙ [𝑆𝑃𝑀]})

Rapport 388 | Wageningen, Wetenschapswinkel

| 15

Bij een typisch SPM-gehalte van 10 mg/L (=0.00001 kg/L), en de Kp van 646.000, is de vrij-opgeloste fractie voor lood maar 13% van de totale lood aanwezig in de waterkolom: 𝑓𝑜𝑝𝑔𝑒𝑙𝑜𝑠𝑡 =

1 = 0.13 1 + (646.000 ∙ 0.00001)

Uit bovenstaande berekening blijkt dat een milieurelevante concentratie [SPM] van 10 mg/L de toxiciteit sterk kan beïnvloeden (zie ook sectie 2.5.2). Aangezien zwevende deeltjes in de waterkolom in veel gevallen grotendeels organisch materiaal zijn, is de Kp ook in een versimpelde schatting vergelijkbaar met de fractie organische materiaal in sediment. Dit zou voor een sediment met 10% organisch materiaal betekenen dat een vrij opgeloste waterconcentratie van 1 µg/L in evenwicht is met een sediment concentratie van 64,6 mg/kg. De binding van lood aan SPM en sediment is afhankelijk van meerdere variabelen, zoals pH (zie Figuur 2.1), zoutgehalte, concentraties ander zware metalen, organisch koolstof gehalte, en wellicht ook het kleigehalte en de type kleimineralen. Omdat waterconcentraties sterk kunnen fluctueren, en het bindingsproces niet instantaan is, zal in oppervlaktewater een bepaalde waterconcentratie niet overal in evenwicht zijn met de sedimentconcentratie. De sedimentconcentratie zal niet altijd de bovenliggende waterconcentratie bepalen omdat de uitwisseling niet snel genoeg verloopt. Bovendien kan de sedimentconcentratie ruimtelijk variabel zijn in de bovenste centimeters, bijvoorbeeld door historische vervuiling in een diepere sedimentlaag welke op specifieke plekken bloot komt te liggen, of juist depositie met recent vervuild zwevend materiaal.

2.2

Ontwikkelingen in regulering van (vis)lood

Lood is door het RIVM aangemerkt als zeer zorgwekkende stof (ZZS, sinds 2-12-2013 op lijst), en opgenomen op de lijst van 45 stoffen vastgesteld in de Richtlijn prioritaire stoffen uit de 2013 Europese Kaderrichtlijn Water (KRW). Voor ZZS stoffen geldt in Nederland op grond van het Activiteitenbesluit een minimalisatieplicht middels vervanging door minder gevaarlijke stoffen en technieken. Loodconcentraties worden daarom regelmatig gemonitord op meerdere locaties in Nederland. Oorspronkelijk golden de MTRwaarden (Maximaal Toelaatbaar Risiconiveau) uit de Regeling milieukwaliteitseisen gevaarlijke stoffen oppervlaktewater als wettelijke toetswaarden. Voor het ecosysteem is het MTR het maximale niveau waarbij 95% van de potentieel aanwezige soorten in een ecosysteem zijn beschermd. De MTR was voor 2009 bepaald op totaalconcentratie van 220 μg/L, en MTR opgelost op 11 μg/L (wat in dit geval maar 5% van de totaal concentratie is). Vanuit de KRW zijn er oppervlaktewater normen voor lood bepaald. De Europese KRW onderscheidt twee soorten milieukwaliteitsnormen: de Jaargemiddelde Milieukwaliteitseis (JG-MKE), die bescherming moet bieden tegen effecten van langdurige blootstelling, en de Maximaal Aanvaardbare Concentratie Milieukwaliteitseis (MAC-MKE), gericht op kortdurende concentratiepieken.

De normen voor lood zijn vastgelegd in het Besluit Kwaliteitseisen en Monitoring Water 2009 (BKMW). De Europese JG-MKE voor lood in water is eerst op 7,2 µg Pb/L gezet (metingen in over 0.45 μm gefilterd water), en de MAC-MKE op 14 µg Pb/L, waarbij geen verschil was tussen zoet en zout. De recentelijk herziene JG-MKE voor biologisch beschikbare concentraties van de stoffen zijn verlaagd tot 1,2 µg Pb/L voor zoetwater5. Ter vergelijking: in het drinkwaterbesluit is als norm 10 µg Pb/L opgenomen6. De grootste bron van lood in drinkwater is afkomstig uit het leidingwerk, gezien concentraties in drinkwater direct na het zuiveren doorgaans lager zijn dan 1 µg Pb/L (Dunea, n.d.). Tabel 2.1 geeft het verloop van de kwaliteitseisen weer.

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

Tabel 2.1

Milieukwaliteitseisen voor lood in zoetwater in Nederland.

<2009 MTR opgelost:

11 µg/L

2009 BKMW

Sinds 2013 KRW

JG-MKE: 7,2 µg/L

JG-MKE vrij opgelost: 1,2 µg/L

MAC-MKE: 14 µg/L

MAC-MKE: 14 µg/L

MTR totale conc.: 220 µg/L

Streefwaarde totaal opgelost 5,3 µg/L

Oppervlaktewater achtergrondconcentratie: 0.2 µg/L (NW4 1998) MTR sediment (droge stof): 530 mg/kg Sediment achtergrondconcentratie: 85 mg/kg (RIVM 1997)

Meerdere soorten vogels gebruiken klein grind om vertering van voedsel in hun maag te faciliteren. De grootte van dit ingenomen materiaal is afhankelijk van de grootte van de betreffende vogel maar het omvat de diameter van losse loodkorrels. Inname van losse loodkorrels, of lood afkomstig van vistuig via een prooi, leidt in het zure milieu van de maag tot snelle opname van opgelost lood in het maagsap, waarna er meerdere toxicologische responsen kunnen optreden, mogelijk met sterfte tot gevolg 2. Inname van vast lood is gedocumenteerd in meerdere soorten vogels waarbij inname van een enkele loodkorrel kan al overschrijding van maximaal veilige bloedwaarden kan opleveren 2. Om vogelsterfte, waaronder zwanen, als gevolg van loodvergiftiging terug te dringen is in Engeland en Wales al in 1987 een verbod op vislood in de gewichtsklasse 0.1 – 30 g ingesteld 7. In Denemarken geldt sinds 2002 een verbod op verkoop en import van vislood. In Noord-Amerika is de afname van populaties van IJsduikers (‘common loon’, Gavia immer) als gevolg van loodvergiftiging reden tot strenge regulering in enkele staten (New Hampshire 2000, New York en Vermont 2004, Massachusettes en Maine 2013). In het huidige project kan experimenteel werk aan risico’s van vislood voor watervogels helaas niet ingepast worden daar dit specifieke test faciliteiten en vergunningen nodig heeft.

Verder is het ook van weinig toegevoegde waarde omdat dit al relatief uitgebreid is beschreven2. Vanaf 15 februari 2023 geldt er in de EU een verbod van het gebruik van loodhagel in de jacht “in watergebieden of op 100 meter of minder van watergebieden”. Deze wet is in januari 2021 aangenomen (Regulation (EU) 2021/57), na verzoek van de Commissie in 2015 aan de Europese regulerende instantie European Chemicals Agency (ECHA) naar wetenschappelijke onderbouwing voor gebruik van lood in wetlands. In aanvulling op deze verkenning naar wetlands heeft in juli 2019 de Europese Commissie ECHA verzocht het breder gebruik van lood in munitie en in de visserij te onderzoeken en waar nodig beperkingen voor te stellen. In februari 2021 heeft ECHA een EU Annex XV voorstel opgesteld met onderbouwing om loodgebruik voor munitie en visserij in EU grotendeels stop te zetten 8. 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 vooral veel aandacht aan risico’s voor vogels gegeven wordt, en er wordt gekeken naar haalbare alternatieven. Daarnaast worden er de “predicted no effect concentration” (PNEC) waarden gegeven voor zoet en zout water en sediment (zie Hoofdstuk 2.5).

De PNEC-waarden zijn gestandaardiseerd op opgeloste lood concentraties en toegespitst op realistische Europese ecoregios. Deze waarden kunnen worden gebruikt in een risicobeoordeling van lood wanneer de concentraties in water of sediment beschikbaar zijn. ECHA stelt in het Annex XV voorstel een verbod voor op het in de handel brengen en het gebruik van (met overgangsperioden afhankelijk van type en gewicht): •

Loodjes en visaas ≤ 50 g: drie jaar.

•

Loodjes en visaas > 50 g: vijf jaar.

Het hierop volgende geconsolideerde advies van zowel het Comité risicobeoordeling (RAC) en het Comité sociaaleconomische analyse (SEAC) van ECHA (31 mei-3 juni 2022) ondersteunt dit beperkingsvoorstel, met als toevoeging een kortere uitfaseringsperiode voor loodhagel dan 5 jaar (ECHA/NR/22/11). Het voorstel van de Commissie tot wijziging van de lijst van stoffen waarvoor op basis van Bijlage XVII bij REACH beperkingen gelden, zal door de EU-lidstaten in het REACH-comité ter stemming worden voorgelegd (begin 2023). Als de restrictie wordt aangenomen geldt deze vanaf eind 2023. Verkoop en gebruik van klein lood <50 g zal dan eind 2026 uitgefaseerd kunnen zijn.

Rapport 388 | Wageningen, Wetenschapswinkel

| 17

2.3

Milieu-concentraties van lood in Nederland

2.3.1

Achtergrond-concentraties van lood in Nederlandse oppervlaktewateren

Lood komt in het oppervlaktewater via meerdere routes en processen. De lood concentratie in het influent en effluent van rioolwaterzuiveringen is sinds 1990 gedaald (Figuur 2.2) 9. Begin jaren negentig heeft de overheid afspraken gemaakt met de industrie om de emissies van diverse stoffen te reduceren. Voor 1985 was loodvrije benzine bijvoorbeeld een uitzondering, sinds 1996 is vrijwel alle benzine loodvrij. Daardoor is de concentratie van lood in lucht en hemelwater in Nederland fors gedaald. En bleek de gemiddelde loodconcentratie in afstromend hemelwater van daken en wegen in woonwijken tussen 2007 en 2020 significant lager te zijn dan vóór 2007, een daling van 30 naar 16 μg/L. Desalniettemin blijft deze stroom nog altijd een mogelijke hotspot voor lood in het afvalwater/oppervlaktewater.

Figuur 2.2

Concentraties voor lood en andere zware metalen in Nederland in effluent bij zuivering stedelijk afvalwater

(CBS 2019).

Loodconcentraties in zoet oppervlakte water in de periode van 1985 tot en met 2001 varieerden tussen de 1.8 en 14,1 µg/L 11 (Tabel 2.2, Figuur 2.2). Er lijkt voor deze data set geen duidelijk onderscheid te zijn gemaakt tussen totale waterconcentraties en gefilterde waterconcentraties, wat vergelijking met huidige normering lastig maakt. De (totaal-)concentraties van lood in de periode tot en met 2002 lagen onder het maximaal toelaatbaar risico (220 µg/L) maar deels boven de streefwaarden (5,3 µg/L), en boven de toen geldende Europese jaarlijkgemiddelde milieukwaliteitseis (JG-MKE) van 7,2 µg/L.

Tabel 2.2

Loodconcentraties (opgelost, in µg/L) in zoet oppervlaktewater in de periode van 1985 tot en met 2001. Aangepast

overgenomen (CBS et al., 2004). Gemiddelden van 90-percentiel concentraties (µg/L)A

a

1985

1990

1995

1999

2000

2001

Rijn

6,6

7,4b

6,4

4,4

4,8

4,2

Maas

11,5

10,8

13,5

10,4

11

6,6

Schelde

8,2

4,4

5,5

8,4

7,6

5,1

IJsselmeer

2,4

4,4

3,5

3,3

1,8

1,9

rijkswateren

7,4

7,1

8

6,2

6,2

5,4

regionale wateren

13,7

8,9

9

10,7

12,6

14,1

Een 90-percentiel is het concentratieniveau dat in 10% van de metingen wordt overschreden. De getallen wijken iets af van voorgaande jaren vanwege een andere berekeningsmethode.

b

Rode getallen liggen boven de toen geldende Europese jaarlijkgemiddelde milieukwaliteitseis (JG-MKE) van 7,2 µg/L.

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

De website van Rijkswaterstaat (https://waterinfo.rws.nl/) is geraadpleegd om een eerste overzicht te krijgen van meer recente loodconcentraties voor een brede selectie meetlocaties van Rijkswaterstaat in Nederland, ter vergelijking met de huidige JG-MKE van 1,2 µg/L (Tabel 2.1). De kaart van Nederland met meetlocaties van “gefilterd” water (blauw vierkant) en sediment (oranje vierkant) is weergegeven in Figuur 2.3. Vrijwel alle sediment metingen zijn eenmalig uitgevoerd per locatie. Meerdere van de aangegeven locaties zijn losse watermetingen van voor 2000. Alleen locaties waar in de periode na 2005 is gemeten zijn verder onderzocht. Van meerdere locaties is het meetwaarde-profiel van de afgelopen 15 jaar in meer detail weergegeven, en de achterliggende data is gebruikt om het mediaan van de loodconcentraties (50 percentiel) en hoog niveau van loodconcentraties over langere termijn (95 percentiel) te bepalen. Zoals uit de concentratie-profielen in Figuur 2.3 blijkt, is de gefilterde waterconcentratie van lood op de aangegeven locaties zelden hoger dan de JG-MKE van 1,2 µg/L. De instroomconcentratie van lood in water in de Rijn tussen 2007-2021 ligt lager (alles <0,2 µg/L) dan die in de Schelde (< 1,2 µg/L) en de Maas (< 0,7 µg/L). Over het algemeen is de uitstroomconcentratie van de Eems relatief laag, op een piek in 2015 na.

Over het algemeen lijken concentraties in de afgelopen 5 jaar lager dan de 10 jaar ervoor. Het Amsterdam-Rijnkanaal, ter hoogte van Nieuwersluis, heeft een profiel van loodconcentraties vergelijkbaar met de instroom van de Rijn. De stedelijk/industrie-locatie Gouda-Voorhaven lijkt een meer vervuilde locatie, met een grillig patroon van pieken van loodconcentraties te geven (Tabel 2.3, 95-pct = 0,43 µg/L; 50-pct = 0,22 µg/L), maar alsnog onder de 1 µg/L. Op de locatie Nederweert werd een relatief hoge waarde van 0.807 in december 2020 gegeven, en blijkt het vergelijkbaar beeld met de locatie Gouda-Voorhaven (Tabel 2.3, 95-pct = 0,43 µg/L, 50-pct = 0,17 µg/L).

Rapport 388 | Wageningen, Wetenschapswinkel

| 19

4

1)

Eijsden ponton (instroom Maas 2007-2021)

2)

Lobith ponton (instroom Rijn 2007-2021)

1

12

1

6 5

7

1

11

1

10

1

9

1

8

15

1

1

18

1 3)

1

Sas van Gent (instroom Schelde 2007-2021)

1

16

1

13

2

1

1

4) Bocht van Watum(uitstroom Eems 2007-2021) 14

1

17

1

3

1

1

15) Nieuwersluis (A’dam-Rijnkanaal 2007-2021) 1

16) Gouda-Voorhaven (stad/industrie 2009-2021)

Figuur 2.3

Monsterlocaties voor lood in Nederland in oppervlaktewater en sediment (waterinfo.rws.nl), en concentratieprofielen in

oppervlaktewater (gefilterd) in de afgelopen 15 jaar met concentratie op de y-as van 0 - 1 µg/L (behalve y-as van 0 - 2 µg/L voor locatie 16, metingen sinds 2009).

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

Tabel 2.3 #

Metingen uit monitoringprogramma van lood in Nederlands oppervlaktewater.

locatie

Opgelost lood 2005-2020

Sediment concentratie

(µg/L gefilterd)

2005-2020 (mg/kg dw)

1

Eijsden/Borgharen

95-pct = 0,25 µg/L; 50-pct = 0,059 µg/L

n.g.

2

Lobith

0,058 (2020)

29,6

3

Sas van Gent

0,237 (2020)

100

4

Dollard-Eems

0,026 (2020)

22-47,4

5

Amsterdam IJ-tunnel

0,02

(2020)

190

6

Markermeer midden

0,02

(2020)

10

7

Pampus oost

0,02

(2020)

3

8

Veluwemeer/Wolderwijd

0,045 (2020)

15

9

Reevediep

0,052 (2020)

n.g.

10

Kampen

0,023 (2020)

n.g.

11

Ketelmeer

0,029 (2020)

74

12

Andijk

0,02

(2020)

27

13

Hagestein

0,033 (2020)

54

14

Bovensluis

0,043 (2020)

90

15

Nieuwesluis

95-pct = 0,14 µg/L; 50-pct = 0,07 µg/L

n.g.

16

Gouda-Voorhaven

95-pct = 0,43 µg/L; 50-pct = 0,22 µg/L

n.g.

17

Nederweert

0,807 (2020);

n.g.

95-pct = 0,43 µg/L, 50-pct = 0,17 µg/L 18

Enschede Vitens

0,021 (2020)

n.g.

n.g.: geen metingen op deze locaties.

In een meer gedetailleerd overzicht naar loodconcentraties gemeten in kleinere waterstromen, is gebruik gemaakt van het Waterkwaliteitsportaal van het Informatiehuis Water, waarop landelijke overzichten van de Nederlandse waterkwaliteit kunnen worden ingezien (https://www.waterkwaliteitsportaal.nl/WKP.WebApplication/Beheer/Data/Bulkdata). Via het Waterkwaliteitsportaal zijn voor het jaar 2021 alle loodmetingen verzameld zoals gerapporteerd door de Nederlandse Waterschappen, en geanalyseerd op overschrijding van de milieukwaliteitseis (MKE). Hierbij moet opgemerkt worden dat hier geen onderscheid tussen de verschillende bronnen gemaakt kan worden. Tabel 2.4 geeft een overzicht van alle loodconcentratie metingen van gefilterde watermonsters (“opgeloste fractie (bijv. na filtratie)”) van 18 waterschappen/hoogheemraadschappen. Metingen van Waterschap Scheldestromen zijn niet meegenomen omdat de kwantificatie-limiet van loodconcentraties (5 µg/L) hoger ligt dan de jaarlijks gemiddelde milieukwaliteitseis (JG-MKE), en er dus geen uitspraak kan worden gedaan hoeveel samples onder die JG-MKE lagen. Alleen zoetwaterlocaties zijn geselecteerd. Alleen locaties waar meer dan 1 watermonster per jaar is genomen zijn in de analyse gebruikt, om overschrijding van een jaargemiddelde te kunnen bepalen. In totaal is van 6998 metingen op 1048 locaties de gefilterde loodconcentratie beschikbaar.

Rapport 388 | Wageningen, Wetenschapswinkel

| 21

Tabel 2.4

Metingen van lood in Nederlands oppervlaktewater uit Waterkwaliteitsportaal 2021. De Waterschappen zijn in Tabel

van boven naar beneden gerangschikt op hoogste percentage metingen dat boven de JG-MKE van 1,2 µg/L (opgelost) uitkomt. Aantal

Aantal

Detectie-

Max.

Max.

Aantal

% boven

Locaties

% JG

locaties

metingen

limiet

conc.

conc.

metingen

1,2 µg/L

JG

>1,2 µg/l

met >1

opgelost

(µg/L)

opgelost

totaal

>1,2 µg/L

meting

lood

(µg/L)

(µg/L)

24

287

0,10

8,9

NA

26

9,1%

1

4,2%

48

295

0,20

3,6

6,7

15

5,1%

1

2,1%

117

991

0,20

7,7

3,6

44

4,4%

7

6,0%

Waterschap Limburg

109

960

1,

9

81

31

3,2%

5

4,6%

Hoogheemraadschap

113

472

0,20

9,5

NA

15

3,2%

2

1,8%

126

551

0,10

12

NA

15

2,7%

4

3,2%

38

225

0,20

10

NA

6

2,7%

1

2,6%

118

502

0,30

9,2

11

12

2,4%

3

2,5%

15

93

0,30

2,7

6,4

2

2,2%

0

0,0%

109

455

0,30

2,8

4,1

9

2,0%

2

1,8%

82

1001

0,20

11

26

13

1,3%

1

1,2%

36

203

0,3

3,3

5,3

1

0,5%

0

0,0%

23

254

0,10

7,7

11

1

0,4%

1

4,3%

53

435

0,30

1,3

3,8

1

0,2%

0

0,0%

Wetterskip Fryslan

17

136

0,30

0,62

5,8

0

0,0%

0

0,0%

Waterschap

17

110

0,02

0,396

3,1

0

0,0%

0

0,0%

3

28

0,20

0,246

4,0

0

0,0%

0

0,0%

189

2,7%

28

2,7%

Hoogheemraadschap

>1,2 µg/l

Hollands Noorderkwartier Waterschap Aa en Maas Waterschap Brabantse Delta

van Rijnland Waterschap Noorderzijlvest Hoogheemraadschap van Delfland Waterschap Vallei en Veluwe Waterschap Rijn en IJssel Waterschap Drents Overijsselse Delta Waterschap De Dommel Waterschap Vechtstromen Waterschap Hunze en Aa’s Waterschap Zuiderzeeland

Rivierenland Waterschap Hollandse Delta Waterschap Scheldestromen

5

niet meegenomen ivm hoge LOQ TOTAAL

1033

6905

12

JG = jaargemiddelde, NA = niet geanalyseerd door dit waterschap.

De hoogst gemeten opgeloste loodconcentratie (dus na filtratie) is 12 µg/L (Waterschap Noorderzijlvest). In alle meetpunten is de concentratie dus onder de Landoppervlaktewateren wettelijk MAC-MKE (opgelost) van 14 µg/L (Stofdossier lood (#877) RIVM). In totaal zijn er 191 van de 6998 metingen boven de JG-MKE van 1,2 µg/L gerapporteerd (2,7%), en in 28 van de 1033 locaties overschrijdt de gemiddelde loodconcentratie over het hele jaar de JG-MKE (2,7%). Voor berekening van het jaargemiddelde zijn alle metingen onder de kwantificatielimiet (LOQ) gezet op de limietwaarde, als worst case benadering. Het hoogste percentage van overschrijdingen van individuele metingen die boven de JG-MKE liggen in 1 waterschap is 9,2%, in Hoogheemraadschap Hollands Noorderkwartier. Uitgemiddeld over alle metingen in dezelfde locatie in 2021 wordt het aantal overschrijdingen van het daadwerkelijke JG-MKE op zijn hoogst 6%, in Waterschap Brabantse Delta. In 3 waterschappen was er geen enkel meetpunt >1,2 µg/L, en in 5 waterschappen was er geen enkele overschrijding van de JG-MKE: Waterschap Vechtstromen, Waterschap Zuiderzeeland, Wetterskip Fryslan,

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

Waterschap Rivierenland, Waterschap Hollandse Delta. Het is niet bekend in welke mate deze monsterlocaties van waterschappen overlappen met plekken waar veel sportvisserij wordt beoefend. Als in het algemeen gesteld wordt dat er door heel Nederland in gelijke mate gevist wordt in kleine waterstromen, lijkt het er dus op dat in meerdere waterschappen het verlies aan vislood tijdens sportvisserij niet leidt tot overschrijding van de normconcentraties van lood in 2021. De overschrijding van de JG-MKE op 28 van de 1033 locaties wijst er wel op dat loodvervuiling nog altijd een actueel milieuprobleem is.

LOQ = 0,3 µg/L

Figuur 2.4

LOQ = 1,0 µg/L

Voorbeelden van loodconcentratie data uit het waterkwaliteitsportaal voor 2 locaties in 2020, met gefilterde

loodconcentraties (vierkanten en oranje lijn) en ongefilterde loodconcentraties (blauwe symbolen en blauwe lijn). Drie van de vier gefilterde loodconcentraties voor locatie “20-182” Vechtstromen liggen onder de kwantificatie-limiet (LOQ, groene stippellijn) van 0,3 µg/L.

Alhoewel de opgeloste loodconcentratie toxicologisch gezien de meest relevante eenheid is voor het stellen van de milieukwaliteitseis, geven de opgeloste loodconcentraties een onderschatting van de hoeveelheid lood die in het aquatisch milieu voorkomt. Door sommige waterschappen worden concentraties van ongefilterde watermonsters niet gerapporteerd (“NA” in Tabel 2.4), maar in de meeste locaties worden aanzienlijk hogere concentraties in ongefilterd water waargenomen. Een voorbeeld is weergegeven in Figuur 2.4 voor Vechtstromen locatie “20-182”, en Limburg locatie “OGEUL100”. Hierin is voor “20-182” te zien dat de maximale en gemiddelde concentratie van gefilterde monsters (oranje vierkanten) ruim onder de 1,2 µg/L ligt, met 3 metingen onder de kwantificatielimiet (LOQ), terwijl de vier ongefilterde watersamples (“NVT”) goed meetbare concentraties boven de totaalgehalte van 1,2 µg/L laten zien. Voor “OGEUL100” zijn gedurende het hele jaar nog hogere totaal concentraties gemeten, met een piek van 39 µg/L (Figuur 2.4). In het gefilterde monster op dezelfde piekdatum is de opgeloste loodconcentratie echter “slechts” 1,5 µg/L, in 10 van de 12 metingen op deze locatie onder de LOQ van 1 µg/L.

De hoogst gerapporteerde loodconcentratie in ongefilterd monster in de totale dataset is 81 µg/L (“OGEUL900”, Limburg - niet in figuur), echter ook hier is de meting na filtratie veel lager: <1 µg/L.

2.3.2

Sediment concentratie van lood in Nederlandse oppervlaktewateren

Het merendeel van de meetlocaties voor loodgehalte in sediment wordt uitgevoerd in marien of estuariene systemen. Alhoewel niet alle zoetwater meetlocaties weergegeven in Figuur 2.3 zijn nagelopen, is op zeker 11 zoetwater locaties een recente meting gerapporteerd van lood in sediment, zoals opgenomen in Tabel 2.3. De hoogste concentratie van deze 11 locaties is op locatie Amsterdam-IJtunnel gemeten (190 mg/kg). Sediment in het Markermeer, IJsselmeer en de randmeren varieert tussen de 3-74 mg/kg. Sediment bij de instroom van de Schelde geeft een meting van 100 mg/kg, waar regelmatig waterconcentraties > 0,2 µg/L zijn bepaald. In de locatie Bovensluis (Hollands Diep, #14) is in 2008 de sediment concentratie bepaald op 90 mg/kg. In 2006 is hier een waterconcentratie bepaald van 1,2 µg/L, maar in alle volgende meting was die onder de 0,25 µg/L. Over het algemeen kan dus worden opgemerkt dat de sediment concentraties op of onder het niveau liggen van de voor Nederland geaccepteerde achtergrond waarde voor sediment van 85 mg/kg (Tabel 2.1).

Rapport 388 | Wageningen, Wetenschapswinkel

| 23

2.4

Jaarlijks emissie van lood via vislood in Nederland

2.4.1

Vislooddichtheid bepalingen in wetenschappelijke literatuur

In een review over risico van vislood voor vogels uit 2019 worden meerdere studies aangehaald over loodverlies door (sport)vissers in andere landen, alsook monitoring van hoeveelheid terug-gevonden loodonderdeeltjes en vistuig langs bekende vislocaties en overige locaties 2. Met behulp van een Tessoro Piranha™ metaaldetector bepaalde een studie van Duerr (1999) 15 in Noord Amerika (15 locaties in 12 verschillende staten) loodobjecten van >0,4 g (“sinkers”) in een plot van 10 x 10 m langs de oever tot 5 m in het water (of tot 75 cm diepte). De loodobjecten lagen voor 12.7% aan de oppervlakte van sediment, 62,7% op 0,1-2,5 cm diepte, 16.1% op 2,6-5,0 cm diepte, 5,9% op 5,1-7,5 cm diepte, en 2,5% op 7,6-10.0 cm diepte. Op de bodem van een meer (SCUBA transect) lag 55% op minder dan 2,5 cm diepte. Langs kusttransecten van 50 m was de hoogste gemeten looddeeltjes per oppervlak 0,47 “sinkers”/m2. Deze metaaldetector studie citeert andere studies uit Groot-Brittannië waar hogere dichtheden zijn bepaald, tot 6,2 sinkers/m2 voor de rivier Thames. Langs visplatformen in meren zijn metingen gerapporteerd van 105,2 sinkers/m2 (Woodstock Pool), en 14,2-21,2 sinkers/m2 (Llandidod Wells Lake). Er is nog niet bekend of, en hoeveel, loodkorrels worden aangetroffen in gebaggerd sediment, waarmee lood uit het aquatische milieu mogelijk ook op het land kan worden gebracht.

Over het algemeen wordt bagger wel op verontreiniging geanalyseerd, maar dit gebeurt meestal na een zeving waarbij grove deeltjes worden verwijderd. Om beter zicht te krijgen op het totale loodgehalte in gebaggerd materiaal (wat als geheel een andere bestemming kan krijgen) zou het analyseprotocol ook op moeten nemen dat het loodgehalte in de grove fractie wordt gerapporteerd. In het geval van geplande baggerwerkzaamheden op bekende drukbezochte vislocaties, zou een bemonstering van loodkorrels in bagger aanvullend inzicht kunnen geven in de Nederlandse situatie van dichtheid vislood. Het monitoren van vislood-dichtheden is al in enkele studies beschreven. Met waardes van <1/m2 gerapporteerd door Duerr (1999) met een metaaldetector, lijkt het een aanzienlijke experimentele inzet te worden om middels zeven de looddichtheid in sediment te bepalen. De rapportages uit Engelse studies geven een hogere dichtheid, tot 105 loodobjecten/m2, wat kan komen door de mate van populariteit van de sport, of de specifieke locatie. De gerapporteerde vislooddichtheid blijkt zeer variabel op verschillende locaties waar gevist wordt.

2.4.2

Experimentele emissiestudies van opgelost lood uit lood in vaste vorm

Over daadwerkelijk metingen van loodverlies vanuit vislood in aquatisch milieu blijkt zeer weinig bekend. Er zijn in het vislood risico review uit 2019 2 twee experimentele studies geciteerd 16, 17. Verder literatuuronderzoek levert nog geen extra studies. De eerste studie uit 2001 heeft in enkele actief beviste Zweedse rivieren, met verschillende doorstroomsnelheden, de emissie van opgelost lood uit vislood bepaald door terugwegen van loodobjecten 17. Hieruit werd een corrosie-verlies snelheid van 10 mg/cm2/jr bij stroomsnelheid van 0-0,1 m/s, en hoger verlies bij hogere stroomsnelheid (37 mg/cm2/jr bij 0,1-1 m/s, zie Figuur 2.5 hieronder overgenomen uit Jacks et al. 2001). Deze range is overeenkomstig met de door Deltares (2015) gebruikte 13 mg/cm2/jr. Benedenstrooms werd een andere isotoop-ratio (207Pb/208Pb) vergeleken met bovenstrooms in monsters van zwevend materiaal (SPM 45 µm filters), maar duidelijke verschillen in concentraties in bijvoorbeeld bemonsterd mos, waarvan werd verwacht dat er opgelost lood aan zou binden, als gevolg van vislood emissie werden niet aangetoond.

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

Figuur 2.5

Massa afname van vislood in de Zweedse “Adran brook” gedurende 160 dagen, bij verschillende doorstroomsnelheden

(uit: Jacks et al. 2001).

De tweede studie, van Binkowski (2017), bepaalde de corrosie van lood uit loodkorrels (3 mm diameter) na 30 dagen onder verschillende omstandigheden16. In elke behandeling werden 4 loodkorrels (samen 0,7781 g gemiddeld, shotgun type) toegevoegd aan 100 mL droog sediment en 400 mL kraanwater. Daarbij werd de pH aangepast op pH 4, 7 of 9. Twee typen sediment werden gebruikt in dit experiment, een grofkorrelig sediment (meer dan 97% “zeer fijn zand”, bevat geen klei) en zeer fijnkorrelig sediment (minder dan 11% “zeer fijn zand”, bevat 4,1% klei). Het fijnkorrelige sediment bevatte een achtergrondconcentratie van 25,7 mg Pb/kg, in het grofkorrelige sediment werd geen lood gevonden boven de detectielimiet. Lood depositie waardes werden berekend door achtergrondwaardes van de gemeten waarde af te trekken. Tabel 2.5 geeft de gerapporteerde lood concentraties weer uit deze studie. De hoogste waterconcentraties werden gemeten in de behandeling met pH 4 in fijn sediment (gemiddeld 185 µg/L, maximum 320 µg/L), terwijl bij pH 4 met grof sediment de concentraties veel lager waren (gemiddeld 12,6 µg/L, maximum 50 µg/L). Aangezien de loodkorrels in het grof sediment waarschijnlijk meer in aerobe condities zaten, is dit andersom dan verwacht. Het zou kunnen dat in de studie niet goed gecorrigeerd kan worden voor de emissie van opgelost lood vanuit het oorspronkelijke fijne sediment.

Er waren geen blanco’s meegenomen in de studie. De lage pH 4 omstandigheid is niet realistisch voor de meeste Nederlandse oppervlaktewateren. Echter, ook bij pH 7 is er een verhoogde waterconcentratie voor het fijn sediment gemeten (gemiddeld 19,3 µg/L, maximum 75,7 µg/L), ook weer aanzienlijk hoger dan in grof sediment (gemiddeld 0,66 µg/L, maximum 5,23 µg/L). Metingen van het sediment uit deze behandelingen laten een sterk verhoogde concentratie zien in zowel fijn sediment als grof sediment. Hierbij geeft de studie aan dat er gecorrigeerd is voor de achtergrondconcentratie van lood in het fijne sediment.

Tabel 2.5

Metingen van lood in corrosie experimenten met 4 lood pellets per testsysteem van 500 mL water/100 mL sediment

(uit: Binkowski 2017). pH

Gemiddelde water conc. ±

Min-max water conc.

Gemiddelde sediment conc. ± SD

SD (µg/La)

(µg/La)

(mg/kg dwa)

Fijnkorrelig sediment (minder dan 11% “zeer fijn zand”, bevat 4,1% klei) 4

190 ± 65,4

111-321

57,9 ± 17,5

7

19,3 ± 20,9

0-75,7

27,8 ± 17,9

9

9,48 ± 8,33

0-33,9

22,9 ± 7,03

Grofkorrelig sediment (>97% fijn zand, geen klei)

a

4

12,6 ± 15,2

0-50

2,38 ± 2,32

7

0,66 ± 1,45

0-5,23

4,02 ± 7,23

9

11,5 ± 8,66

0-28,1

9,34 ± 9,36

waterconcentratie boven fijnkorrelig sediment kan beïnvloed zijn door Pb uit oorspronkelijke sediment.

Rapport 388 | Wageningen, Wetenschapswinkel

| 25

De metingen van de studie van Binkowski (2017) geven aan dat ook bij neutrale pH, loodconcentraties boven de JG-MKE kunnen uitkomen als gevolg van vislood op de oppervlakte van sediment. Sediment concentraties zijn na 30 dagen aanzienlijk lager dan MTRsediment. Er moet worden opgemerkt dat in dit experiment stilstaand water boven de sedimentpotten is gebruikt, en dus geen effect van doorstroomsnelheid van het water wordt meegenomen. De 4 loodpellets per pot (geschatte diameter 10 cm) komen overeen met ongeveer 500 “sinkers”/m2. Dit is hoger dan de hoogste gerapporteerde dichtheden langs visplatformen in meren in Groot-Brittannië.

2.4.3

Schattingen voor Nederlandse oppervlaktewateren

In de EmissieRegistratie (ER) factsheet ‘Gebruik van lood door de sportvisserij’ (2012a) wordt de loodemissie (opgelost lood) door de sportvisserij in 2010 geschat op 305 kg per jaar voor zoetwater 12. Deze emissieschattingen zijn gebaseerd op verkoopcijfers van vislood uit 1993 uit het visloodoverleg. Hierbij is aangenomen dat zoet oppervlaktewater wordt belast met ca. 28.000 kg vast vislood vanuit de sportvisserij (en 26.000 kg lood in de kustwateren vanuit sportvisserij, samen 54.000 kg per jaar). In een 2015 rapportage 13 zijn er hogere schattingen gebruikt van loodverlies. Er geschat dat er 904.559 sportvissers (15+) in Nederland waren uit een 2008 enquête door Sportvisserij Nederland, onder circa 1000 respondenten van lezers van het Visblad. De respondenten geven aan dat gemiddeld 135 g lood per jaar wordt verloren, wat gecorrigeerd voor visfrequentie wordt bijgesteld tot 60 g gemiddeld per sportvisser per jaar. Gezamenlijk komt dit neer op 54.000 kg per jaar aan lood verloren in het zoete oppervlakte water (exclusief loodclips). In dit rapport uit 2015 wordt geschat dat er in 2010 470.000 kg loodverlies op zout water was (1 kg lood per zeesportvisser, 470.000 zeesportvissers).

Voor de oplossing van lood in zoet water wordt een corrosiesnelheid van 13,0 mg/cm2/jr aangehouden12, een korrelradius van 3,5 mm en een percentage lood wat wegzakt in anaeroob sediment van 30% (met de aanname dat in anaeroob sediment geen emissie via oxidatie meer geeft). De 54.000 kg lood per jaar resulteert volgens dit rapport in 1850 kg/jr aan lood dat in zoetwater in oplossing gaat. Voor de cumulatieve emissiewaarden moet gecorrigeerd worden voor het feit dat de corrosie van vast lood uiteindelijk leidt tot het volledig in oplossing gaan, waardoor er daarna geen belasting meer optreedt uit de voorgaande jaren (Figuur 2.6). Hiervoor wordt er een zogenaamde verdwijnterm opgenomen, die zorgt voor een stabiele eindsituatie (steady state) van het in oplossing gaan van al in het water aanwezig zijnde lood.

Figuur 2.6

Cumulatieve belasting van lood op zoete wateren. De rechte lijn is de optelsom van jaarlijkse belasting op basis van

verloren gegaan vislood. De gebogen lijn is de curve waarin de verdwijntermen als gevolg van corrosie in alle voorgaande jaren zijn opgenomen. (uit: Deltares 2015 13). De jaarlijkse cumulatieve emissiewaarde van vislood, waarbij dit oplost in zoetwater, is hierin geschat op 18.830 kg/jr, uitgaande van 54.000 kg lood verlies/jr.

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

In de diverse Nederlandse rapportages over bepaling van emissie van lood uit vislood worden grote verschillen gerapporteerd over gebruikt lood, verloren lood, en dus ook mogelijke emissies van lood wat jaarlijks oplost in zoetwater. Het Centrum voor Visserijonderzoek (CVO), onderdeel van Stichting Wageningen Research, heeft in 2021 de resultaten van recente enquêtes over loodverlies en het gebruik van loodvervangers in de sportvisserij gepubliceerd 14. Voor 2020 is de schatting van het aantal zoetwaterhengelaars 1,14 miljoen (lichte toename sinds de periode dat de COVID pandemie begon). Een klein deel (9,2%) geeft aan wel eens loodvervangers te gebruiken, maar 96,4% gebruikt nog lood. In ongeveer 5% van de vistrips wordt loodverlies aangegeven (4,7% in 2018, 5,6% in 2020), met gemiddeld 27 g lood per sportvisser/jr. Echter op basis van de Screening Survey uit maart 2021 is de hoeveelheid loodverlies door vissers in 2020 geschat op 8.500 kg in zoet water (7.400 kg in 2018), aanzienlijk lager dan in eerdere schattingen. Deze emissies worden geschat in kg/jaar, maar hieruit worden in de rapportages geen concentraties afgeleid.

Door verdunning en doorstroming van de meeste oppervlaktewater systemen (sloten, plassen, kanalen etc.) kan gesteld worden dat ook veel lood zal verdwijnen van de drukstbezochte vislocaties waar het grootste deel van het totale loodverlies optreedt, en er dus verminderde cumulatie van concentraties op deze plekken plaatsvindt.

2.5

Effect-concentraties van lood op aquatische organismen

2.5.1

Opgelost lood

Er is een grote hoeveelheid aan data beschikbaar over de effecten van opgelost lood op aquatische organismen. Er zijn in de afgelopen 20 jaar meerdere studies geweest die grote delen van deze toxiciteitsdata hebben verzameld, met het doel om een overkoepelend inzicht te maken over effectconcentraties op meerdere soorten aquatische organismen. Omdat opgelost lood in verschillende vormen kan voorkomen, onder invloed van bijvoorbeeld pH en hardheid van het water, en niet alle vormen van lood even makkelijk worden opgenomen, is de effect data in sommige studies ook apart geclusterd in een palet van verschillende water samenstellingen. Een verder onderscheid is te maken tussen effectconcentraties die na een korte periode van blootstelling zijn bepaald (acute toxiciteitstesten), en effecten die zijn bepaald tijdens en na blootstellingsperiodes die een groot deel van een levenscyclus van een soort dekken, en die vaak ook effecten op groei en reproductie meten (chronische toxiciteitstesten). In het Registration Dossier voor lood dat is ingediend bij de EU regulerende instantie European Chemicals Agency (ECHA), is een uitgebreide en up-to-date sectie over effectconcentraties waaruit normen zijn afgeleid (https://echa.europa.eu/nl/registration-dossier/-/registered-dossier/16063/6/2/1).

2.5.2

Korte termijn effectconcentraties (acuut)

Een overzicht van effect concentraties uit korte-termijnstudies (<96 uur) met verschillende soorten aquatische organismen is opgesteld door Wang et al. (2016) 18, waarbij gegroepeerd is naar pH van het test medium. De data die gebruikt zijn, staan weergegeven in Figuur 2.7, en zijn over het algemeen concentraties waarbij 50% effect is waargenomen, waarbij het effect voornamelijk sterfte is (evertebraten en vertebraten), en inhibitie van groei voor algen (primaire producenten). Voor elke pH-specifieke data set zijn de effectconcentraties per soort van laagste concentratie naar hoogste concentratie geplot, waarbij op de y-as het percentage van soorten stapsgewijs toeneemt (als fractie van het totaal aantal soorten waar data voor bekend zijn). Deze groepering wordt een species-sensitivity distribution (SSD) genoemd. Uit de SSD kan voor elke dataset worden afgeleid bij welke concentratie bijvoorbeeld 10% van de soorten op 50% effect wordt aangetast (‘HC10’, hazardous concentration). Zoals samengevat in de tabel rechts van de grafiek, blijkt dat de HC10 lager wordt met lagere pH, waarbij de laagste HC10 van 48 µg/L wordt gevonden bij pH 6.3.

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.