01 b Gezondheidskundige risicobeoordeling Nedmag 06112025

3.2.4 Blootstelling via voeding en drinkwater Via voedsel en drinkwater worden mensen blootgesteld aan lood. Bij Nederlandse kinderen van 2 tot 6 jaar neemt de blootstelling aan lood via voeding en drinkwater—uitgedrukt per kilogram lichaamsgewicht—af naarmate de leeftijd toeneemt. De mediane blootstelling (P50) daalt van 1,0 μg/kg lg/dag bij 2-jarigen tot 0,74 μg/kg lg/dag bij 6-jarigen. Voor hoge blootstelling (P95) waren de waarden respectievelijk 1,5 μg/kg lg/dag en 1,0 μg/kg lg/dag. Voor de gehele groep van 2 tot 6 jaar bedroegen de mediane en hoge blootstelling respectievelijk 0,88 μg/kg lg/dag (P50) en 1,3 μg/kg lg/dag (P95) (Boon, Te Biesebeek, & Van Donkersgoed, 2016). In dit rapport hanteren we de mediane blootstelling bij 2-jarigen—1,0 μg lood per kg lichaamsgewicht per dag—als conservatieve maar realistische aanname voor de blootstellingsschatting bij kinderen in Nederland.

24

Kinderen nemen via het maag-darmstelsel meer lood op dan volwassenen. Bij volwassenen wordt gemiddeld 15 tot 20% opgenomen (EFSA, 2010), terwijl bij kinderen van 2 weken tot 8 jaar wordt geschat dat dit 40-50% is voor blootstelling via voeding en drinkwater (ATSDR, 2020). Voor een orale opname van 50% bij kinderen, komt een inname van 1,0 μg/kg lg/dag neer op een loodopname van 0,5 μg/kg lg/dag. Wanneer we deze waarde invullen in vergelijking (1), resulteert dit in een geschatte stijging van de lood-bloedwaarde van 24,0 μg/l.

3.3 Blootstellingsschatting voor volwassenen In deze paragraaf schatten we hoeveel lood via de verschillende bronnen in het bloed van volwassenen terechtkomt. Voor volwassenen is blootstelling via bodem en stofdepositie te verwaarlozen (EFSA, 2010). Om de bijdrage aan de lood-bloedwaarde door lood in lucht en lood in voeding en drinkwater te schatten, hanteren we net als de EFSA het model van Carlisle en Wade (Carlisle & Wade, 1992; EFSA, 2010). Voor personen van 16 jaar of ouder is de mediane inname via voeding en drinkwater 0,39-0,43 μg/kg lg/dag. Voor volwassenen met een hoge inname (P95) wordt dit geschat op 0,64-0,72 μg/kg lg/dag (Boon, Te Biesebeek, & Van Donkersgoed, 2016). In dit rapport gebruiken we de mediane inname bij 16-jarigen—0,43 μg lood per kg lichaamsgewicht per dag—voor de blootstellingsschatting voor volwassenen. Zoals beschreven in paragraaf 2.3.2 zijn er geen bodemgegevens beschikbaar uit de omgeving van Nedmag en omliggende bedrijven. Daarom kunnen we voor de blootstelling via beperkte consumptie van zelfgeteelde gewassen (10% eigen bladgroente en 10% eigen knolgroente) uitsluitend uitgaan van de onbelaste achtergrondwaarde van 50 mg/kg. Met behulp van CSOIL schatten we de inname via beperkte consumptie van zelfgeteelde gewassen op een onbelaste bodem met 50 mg lood/kg op circa 0,01 μg/kg lg.

In werkelijkheid kan de blootstelling door het eten van eigen geteelde gewassen hoger zijn. Wanneer we 0,01 μg/kg lg optellen bij de mediane inname van 16-jarigen, komen we uit op 0,44 μg lood per kg lichaamsgewicht per dag via voeding en drinkwater. De bijdrage van voeding en drinkwater aan de lood-bloedwaarde bij volwassenen wordt geschat met de volgende vergelijking (Carlisle & Wade, 1992; EFSA, 2010): bijdrage lood-bloedwaarde (µg/l) = 0.4 ∙ inname (µg lood/kg lg/dag) ∙ lichaamsgewicht (kg).

(4)

ESFA (2010) gebruikt voor deze berekening een lichaamsgewicht van 60 kg voor volwassenen. Wanneer we een inname van 0,44 μg/kg lg/dag invullen in vergelijking (4), vinden we een bijdrage aan de lood-bloedwaarde van 10,56 μg/l via voeding en drinkwater. De bijdrage via inhalatie van lucht aan de lood-bloedwaarde bij volwassenen wordt geschat met de volgende formule (Carlisle & Wade, 1992; EFSA, 2010): bijdrage lood-bloedwaarde (µg/l) = 16.4 ∙ lood-luchtconcentratie �µg/m³�.

(5)

We hanteren als achtergrondwaarde van de lood-luchtconcentratie de jaargemiddelde loodconcentratie die in 2022 is gemeten op de onbelaste achtergrondlocatie De Rijp: 3,54⋅10-3 μg/m3 (de Jonge, 2023). Wanneer we deze waarde invullen in vergelijking (5), vinden we een bijdrage aan de lood-bloedwaarde van 0,058 μg/l.

25

De maximale bijdrage van Nedmag en omliggende bedrijven aan de lood-luchtconcentratie bedraagt 2⋅10-3 μg/m3 (Provincie Groningen, 2025). Het invullen van 2⋅10-3 μg/m3 in vergelijking (5) resulteert in een bijdrage van ongeveer 0,033 μg/l aan de lood-bloedwaarde. In totaal schatten we de bijdrage van de luchtconcentratie aan de lood-bloedwaarde dus op ongeveer 0,09 μg/l. Wanneer we de geschatte bijdrage van voeding en drinkwater en de geschatte bijdrage van lucht bij elkaar optellen, vinden we een totale lood-bloedwaarde van ongeveer 10,7 μg/l.

3.4 Gezondheidsrisico’s van blootstelling aan lood Op basis van de bevindingen in paragraaf 3.2 en 3.3, verduidelijken we in deze paragraaf wat deze resultaten betekenen voor de gezondheid. Lood heeft effect op vrijwel elk systeem in het lichaam, waaronder het bloed, het hart- en vaatstelsel, de nieren, het hormoonstelsel, het maag-darmkanaal, het immuunsysteem en het voortplantingsstelsel (EFSA, 2010). Het centrale zenuwstelsel—en in het bijzonder de zich ontwikkelende hersenen—lijkt echter het meest kwetsbare doelwit. Voor blootstelling aan lood bestaat geen veilige waarde: zelfs bij lage blootstellingsniveaus kan het de cognitieve ontwikkeling en intellectuele prestaties van kinderen aantasten (Lanphear, et al., 2005; World Health Organization, 2021; EFSA, 2010). Dit zijn neurologische effecten. Daarom geldt het principe dat de blootstelling aan lood zo veel mogelijk moet worden beperkt. In paragraaf 3.4.1 gaan we in op deze neurologische risico's bij kinderen. Voor volwassenen leidt blootstelling aan lood tot een verhoogd risico op verminderde nierfunctie en hart- en vaatziekten. In paragraaf 3.4.2 bespreken we voor volwassenen respectievelijk de gezondheidsrisico’s voor de nieren en het hart- en vaatstelsel.

3.4.1 Neurologische risico’s voor kinderen De ‘Benchmark Dose Lower Confidence Limit for 1% response’ (BMDL01) is de 95%betrouwbaarheidsondergrens van de lood-bloedwaarde waarbij gemiddeld een verlies van één IQ-punt optreedt bij kinderen. EFSA stelde deze BMDL01-waarde vast op 12 µg/l (EFSA, 2010; Budtz-Jørgensen, Bellinger, Lanphear, & Grandjean, 2013). Een daling van slechts één IQ-punt heeft al meetbare maatschappelijke consequenties. Zo gaat dit gepaard met een 4,5% hogere kans om de middelbare school niet af te ronden (Schwartz, 1994) en een daling van circa 2% in de arbeidsproductiviteit van de samenleving (Grosse, Matte, Schwartz, & Jackson, 2002). Tabel 9 vat de bevindingen uit paragraaf 3.2 samen en toont hoeveel elke blootstellingsroute bijdraagt aan de lood-bloedwaarde van kinderen. Het is van belang om te benadrukken dat de resultaten in Tabel 9 gebaseerd zijn op het gemiddelde kind. Voor een individueel kind kan het effect groter of kleiner zijn. Dit komt doordat kinderen verschillen in gedrag (en dus blootstelling), in de manier waarop hun lichaam lood verwerkt en in hun gevoeligheid voor lood.

26

Tabel 9. Geschatte bijdrage aan de lood-bloedwaarde van kinderen per blootstellingsroute. Blootstellingsroute Lucht Achtergrond Bijdrage Nedmag Depositie Achtergrond Bijdrage Nedmag Bodem* Voeding en drinkwater Totaal

Schatting bijdrage lood-bloedwaarde (μg/l) 1,19 0,71 4,65 0,78 >4,48 24,0 >35,8

* Er zijn in deze beoordeling geen bodemgegevens van de omgeving rondom Nedmag en omliggende bedrijven meegenomen. Daarom is alleen een achtergrondconcentratie meegenomen bij bodem als blootstellingsroute (zie ook 3.2.3). Omdat nadere bodeminformatie mist, wordt de blootstelling via bodem weergegeven met het ‘groter dan’-teken (>). Nadere bodeminformatie zal geen inzicht geven in de herkomst van het aanwezige lood.

Uit Tabel 9 blijkt dat voor kinderen in heel Nederland de BMDL01-waarde van 12 µg/l lood in bloed wordt overschreden. Alleen de blootstelling via voeding en drinkwater leidt al tot een loodbloedwaarde boven deze grens. Hierdoor treedt op samenlevingsniveau een verlies van meer dan één IQ-punt op. Dit onderstreept het belang van het zoveel mogelijk voorkómen van elke aanvullende blootstelling aan lood.

3.4.2 Gezondheidsrisico’s voor volwassenen Blootstelling aan lood wordt bij volwassenen in verband gebracht met een verminderde nierfunctie. De ‘Benchmark Dose Lower Confidence Limit for 10% response’ (BMDL10) is de loodbloedwaarde waarbij het aantal gevallen van chronische nierziekte met 10% toeneemt (EFSA, 2010). Chronische nierziekte wordt hierbij gedefinieerd als een glomerulaire filtratiesnelheid van minder dan 60 mL per minuut per 1,73 m² lichaamsoppervlak (EFSA, 2010). Een verschil van 10% is gekozen omdat deze zowel meetbaar is als relevant voor de volksgezondheid (EFSA, 2010). EFSA heeft de BMDL10-waarde vastgesteld op 15 µg lood per liter bloed, wat overeenkomt met een inname van 0,63 µg per kg lichaamsgewicht per dag via alleen voeding en drinkwater (EFSA, 2010). Loodblootstelling wordt bij volwassenen ook in verband gebracht met diverse schadelijke effecten op het hart- en vaatstelsel, waaronder een verhoging van de systolische bloeddruk (SBD). Een gemiddelde stijging van 1% in de systolische bloeddruk van de bevolking wordt als zorgwekkend beschouwd (EFSA, 2010). De lood-bloedwaarde waarbij gemiddeld een stijging van 1% in SBD optreedt (de BMDL01) is door ESFA vastgesteld op 36 μg/l, overeenkomend met een inname van 1,5 µg per kg lichaamsgewicht per dag via alleen voeding en drinkwater (EFSA, 2010).

In paragraaf 3.3 is de totale lood-bloedwaarde voor volwassenen geschat op circa 10,7 µg/l. Daarbij is een mogelijke extra bijdrage via consumptie van zelfgeteelde gewassen op meer verontreinigde bodem niet meegenomen. Omdat de waarde van 10,7 µg/l echter ruim onder zowel de BMDL10-waarde van 15 µg/l voor verminderde nierfunctie als de BMDL01-waarde van 36 µg/l voor een verhoogde systolische bloeddruk ligt, wordt het risico op een toename van chronische nierziekte en het risico op een stijging van de bloeddruk als laag ingeschat.

27

3.5 Conclusie en aanbevelingen Bij Nederlandse kinderen ligt de geschatte totale lood-bloedwaarde boven de referentiewaarde waarbij gemiddeld een verlies van één IQ-punt optreedt (12 µg/l; (EFSA, 2010)). Een daling van één IQ-punt op populatieniveau kan al leiden tot maatschappelijke gevolgen. Alleen al de achtergrondblootstelling via voeding en drinkwater resulteert in een geschatte lood-bloedwaarde van 24 µg/l, ruim boven dit niveau. De aanvullende bijdrage vanuit de uitstoot door Nedmag en omliggende bedrijven lijkt relatief beperkt ten opzichte van de achtergrondblootstelling. Omdat de achtergrondblootstelling al te hoog is, blijft het echter belangrijk om extra blootstelling aan lood zoveel mogelijk te voorkomen. Bij volwassenen ligt de geschatte lood-bloedwaarde onder de door ESFA vastgestelde referentiewaarden voor zowel een verhoogd risico op verminderde nierfunctie als voor een verhoogde systolische bloeddruk. Het risico op een toename van chronische nierziekte of een stijging van de bloeddruk wordt dan ook als laag ingeschat. Nedmag heeft inmiddels een filtersysteem geïnstalleerd waardoor de looduitstoot wordt gereduceerd (Provincie Groningen, 2025). Het daadwerkelijke effect hiervan op de jaarlijkse emissies—en daarmee op de gezondheidsrisico's—is op dit moment nog onbekend.

De provincie heeft verzocht om een vergelijking te maken met concentraties lood op andere locaties in Nederland. Vanwege verschillen in methodiek—waaronder het gebruik van OPS-Pro en een andere transfer-coëfficiënt en het toepassen van gemodelleerde data in plaats van veegmonsters (zie paragraaf 3.2.2)—is een dergelijke vergelijking niet mogelijk. De risicobeoordeling in dit hoofdstuk is gebaseerd op diverse aannames en gaat gepaard met onzekerheden. Zo ontbraken gegevens over de bodemconcentraties in de omgeving, waardoor de bijdrage vanuit de bodem aan het totale risico niet goed kon worden geschat. Daarnaast baseert het onderzoek zich op door OPS-Pro gemodelleerde depositiedata en zijn er geen veegmonsters genomen van neergedaald stof in de omgeving van Nedmag. Het is daardoor onzeker in hoeverre de berekende concentraties overeenkomen met de werkelijke situatie. In Tabel 10 is een overzicht opgenomen van de belangrijkste onzekerheden in het onderzoek en hun mogelijke invloed op de geschatte gezondheidsrisico’s. Door de onzekerheden in Tabel 10 kunnen de lood-bloedwaarden niet exact worden vastgesteld. Om die reden is er gekozen om de lood-bloedwaarden niet door te rekenen naar een verwacht verlies aan IQ-punten. Een dergelijke kwantificering zou een mate van nauwkeurigheid suggereren die met de huidige gegevens niet mogelijk is.

28

Tabel 10. Overzicht van de belangrijkste bronnen van onzekerheid en hun invloed op de geschatte gezondheidsrisico’s. Beschrijving

Effect op risico Er zijn geen veegmonsters genomen van neergedaald stof in de omgeving van ? Nedmag. Het onderzoek baseert zich op door OPS-Pro gemodelleerde depositiedata. De bijdrage van andere bronnen is niet meegenomen. Er is geen rekening gehouden met wegspoelen van depositie door neerslag. Het is dus onduidelijk of de berekende concentraties in werkelijkheid in dezelfde mate aanwezig zijn in de omgeving. De gebruikte achtergrondconcentraties voor depositie zijn bepaald aan de hand ? van veegmonsters en verschillen daardoor van methodiek in vergelijking met de door OPS-Pro berekende depositiewaardes. Daarnaast is de vertaling van depositiedata berekend met OPS-Pro naar blootstelling niet eerder gedaan. Er zijn geen veegmonsters genomen van neergedaald stof in woningen. Orale ↑ blootstelling via binnenshuis gedeponeerd stof wordt dan ook niet meegenomen in de blootstellingsschatting voor kinderen. Voor lood is de depositie van metalen binnenshuis gemiddeld echter wel 50-100 keer lager dan buitenshuis (Mennen M. G., 2021). Dit geeft naar verwachting dus slechts een kleine onderschatting. Er wordt een worst-case-aanname gemaakt dat de hoogste blootstelling via elke ↓ route op dezelfde locatie plaatsvindt. In werkelijkheid is deze aanname een overschatting. Er zijn geen bodemconcentraties bekend.

Het is wel zeer waarschijnlijk dat de ↑ belasting via de bodem in dit gebied hoger ligt dan in onbelaste landbouw- en natuurgebieden. Voor volwassenen wordt de BMDL10-waarde van 15 µg/l voor verminderde nierfunctie mogelijk wel behaald wanneer er veel zelfgeteelde gewassen gegeten worden die geteeld zijn op een extreem verontreinigde bodem (>1500 mg lood/kg droge stof). Dit is echter geen waarschijnlijke situatie. Het wordt aangenomen dat huidcontact met een gecontamineerd oppervlak ↓ resulteert in een volledige overdracht van de chemische stof van het gecontamineerd oppervlak naar de huid (dislodgeable fraction = 1). Voor de overdracht van depositie naar de huid hebben we een conservatieve ↓ waarde voor de transfer-coëfficiënt gebruikt. Nedmag heeft inmiddels een filtersysteem geïnstalleerd waardoor de looduitstoot ↓ gereduceerd wordt (Provincie Groningen, 2025). Het daadwerkelijke effect hiervan op de jaarlijkse emissies—en daarmee het effect op de gezondheidsrisico's—is momenteel nog onbekend. De bijdrage aan de lood-bloedwaarde via lucht als blootstellingsroute is bepaald ↓ met een model van Richmond-Bryant et al. (2014). Richmond-Bryant et al. (2014) stellen dat de relatie tussen lood in lucht en lood in bloed zowel directe inhalatie als indirecte blootstelling via lood in lucht—bijvoorbeeld door depositie—omvat.

Omdat wij de overige blootstellingsroutes afzonderlijk behandelen in dit rapport, kan dit leiden tot een overschatting van de totale blootstelling.

(↑): het risico kan hoger en dus onderschat zijn (↓): het risico kan lager en dus overschat zijn (-): de impact op het risico is minimaal (?): het is onduidelijk wat het effect is

29

3.5.1 Advies vervolgonderzoek Provincie Groningen heeft gevraagd om een advies te geven of vervolgonderzoek nodig is. Vanuit medisch oogpunt ziet de GGD geen meerwaarde van vervolgonderzoek (bijvoorbeeld een bepaling van loodconcentraties in bloed). Het bepalen van lood-bloedwaarden wordt alleen overwogen bij zeer hoge blootstelling, en dat is hier niet te verwachten. Bovendien is de herkomst van lood in het lichaam niet te achterhalen en ontbreken concrete behandelopties (GGD-richtlijn Bodem en gezondheid, 2023). Aanvullende gegevens, zoals veegmonsters van depositie of meetwaarden van de bodem, zouden kunnen bijdragen aan een nauwkeurigere inschatting van de totale blootstelling. De herkomst van het lood kan daarmee echter niet worden vastgesteld. De bijdrage van lokale bronnen lijkt bovendien relatief beperkt ten opzichte van blootstelling via voeding en drinkwater. Daarnaast heeft Nedmag inmiddels een filter geïnstalleerd bij de schachtovens (Provincie Groningen, 2025), waardoor de blootstelling via huidige emissies waarschijnlijk lager zijn dan in dit onderzoek is geschat. Hierdoor zal de onderzochte situatie in dit rapport—vóór de plaatsing van de filters—niet meer van toepassing zijn. Het algemene advies blijft om blootstelling aan lood zoveel mogelijk te beperken. De GGD kan hierover aanvullend handelingsadviezen geven (zie ggdleefomgeving.nl/schadelijkestoffen/lood).

30

4. Arseen, cadmium en nikkel In het Rapport Luchtkwaliteit is ook de verspreiding van de zware metalen arseen, cadmium en nikkel in de omgeving van Nedmag en omliggende bedrijven in kaart gebracht. De concentraties in de lucht zijn berekend met behulp van het programma Geomilieu versie 2024.1, en depositie is bepaald met het programma OPS-Pro (zie het Rapport Luchtkwaliteit (Provincie Groningen, 2025)). In dit hoofdstuk wordt de gezondheidskundige risicobeoordeling van de uitstoot van deze zware metalen uitgevoerd door blootstelling door depositie te schatten. Vervolgens vergelijken we de geschatte depositie en de concentraties in de lucht met de bijbehorende gezondheidskundige advieswaarden. Arseen, cadmium en nikkel hebben andere gezondheidseffecten dan lood, word. In paragraaf 4.1 worden de gezondheidseffecten en advieswaarden beschreven. Vervolgens wordt in paragraaf 4.2 ingegaan op de blootstelling via depositie, en in paragraaf 4.3 op de blootstelling via lucht. Paragraaf 4.4 bevat de conclusie.

4.1 Gezondheidseffecten en advieswaarden Arseen, cadmium en nikkel komen van nature in meer of mindere mate voor in het milieu en hebben verschillende gezondheidseffecten. Alle drie metalen zijn kankerverwekkend en daarom geclassificeerd als Zeer Zorgwekkende Stoffen (ZZS). Voor kankerverwekkende stoffen bestaan geen veilig geachte drempelwaarden waaronder geen gezondheidsschade mogelijk is. In plaats daarvan worden Maximaal Toelaatbare Risico’s (MTR’s) vastgesteld, gebaseerd op een beleidsmatig geaccepteerd extra kankerrisico van 1 op 10.000 per leven bij levenslange blootstelling, wat ruwweg gelijk is aan een extra kankerrisico van 1 op een miljoen per jaar (Smit, Janssen, Janssen, & Lijzen, 2009). Voor arseen, cadmium en nikkel zijn EU-streefwaarden in lucht bekend. Deze EU-streefwaarden fungeren als MTR’s. Dit in tegenstelling tot lood, waarvoor geen MTR bestaat. Daarnaast zijn er advieswaarden vastgesteld voor de totale blootstelling of inname van arseen, cadmium en nikkel. Zowel de MTR’s als deze advieswaarden worden in dit hoofdstuk gebruikt voor de beoordeling van de gezondheidsrisico’s.

4.1.1 Arseen Arseen is kankerverwekkend. Er is tot dusver geen grens bekend waaronder er geen schadelijke effecten optreden (JECFA, 2011). De ‘Benchmark Dose Lower Confidence Limit’ voor 0,5% extra risico op longkanker (de BMDL0,5) is vastgesteld op een opname van 3 μg arseen/kg lg/dag (JECFA, 2011). De MTR voor arseen in lucht bedraagt 6 ng/m3 (RIVM | Arseen, z.d.). Arseen komt van nature voor in de bodem en het grondwater. Blootstelling vindt voornamelijk plaats via voeding en drinkwater. In Nederland wordt de gemiddelde dagelijkse inname van anorganisch arseen via voeding en drinkwater geschat op 0,4 μg/kg lg/dag (Sprong, et al., 2023); dat is ruim onder de BMDL0,5. De absorptie van arseen is in de range van 70-98% (JECFA, 2011). Voor de schatting van de blootstelling via depositie (zie paragraaf 4.2) maken we de conservatieve aanname dat de concentratie waaraan men wordt blootgesteld volledig door het lichaam wordt opgenomen.

31

4.1.2 Cadmium Cadmium komt van nature voor in de bodem en kan daarnaast vrijkomen bij industriële processen. In Nederland zijn voeding en roken de belangrijkste bronnen van blootstelling aan cadmium. De gemiddelde dagelijkse inname via voeding daalt van 0,57 μg/kg lg/dag bij tweejarigen tot ongeveer 0,20 μg/kg lg/dag voor volwassenen (Sprong, R C; Boon, P E, 2015). De aanvaardbare wekelijkse inname (TWI) is vastgesteld op 2,5 μg/kg lg/week (EFSA, 2011). Bij jonge kinderen—tot een leeftijd van ongeveer 10 jaar—overschrijdt de mediane voedingsinname deze TWI door hun lagere lichaamsgewicht (Sprong, R C; Boon, P E, 2015). Voor volwassenen is een overschrijding niet waarschijnlijk: een dagelijkse inname van 0,20 μg/kg lg komt neer op een wekelijkse inname van 1,4 μg/kg lg, ruim onder de TWI. Hoewel jonge kinderen via voeding gemiddeld meer cadmium binnenkrijgen dan wenselijk is, is de hoeveelheid cadmium die mensen gedurende hun leven binnenkrijgen zodanig laag dat het risico op schadelijke gezondheidseffecten verwaarloosbaar wordt geacht door het RIVM (Sprong, R C; Boon, P E, 2015). De MTR voor cadmium in lucht bedraagt 5 ng/m3 (RIVM | Cadmium).

4.1.3 Nikkel Blootstelling aan nikkel vindt voornamelijk plaats via voeding. Bij inhalatie kan nikkel neus- en longtumoren veroorzaken; voor andere blootstellingsroutes—zoals orale inname via voeding—is deze relatie niet aangetoond (EFSA, 2015). Volgens ESFA is het dan ook onwaarschijnlijk dat blootstelling via voeding of drinkwater leidt tot een verhoogd kankerrisico (EFSA, 2015). De aanvaardbare dagelijkse inname van nikkel bedraagt 2,8 μg/kg lg/dag (EFSA, 2015). De gemiddelde blootstelling via voeding varieert van 2,0 μg/kg lg/dag bij ouderen tot 13,1 μg/kg lg/dag bij peuters (EFSA, 2015). Voor een aanzienlijk deel van de bevolking wordt de aanvaardbare dagelijkse inname overschreden door blootstelling via voeding. Huidcontact met nikkel kan bij gevoelige personen een nikkelallergie veroorzaken. Nikkelallergie wordt in deze gezondheidskundige risicobeoordeling buiten beschouwing gelaten, omdat direct huidcontact gerelateerd aan de uitstoot van Nedmag en omliggende bedrijven onwaarschijnlijk is. De MTR voor nikkel in lucht bedraagt 20 ng/m3 (RIVM | Nikkel).

4.2 Depositie De bepaling van de blootstelling aan arseen, cadmium en nikkel via depositie wordt op dezelfde manier uitgevoerd als voor lood (zie paragraaf 3.2.2). Zoals eerder benoemd in het hoofdstuk over lood, geldt hiervoor weer dat er geen andere studies bekend zijn waarin deze methode wordt toegepast op door OPS-Pro berekende depositiewaardes (zie ook de discussiepunten in paragraaf 3.5). Opname via de huid wordt als relatief verwaarloosbaar beschouwd voor metalen (Florence, Lilley , & Stauber, 1988; Wester, et al., 1992; Lowney, et al., 2007; Filon, et al., 2025).

32

De orale inname van kinderen via hand-mond-contact met achtergronddepositie is bepaald op basis van depositieonderzoek dat in het najaar van 2024 is uitgevoerd (Wijten, et al., 2025). In dit onderzoek zijn veegmonsters genomen van depositie op onbelaste achtergrondlocaties. In Bijlage 2 wordt beschreven hoe de gemiddelde achtergronddepositie per dag is berekend, op basis van de meetlocaties De Zilk, De Rijp en Amersfoort. Met vergelijking (3) uit Hoofdstuk 3 en de invoerwaarden uit Tabel 5 berekenen we vervolgens de orale inname per dag via hand-mondcontact. De resultaten hiervan staan weergegeven in Tabel 11. Tabel 11. Schatting van de blootstelling via achtergronddepositie voor kinderen. Zie Bijlage 2 voor de bepaling van de gemiddelde achtergronddepositie per dag.

Arseen Cadmium Nikkel

Gemiddelde achtergronddepositie per dag (μg/m2/dag) 0,35 0,11 0,83

Inname via achtergronddepositie (μg/kg lg/dag) 2,8 ⋅10-2 8,8 ⋅10-3 6,6 ⋅10-2

De maximale gemodelleerde bronbijdrage per jaar in de omgeving van Nedmag en omliggende bedrijven is gegeven in Tabel 12 (Provincie Groningen, 2025). Op basis hiervan berekenen we de jaargemiddelde bronbijdrage per dag (zie Tabel 12). Door deze jaargemiddelde waarde per dag in te vullen in vergelijking (3)—samen met de invoerparameters uit Tabel 5—berekenen we de extra orale inname per dag via hand-mond-contact. Deze resultaten zijn weergegeven in de laatste kolom van Tabel 12. Tabel 12. De maximale bronbijdrage van depositie per jaar, jaargemiddelde bronbijdrage per dag, en extra blootstelling per dag door de bronbijdrage van de depositie.

Arseen Cadmium Nikkel

Maximale bronbijdrage depositie (μg/m2/jaar) 1,37 18,6 21,4

Jaargemiddelde bronbijdrage depositie (μg/m2/dag)

Jaargemiddelde inname via bronbijdrage (μg/kg lg/dag)

3,75 ⋅10-3 5,10 ⋅10-2 5,86 ⋅10-2

3,0 ⋅10-4 4,0 ⋅10-3 4,6 ⋅10-3

Uit Tabellen 11 en 12 blijkt dat de bronbijdrage veel kleiner is dan de bijdrage van de achtergrondconcentratie. De totale blootstelling via depositie—som van achtergrond en bronbijdrage—is weergegeven in Tabel 13, en vergeleken met gezondheidskundige advieswaarden. We maken hierbij voor arseen de conservatieve aanname dat de inname via depositie volledig opgenomen wordt door het lichaam. Voor cadmium en nikkel kunnen de resultaten direct worden vergeleken met de gezondheidskundige advieswaarden voor inname. Tabel 13. Totale blootstelling via depositie en gezondheidskundige advieswaarden. Arseen Cadmium

Gezondheidskundige advieswaarde 3 μg/kg lg/dag opname 2,5 μg/kg lg/week inname

Nikkel

2,8 μg/kg lg/dag inname

Totale blootstelling via depositie 0,028 μg/kg lg/dag 0,013 μg/kg lg/dag, wat neerkomt op ruwweg 0,09 μg/kg lg/week 0,071 μg/kg lg/dag

33

Tabel 13 toont dat voor arseen, cadmium en nikkel de blootstelling via depositie door Nedmag en omliggende bedrijven ver onder de gezondheidskundige advieswaarden ligt.

4.3 Lucht De maximale bronbijdrages van arseen, cadmium en nikkel in lucht zijn berekend in het Rapport Luchtkwaliteit (Provincie Groningen, 2025). Als achtergrondwaarde voor de luchtconcentraties gebruiken we wederom de jaargemiddelde concentraties die in 2022 zijn gemeten op achtergrondlocatie De Rijp (de Jonge, 2023). Om de totale luchtconcentratie te schatten, tellen we de hoogste concentraties afkomstig van de uitstoot van Nedmag en omliggende bedrijven op bij de achtergrondconcentraties. Dit totaal wordt vergeleken met de MTR-waardes in lucht (zie paragraaf 4.1). De resultaten zijn weergegeven in Tabel 14. Tabel 14. Concentraties arseen, cadmium en nikkel in lucht, in vergelijking met de MTR-waardes. Metaal

Achtergrondconcentratie (ng/m3)

Bronbijdrage (ng/m3)

Arseen Cadmium Nikkel

0,04 0,02 0,61

0,008 0,13 0,11

Totale concentratie in lucht (ng/m3) 0,05 0,15 0,72

MTR (ng/m3) 6 5 20

Geen van de MTR-waarden wordt overschreden. Voor arseen, cadmium en nikkel verwachten we daarom een verwaarloosbaar gezondheidsrisico via inhalatie.

4.4 Conclusie en aanbevelingen Voor lood is in Hoofdstuk 3 de totale blootstelling via voeding, drinkwater, lucht, depositie en bodem geschat. Voor arseen, cadmium en nikkel is uitsluitend gekeken naar de blootstelling via depositie, voeding en drinkwater. Er is gekozen voor deze andere aanpak omdat: i) er voor arseen, cadmium en nikkel MTR-waarden voor lucht beschikbaar zijn om direct aan te toetsen; en ii) de bijdrage van Nedmag en omliggende bedrijven aan de totale blootstelling van deze metalen veel kleiner is dan bij lood. Omdat zowel de luchtconcentraties van arseen, cadmium en nikkel als de geschatte blootstelling via depositie ruim onder de gezondheidskundige advieswaarden liggen, is het risico op schadelijke gezondheidseffecten als direct gevolg van de emissies van Nedmag en omliggende bedrijven verwaarloosbaar. Een belangrijke nuance is wel dat uit paragraaf 4.1.2 blijkt dat jonge kinderen—vanwege hun lagere lichaamsgewicht—via voeding al een te hoge blootstelling aan cadmium en nikkel hebben. Hoewel deze achtergrondblootstelling niet wordt veroorzaakt door de uitstoot van Nedmag en omliggende bedrijven, is het vanwege dit verhoogde niveau wenselijk om aanvullende blootstelling aan zware metalen zoveel mogelijk te voorkomen. Arseen, cadmium en nikkel zijn geclassificeerd als Zeer Zorgwekkende Stoffen (ZZS).

Daarom geldt dat hun verspreiding zoveel mogelijk moet worden beperkt. Inmiddels is er een filtersysteem geïnstalleerd in de schachtovens, waardoor een reductie van emissies wordt verwacht (de uitstootgegevens van het jaar 2025 zijn nog niet bekend). Verder verwacht de provincie Groningen

34

dat nikkel niet langer vrijkomt door de vervanging van oude installatieonderdelen (Provincie Groningen, 2025). Omdat het risico op negatieve gezondheidseffecten van de uitstoot van Nedmag en omliggende bedrijven verwaarloosbaar wordt geacht voor de metalen arseen, cadmium en nikkel, ziet de GGD geen aanleiding voor vervolgonderzoek. Verdere argumentatie voor het niet aanbevelen van vervolgonderzoek komt overeen met de argumentatie in paragraaf 3.5.1 over lood.

35

Referenties ATSDR. (2020). Toxicological Profile for Lead. Opgehaald van https://www.atsdr.cdc.gov/ToxProfiles/tp13.pdf Boon, P. E., Te Biesebeek, J. D., & Van Donkersgoed, G. (2016). Dietary exposure to lead in the Netherlands. Opgehaald van https://www.rivm.nl/bibliotheek/rapporten/2016-0206.pdf Bremmer, H. J., Blom, W. M., Van Hoeven-Arentzen, P. H., Prud’homme de Lodder, L. C., Van Raaij, M. T., Straetmans, E. H., . . . Van Engelen, J. G. (2006). Pest Control Products Fact Sheet: To assess the risks for the consumer. Updated version for ConsExpo 4. Opgehaald van https://www.rivm.nl/bibliotheek/rapporten/320005002.pdf Budtz-Jørgensen, E., Bellinger, D., Lanphear, B., & Grandjean, P. (2013). An international pooled analysis for obtaining a benchmark dose for environmental lead exposure in children. Risk Analysis, pp. 450-461. doi:10.1111/j.1539-6924.2012.01882.x Carlisle, J. C., & Wade, M. J. (1992). Predicting blood lead concentrations from environmental concentrations. Regulatory Toxicology and Pharmacology, pp. 280-289. CSOIL. (2020). Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu. Opgehaald van https://www.rivm.nl/csoil de Jonge, D. (2023). Datarapport Luchtkwaliteit IJmond 2022. Opgehaald van https://www.noord-holland.nl/bestanden/pdf/Luchtkwaliteit%20IJmond%202022.pdf Dellas, V., Van den Dool, R., & Collard, D. (2018).

Ontwikkeling buitenspelen bij kinderen in Nederland: Factsheet 2018/4. Opgehaald van https://www.mulierinstituut.nl/publicaties/23494/ontwikkeling-buitenspelen-bijkinderen-in-nederland/ ECHA. (2016). Recommendation no. 12 of the BPC Ad hoc Working Group on Human Exposure: New default values for indoor Transfer Coefficient. Opgehaald van https://echa.europa.eu/documents/10162/1154636/recommendation_12_default_value s_en.pdf EFSA. (2010). Scientific Opinion on Lead in Food. EFSA Panel on Contaminants in the Food Chain (CONTAM), p. 1570. doi:10.2903/j.efsa.2010.1570 EFSA. (2011). Statement on tolerable weekly intake for cadmium. Opgehaald van https://efsa.onlinelibrary.wiley.com/doi/epdf/10.2903/j.efsa.2011.1975 EFSA. (2015). Scientific opinion on the risks to public health related to the presence of nickel in food and drinking water. Opgehaald van https://efsa.onlinelibrary.wiley.com/doi/epdf/10.2903/j.efsa.2015.4002 EPA. (1994). United States Environmental Protection Agency: IEUBK-model. Opgehaald van https://www.epa.gov/superfund/lead-superfund-sites-software-and-users-manuals EPA. (2012). United States Environmental Protection Agency: Standard Operating Procedure for Residential Exposure and Risk Assessment for Pesticides. Opgehaald van https://www.epa.gov/pesticide-science-and-assessing-pesticide-risks/standardoperating-procedure-residential-exposure

36

Filon, F. L., Marussi, G., Payet, M., Debellemaniere, O., Parodi, P. C., Zingaretti, N., . . . Crosera, M. (2025). Skin absorption of metals derived from hydrogenated stainless particles in human skin: Results from the TITANS project. Environmental Pollution, p. 125327. Florence, T. M., Lilley , S. G., & Stauber, J. L. (1988). Skin absorption of lead. The Lancet, pp. 157158. doi:10.1016/s0140-6736(88)90702-7 Geelen, L. M., Bogers, R. P., Elberse, J. E., Houthuijs, D., Montforts, M. H., Schuijf, M., . . . Wijten, J. H. (2023). De bijdrage van Tata Steel Nederland aan de gezondheidsrisico's van omwonenden en de kwaliteit van hun leefomgeving. Opgehaald van https://www.rivm.nl/publicaties/bijdrage-van-tata-steel-nederland-aangezondheidsrisicos-van-omwonenden-en-kwaliteit GGD-richtlijn Bodem en gezondheid. (2023). GGD-richtlijn medische milieukunde: Bodem en gezondheid. Opgehaald van https://www.rivm.nl/ggd-richtlijn-mmk-bodem-engezondheid#metalen GGD-richtlijn Luchtkwaliteit en gezondheid. (2019). GGD-richtlijn medische milieukunde: Luchtkwaliteit en gezondheid. Opgehaald van https://www.rivm.nl/ggd-richtlijnmedische-milieukunde-luchtkwaliteit-en-gezondheid Greven, F; Botma, R. (2020). Gezondheidskundige risicobeoordeling luchtkwaliteit in het industriegebied Oosterhorn en omgeving. Grosse, S. D., Matte, T. D., Schwartz, J., & Jackson, R. J. (2002).

Economic gains resulting from the reduction in children's exposure to lead in the United States. Environmental health perspectives, pp. 563-569. JECFA. (2011). Safety evaluation of certain contaminants in food. Opgehaald van https://www.who.int/publications/i/item/9789241209595 Lamé, F. P., Brus, D. J., & Nieuwenhuis, R. H. (2004). Achtergrondwaarden 2000. Hoofdrapport AW2000 fase 1. Lanphear, B. P., Hornung, R., Khoury, J., Yolton, K., Baghurst, P., Bellinger, D. C., . . . Graziano, J. (2005). Erratum: Low-level environmental lead exposure and children’s intellectual function: an international pooled analysis. Environmental health perspectives, p. 099001. Opgehaald van https://ehp.niehs.nih.gov/doi/full/10.1289/EHP5685 Lowney, Y. W., Wester, R. C., Schoof, R. A., Cushing, C. A., Edwards, M., & Ruby, M. V. (2007). Dermal absorption of arsenic from soils as measured in the rhesus monkey. Toxicological sciences, pp. 381-392. doi:10.1093/toxsci/kfm175 Lucassen, J., Singh, A., Heijnen, E., & Slot-Heijs, J. (2020). Buitenspelen 2020: Een verkenning van het beleid in Nederland en Europa. Luchtmeetnet. (z.d.). https://www.luchtmeetnet.nl/rapportages. Mennen, M. G. (2002). Resultaten van metingen door de Milieuongevallendienst bij branden. RIVM Rapport 609100002/2002. Mennen, M. G. (2021). Depositieonderzoek IJmond 2020.

Monstername, analyse en risicobeoordeling van PAK en metalen in neergedaald stof binnen- en buitenshuis in de IJmondregio.

37

Moore, M. R., Meredith, P. A., Watson, W. S., Sumner, D. J., Taylor, M. K., & Goldberg, A. (1980). The percutaneous absorption of lead-203 in humans from cosmetic preparations containing lead acetate, as assessed by whole-body counting and other techniques. Food and Cosmetics Toxicology, pp. 399-405. Otte, P. F., Bakker, M. I., Lijzen, J. P., Versluijs, C. W., & Zeilmaker, M. J. (2015). Diffuse loodverontreiniging in bodem. Advies voor een gemeenschappelijk beleidskader. Opgehaald van https://www.rivm.nl/bibliotheek/rapporten/2015-0204.pdf Provincie Groningen. (2025). Verkennend onderzoek naar de luchtkwaliteit rondom Nedmag, Veendam, provincie Groningen. Rapport luchtkwaliteit. Richmond-Bryant, J., Meng, Q., Davis, A., Cohen, J., Lu, S.-E., Svendsgaard, D., . . . Hines, E. P. (2014). The Influence of Declining Air Lead Levels on Blood Lead–Air Lead Slope Factors in Children. Environmental Health Perspectives, pp. 754-760. RIVM | Arseen. (z.d.). Risico's van stoffen: Arseen. Opgehaald van https://rvszoeksysteem.rivm.nl/stof/detail/278 RIVM | Cadmium. (z.d.). Risico's van stoffen: Cadmium. Opgehaald van https://rvszoeksysteem.rivm.nl/stof/detail/377 RIVM | HCl-normen. (z.d.). Risico's van stoffen: Zoutzuur. Opgehaald van https://rvszoeksysteem.rivm.nl/stof/detail/1338 RIVM | Nikkel. (z.d.). Risico's van stoffen: Nikkel.

Opgehaald van https://rvszoeksysteem.rivm.nl/stof/detail/1007 Schwartz, J. (1994). Societal benefits of reducing lead exposure. Environmental Research, pp. 105-124. Smit, C. E., Janssen, M. P., Janssen, P. J., & Lijzen, J. (2009). Road-map Normstelling Normafleiding voor genotoxisch carcinogene stoffen: Humaan-toxicologische risicogrenzen en het MTR. Opgehaald van https://www.rivm.nl/bibliotheek/rapporten/601782027.pdf Sprong, R C; Boon, P E. (2015). Dietary exposure to cadmium in the Netherlands. Opgehaald van https://www.rivm.nl/bibliotheek/rapporten/2015-0085.pdf Sprong, R. C., van den Brand, A. D., van Donkersgoed, G., Blaznik, U., Christodoulou, D., Crépet, A., . . . Mengelers, M. J. (2023). Combined chronic dietary exposure to four nephrotoxic metals exceeds tolerable intake levels in the adult population of 10 European countries. Food Additives & Contaminants: Part A, pp. 1568-1588. Opgehaald van https://doi.org/10.1080/19440049.2023.2272716 te Biesebeek, J. D., Nijkamp, M. M., Bokkers, B. G., & Wijnhoven, S. W. (2014). General Fact Sheet: General default parameters for estimating consumer exposure - Updated version 2014. Opgehaald van https://www.rivm.nl/bibliotheek/rapporten/090013003.pdf ter Burg, W., Bremmer, H. J., & van Engelen, J. G. (2007). Oral exposure of children to chemicals via hand-to-mouth contact.

Opgehaald van https://www.rivm.nl/bibliotheek/rapporten/320005004.pdf

38

von Lindern, I., Spalinger, S., Stifelman, M. L., Stanek, L. W., & Bartrem, C. (2016). Estimating children’s soil/dust ingestion rates through retrospective analyses of blood lead biomonitoring from the Bunker Hill Superfund Site in Idaho. Environmental Health Perspectives, pp. 1462-1470. Wester, R. C., Maibach, H. I., Sedik, L., Melendres, J., Dizio, S., & Wade, M. (1992). In vitro percutaneous absorption of cadmium from water and soil into human skin. Toxicological Sciences, pp. 1-5. doi:10.1016/0272-0590(92)90021-9 Wijten, J. H., Mahieu, C. M., Elberse, J. E., Heezen, P. A., van Putten, E. M., Boshuis-Hilverdink, M. E., & Masselink, N. J. (2025). Depositie-onderzoek IJmond najaar 2024. Monstername en analyse van PAK en metalen in neergedaald stof in de IJmond-regio. Opgehaald van https://www.rivm.nl/bibliotheek/rapporten/2025-0054.pdf World Health Organization. (2000). Air quality guidelines for Europe, 2nd edition. Opgehaald van https://www.who.int/publications/i/item/9789289013581 World Health Organization. (2021). WHO global air quality guidelines: particulate matter (PM2.5 and PM10), ozone, nitrogen dioxide, sulfur dioxide and carbon monoxide. Opgehaald van https://www.who.int/publications/i/item/9789240034228 World Health Organization. (2021). WHO guideline for the clinical management of exposure to lead.

Opgehaald van https://www.who.int/publications/i/item/9789240037045

39

Bijlagen Bijlage 1 Richmond-Bryant et al. (2014) analyseerden de relatie tussen loodgehaltes in de lucht (PbA) en de loodgehaltes in het bloed (PbB) (Richmond-Bryant, et al., 2014). Voor de periode 1999–2008, werden hierbij gegevens uit grootschalige, doorlopende onderzoeken in de Verenigde Staten gecombineerd met meetgegevens over lood in lucht. Op basis van het wiskundige model beschreven in (Richmond-Bryant, et al., 2014), modelleren we voor kinderen van 1 tot 5 jaar de relatie tussen de lood-luchtconcentratie en lood-bloedwaarde als volgt op gemiddeld populatieniveau: �������������������� ���������������������� (μg/dl) = 1.142 + 0.076ln�PbA (μg/m3 ) , ln�PbB

���������� (PbA) respectievelijk de gemiddelde waardes zijn van ln(PbB) en ln(PbA). waarbij ���������� ln(PbB) en ln Bovenstaande vergelijking is equivalent aan de volgende relatie: ���������������������

���������������������� 3

Geometrisch gemiddelde PbB (μg/dl) = 𝑒𝑒 ln�Pb𝐵𝐵 (μg/dl)� = 𝑒𝑒 1.142+0.076ln�PbA (μg/m )� .

Wanneer we de geometrische gemiddelde lood-bloedconcentratie in μg/l in plaats van μg/dl willen schrijven geeft dit: ����������������������� 3

Geometrisch gemiddelde PbB (μg/l) = 10 ∙ 𝑒𝑒 1.142+0.076ln�PbA (μg/𝑚𝑚 )� .

Omdat we binnen dit onderzoek alleen werken met de lood-luchtconcentratie van de maximale ���������� (PbA) gelijk aan ln(PbA) en bijdrage van Nedmag—en niet met een reeks aan meetdata—is ln resulteert dit in vergelijking (2) in paragraaf 3.2.1.

40

Bijlage 2 Tabel 15. Achtergronddepositie van de metalen op basis van gemiddelde meetgegevens op onbelaste achtergrondlocaties De Zilk, De Rijp en Amersfoort (Wijten, et al., 2025).

Lood

Arseen

Cadmium

Nikkel

Meetperiode van 18 dagen

Gemiddelde achtergronddepositie(a)

Gemiddelde achtergronddepositie per dag(b) (μg/m2/dag)

Gemiddelde achtergronddepositie per dag(c) (μg/m2/dag)

1 t/m 18 oktober 2024 18 oktober t/m 4 november 2024 4 t/m 21 november 2024 1 t/m 18 oktober 2024 18 oktober t/m 4 november 2024 4 t/m 21 november 2024 1 t/m 18 oktober 2024 18 oktober t/m 4 november 2024 4 t/m 21 november 2024 1 t/m 18 oktober 2024 18 oktober t/m 4 november 2024 4 t/m 21 november 2024

64

3,56

4,39

105

5,83

68

3,78

2

0,11

2

0,11

15

0,83

2

0,11

2

0,11

2

0,11

20

1,11

12

0,67

13

0,72

0,35

0,11

0,83

(a) Locaties De Zilk, De Rijp en Amersfoort. Bron voor depositiewaardes: (Wijten, et al., 2025). (b) Berekend door de gemiddelde achtergronddepositie gedurende een meetperiode te delen door het aantal dagen van de meetperiode (18 dagen). (c) Berekend door een gemiddelde te nemen over de meetperiodes van de gemiddelde achtergronddepositie per dag.

41