Haalbaarheidsstudie Biotanormen Finaal Tweede Druk TW

Haalbaarheidsstudie biotanormen voor gevaarlijke

stoffen

Onderbouwing meetstrategie voor de toetsing van

biotanormen

Maarten De Jonge, Freddy Dardenne, Ronny Blust & Lieven Bervoets

Haalbaarheidsstudie biotanormen voor gevaarlijke stoffen

2

Auteurs:

Maarten De Jonge

Freddy Dardenne

Ronny Blust

Lieven Bervoets

Contact: Universiteit Antwerpen, Departement Biologie

SPHERE - Systemisch Fysiologisch en Ecotoxicologisch Onderzoek

Groenenborgerlaan 171

B-2020 Antwerpen

www.sphere.be

Tel: ++/32/(0)3/2653533

Fax: ++/32/(0)3/2653497

E-mail: [email protected]

Deze studie werd uitgevoerd in opdracht van de Vlaamse Milieumaatschappij (VMM) en dient te

worden geciteerd als:

De Jonge M., Dardenne F., Blust R. & Bervoets L. 2012. Haalbaarheidsstudie biotanormen voor gevaarlijke stoffen:

Onderbouwing meetstrategie voor de toetsing van biotanormen. Universiteit Antwerpen in opdracht van de

Vlaamse Milieumaatschappij (VMM), Antwerpen, België.

Onderbouwing meetstrategie voor de toetsing van biotanormen

3

Inhoudstafel

Nederlandstalige samenvatting 7

English abstract 8

Inleiding 9

Doelstellingen 9

DO1A: Bestaande biotanormen 10

1.1 Regelgeving per land 10

1.1.1 EU lidstaten 10

1.1.2 Canada 14

1.1.3 Verenigde Staten 14

1.1.4 Canada & Verenigde Staten 14

1.2 Regelgeving per stof(groep) 15

1.2.1 Metalen 15

1.2.2 PAKs 16

1.2.3 Bestrijdingsmiddelen 16

1.2.4 Gebromeerde difenylethers 17

1.2.5 Ftalaten 17

1.2.6 PCBs 17

1.2.7 Chlooralkanen 18

1.2.8 Perfluoroctaan sulfonaat 18

DO1B: Bestaande bioaccumulatie monitoring activiteiten 19

1.3 Europese lidstaten 19

1.4 Biomonitoring buiten Europa 22

DO2: Advies over geschikte organismen voor de monitoring van bioaccumulatie in de

Vlaamse oppervlaktewateren 25

2.1 Organismen voor biomonitoring 25

2.1.1 Vissen 25

2.1.2 Macro-invertebraten 28

2.1.3 Macrofyten en mossen 32

2.1.4 Synthese 32

2.2 Advies voor geschikte biomonitoring organismen 34

2.2.1 Beschermingsdoel? 34

2.2.2 Per stroomdiagram 34

2.2.3 Per trofisch niveau 35


4

2.2.4 Eén of meerdere organismen 35

2.2.5 Beslissingssleutel 36

DO3A: Suggesties betreffende een efficiënte en effectieve meetstrategie voor Vlaanderen 38

3.1 Keuze van polluenten 38

3.2 Keuze van meetpunten 38

3.3 Bemonsteringsperiode 39

3.4 Frequentie van bemonsteren 40

3.5 Methoden voor bemonstering 40

3.5.1 Vis bemonstering (passief) 41

3.5.2 Benthische macro-invertebraten (passief) 41

3.5.3 Gekooide organismen (actief) 42

3.6 Analysetechnieken 42

3.7 Voorbeeld voor effectieve meetstrategie in Vlaanderen 43

DO3B: Projectvoorstel verkennende studie rond bioaccumulatie monitoring in Vlaanderen 46

DO4: Literatuuronderzoek naar bestaande ontwikkelingen en monitoringactiviteiten

rond het gebruik van passieve samplers 52

4.1 Inleiding en begrip passieve sampler 52

4.2 Partitiesampler 52

4.3 Adsorptiesampler 54

4.4 Bestaande passieve sampler technieken 55

4.4.1 Semi-permeable membrane device (SPMD) 55

4.4.2 Lage-dichtheid polyethyleen (LDPE) 55

4.4.3 Siliconen rubber 55

4.4.4 Solid phase microextraction (SPME) 58

4.4.5 Polyoxymethyleen (POM) 58

4.4.6 Polar organic chemical integrative sampler 58

4.4.7 Empore disk 58

4.4.8 Chemcatcher 59

4.4.9 Diffusive Gradient in Thin films (DGT) 59

4.5 Vergelijking passieve sampler en biotamonitoring 63

4.5.1 Passieve samplers en bioaccumulatie in macro-invertebraten 66

4.5.2 Passieve samplers en bioaccumulatie in vissen 67

4.6 Monitoring met passieve samplers 68

Conclusies en aanbevelingen 69

Referenties 73


5

Bijlagen 83

Bijlage 1: Lijst van gebruikte afkortingen 83

Bijlage 2: Overzicht van VMM meetplaatsen voor toestand & trend monitoring 84

Bijlage 3: Overzicht + samenvatting rivieren voor toestand & trend 88

Bijlage 4: Overzicht + samenvatting meren en overganswater voor toestand & trend 93


6


7

Nederlandstalige samenvatting

Ter bescherming van het aquatische milieu stelde de Europese commissie (EC) in 2008 een lijst op

van 33 prioritaire stoffen waarvoor een milieukwaliteitsnorm werd afgeleid. Bepaalde stoffen zijn

echter door hun hydrofobe eigenschappen slecht meetbaar in water en zullen eerder binden aan de

waterbodem of zich opstapelen in organismen. Voor deze polluenten kan het raadzaam zijn om

concentraties te gaan meten in weefsel in plaats van in water. De huidige studie ging na in welke

mate bioaccumulatie kan gebruikt worden voor de monitoring en risico-evaluatie van Vlaamse

inlandse waterlopen. Enerzijds stelde de EC drie biotanormen op voor de bescherming van top-

predatoren tegen secundaire vergiftiging (methylkwik, hexachloorbenzeen en hexachloorbutadieen)

en laat het de lidstaten de keuze om voor de overige prioritaire lipofiele stoffen ofwel biotanormen

ofwel normen in water, met eenzelfde beschermingsniveau, op te stellen. Anderzijds wordt er van de

lidstaten verwacht dat polluentconcentraties in de tijd worden opgevolgd. Verschillende Europese

lidstaten en regio’s bereiden momenteel de start van een bioaccumulatiemeetnet voor (bv. Wallonië

en Oostenrijk) of beschikken reeds over een bestaand meetnet (bv. Nederland en Schotland). Zowel

vis (o.a. paling; passief) als macro-invertebraten (o.a. driehoeksmossel; actief) worden hierbij als

biomonitor gebruikt. Als alternatief voor de bedreigde paling kan blankvoorn en riviergrondel

worden gebruikt. Een beslissingstabel voor de keuze van een geschikt organisme voor

bioaccumulatie monitoring op basis van het beoogde beschermingsdoel, de geografische spreiding

en het trofisch niveau werd in deze studie opgesteld. Suggesties betreffende een efficiënte

meetstrategie voor een accumulatie meetnet conform de richtlijnen van de EC werden geformuleerd

aan de hand van adviezen rond de keuze van biomonitor, meetplaatsen, meetfrequentie, enz...

Bijkomend werd een projectvoorstel geschreven waarbij verschillende potentiële monitoring

organismen/methoden naast elkaar worden vergeleken. Siliconen rubber passieve samplers (PS)

lijken een veelbelovende techniek voor de bemonstering en analyse van lipofiele polluenten en

hebben verschillende voordelen ten opzichte van biotamonitoring. Momenteel kunnen deze

samplers enkel worden ingezet voor de routine biomonitoring van PAKs en PCBs. Hierdoor is het

momenteel niet mogelijk om PS te gebruiken voor de analyse van alle door Europa voorgestelde

prioritaire hydrofobe stoffen. Op basis van de huidige literatuurstudie kan Vlaanderen starten met

een voorlopig bioaccumulatiemeetnet waarbij in een eerste fase passieve biomonitoring door

bemonstering en analyse van blankvoorn en/of riviergrondel wordt uitgevoerd. In een volgend

stadium kunnen de resultaten en gevolgde meetstrategie geëvalueerd worden en bijgestuurd waar

nodig. Op deze manier kan aan de Europese vraag worden voldaan en kan een

bioaccumulatiemeetnet worden opgestart op een wetenschappelijk onderbouwde manier.


8

English abstract

In 2008 the European commission (EC) formulated environmental quality standards for 33 priority

substances in order to protect the aquatic environment. Due to their hydrophobic properties certain

pollutants are only poorly measurable in surface water, however will largely bind to sediment or

accumulate in biota. Therefore it should be advisable to measure these pollutants in tissue, rather

than surface water. The current study assessed whether bioaccumulation can be used in the

monitoring and risk assessment of Flemish river systems. On the one hand the EC proposed three

biota standards for the protection of top predators against secondary poisoning (methylmercury,

hexachlorobenzene and hexachlorobutadiene) and leaves the member states to choose between

biota standards or standards in surface water, with the same level of protection, for the remaining

lipophilic priority substances. On the other hand the EC expects that pollutant concentrations are

monitored on a regular basis. Various member states and regions are currently preparing

bioaccumulation monitoring programs (e.g. Wallonia and Austria) or have already existing programs

(e.g. The Netherlands and Scotland). Both fish (o.a. eel; passive) and invertebrates (o.a. zebra mussel;

active) are frequently used as biomonitor. Since eel stocks are generally declining, roach and

gudgeon can be used as an alternative. A decision table for choosing the appropriate organism for

bioaccumulation monitoring based on the desired protection goal, geographic presence and trophic

level was made. Recommendations regarding an efficient and effective sampling strategy for a

bioaccumulation program according to the EC guidelines were formulated based on choose of

biomonitor, sample sites, frequency of measuring, etc… Additionally a project proposal regarding the

comparison of different potential organisms/methods for biomonitoring was formulated. Silicon

rubber passive samplers (PS) are a promising technique for measuring lipophilic pollutants and have

various advantages compared to the use of biota. For the moment, silicon rubber PS can only be used

for the routine biomonitoring of PAHs and PCBs. Therefore it is currently not possible to use PS for

the measurement of all hydrophobic priority pollutants proposed by the EC. Based on the results of

the current study the Flemish Environmental Agency can start with a preliminary bioaccumulation

program using passive biomonitoring with roach and gudgeon as a first stage. In the next stage the

results and monitoring strategy can be evaluated and adjusted if necessary. Using the latter approach

the Flemish government meets with the European requirements while a bioaccumulation program

can be started in a scientific-relevant way.


9

Inleiding

Oppervlaktewateren en aquatische ecosystemen staan onder druk van chemische verontreiniging,

die mede veroorzaakt wordt door menselijke activiteiten. Dit heeft, samen met de structurele

ingrepen, een verlies aan habitat en een dalende biodiversiteit tot gevolg. Afhankelijk van de fysisch-

chemische eigenschappen van een stof kan deze zich manifesteren als bioaccumulatief en zich

daardoor concentreren doorheen de voedselketen. De mens wordt enerzijds door drinkwater maar

anderzijds vooral via de voedselketen aan verontreiniging van het aquatische milieu blootgesteld,

o.a. door het eten van vis en schaaldieren. De Europese commissie (EC) nam al verscheidene

initiatieven om het aquatische milieu te beschermen tegen de nadelige effecten van schadelijke

stoffen. Een concreet voorbeeld hiervan is de Europese dochterrichtlijn 2008/105/EC met betrekking

tot milieukwaliteitsnormen (MKN) en de Kaderrichtlijn Water (KRW) (EC, 2000, 2008). Hierbij werd

een lijst opgesteld van 33 prioritaire stoffen waarvoor een MKN voor waterconcentraties werd

afgeleid. Bepaalde stoffen zijn echter door hun hydrofobe eigenschappen slecht meetbaar in water

en zullen eerder binden aan de waterbodem of zich opstapelen in organismen. Voor deze polluenten

kan het raadzaam zijn om concentraties te meten in weefsel in plaats van in water. Daarnaast

kunnen polluentconcentraties in water vaak grote variaties vertonen doorheen de tijd, door

plaatsgebonden verschillen in fysische en chemische karakteristieken. Geaccumuleerde

polluentconcentraties in weefsel zullen deze verschillen integreren in de tijd en dus minder variëren.

Doelstellingen

De huidige studie ging na in welke mate bioaccumulatie kan gebruikt worden voor de monitoring en

risico-evaluatie van Vlaamse inlandse waterlopen. Hiervoor werden vier deelstudies uitgevoerd:

Deelopdracht 1: Literatuuronderzoek naar bestaande formele of ontwerp-biotanormen in de

regelgeving van de EU lidstaten, USA en Canada (A) en naar bestaande monitoringactiviteiten rond

de bioaccumulatie in vastelandwaters in een gematigd klimaat (B).

Deelopdracht 2: Advies over geschikte organismen voor de monitoring van bioaccumulatie in de

Vlaamse oppervlaktewateren.

Deelopdracht 3: Formuleren van suggesties betreffende een efficiënte en effectieve meetstrategie

voor Vlaanderen (A) en het uitschrijven van een projectvoorstel rond de vergelijking van

organismen/methoden voor biomonitoring (B).

Deelopdracht 4: Literatuuronderzoek naar bestaande ontwikkelingen en monitoringactiviteiten rond

het gebruik van passieve samplers.


10

Deelopdracht 1A: Bestaande biotanormen

1.1 Regelgeving per land

1.1.1 EU lidstaten

De Europese dochterrichtlijn 2008/105/EC met betrekking tot milieukwaliteitsnormen (MKN) omvat

een lijst van 33 prioritaire stoffen waarvan een MKN werd opgesteld voor het meten van polluenten

in oppervlaktewater (EC, 2008). De richtlijn gaan uit van twee types MKN voor de waterkolom.

Enerzijds een MKN op basis van een jaarlijks gemiddelde concentratie en anderzijds een MKN op

basis van een maximaal toelaatbare concentratie gericht op zowel lange termijn chronische effecten

als op korte termijn acute impact. De richtlijn laat de lidstaten de keuze om in bepaalde categorieën

oppervlaktewateren te kiezen om MKN voor sediment en/of biota toe te passen in plaats van de

normen op basis van metingen in de waterkolom. Dit voor stoffen waarvoor het niet mogelijk is om:

voldoende bescherming te bieden tegen directe effecten en doorvergiftiging (secundaire vergiftiging)

enkel gebaseerd op directe ecotoxiciteit in water (bv. kwik); waarvoor er momenteel geen goede

methoden voorhanden zijn om in water te meten (bv. chlooralkanen); waarvoor de concentratie in

water slecht meetbaar is (bv. tributyltin); en waarvoor de spreiding in bioconcentratiefactoren (BCF)

zo groot is dat omrekening naar doorvergiftigingsrisico’s vanuit de analyses in water niet haalbaar is

(bv. lood).

Voor drie prioritaire stoffen werden reeds officiële MKN op basis van biota vastgelegd nl. voor kwik

en -verbindingen een MKN van 20 µg/kg, voor hexachloorbenzeen een MKN van 10 µg/kg en voor

hexachloorbutadieen een MKN van 55 µg/kg (tabel 1). Deze normen gelden voor metingen in

weefsel van prooidieren (uitgedrukt per natgewicht) zoals vissen, weekdieren, schaaldieren en

andere biota, waarbij de lidstaten vrij zijn in hun keuze voor het meest geschikte biomonitoring

organisme. Hierbij moet echter worden benadrukt dat de bioaccumulatie van zowel organische als

anorganische polluenten sterk kan variëren per soort en per trofisch niveau (De Jonge et al., 2012;

Van Ael et al., 2012), waardoor de betekenis en interpretatie van bioaccumulatie-data erg kan

verschillen afhankelijk van het gekozen biomonitor organisme. Hoewel dergelijke aspecten essentieel

zijn betreffende de keuze van geschikte organismen voor enerzijds het vastleggen van biotanormen

en anderzijds de toepassing in een toekomstig bioaccumulatiemeetnet, komen deze niet aan bod in

de huidige Europese wetgeving. In de toekomstige dochterrichtlijn prioritaire stoffen wordt hieraan

echter deels tegemoet gekomen door de MKN voor biota te relateren aan een trofisch niveau. Bij

meting in een ander compartiment of ander trofisch niveau dient de norm dus herrekend te worden.


11

Land Richtlijn Stof Concentratie in biota (µg/kg ww) Matrix

EU Dochterrichtlijn (2008/105/EC) Methylkwik 20 Prooidieren*

Hexachloorbenzeen 10 Prooidieren*

Hexachloorbutadieen 55 Prooidieren*

Canada Canadian Environmental quality guidelines (1999) ΣDDT 14 Prooidieren

Methylkwik 33 Prooidieren

PCB’s Zoogdieren: 0.79 (ng TEQ/kg ww)∆ Prooidieren

Vogels: 2.4 (ng TEQ/kg ww)∆ Prooidieren

PCDD’s, PCDF’s Zoogdieren: 0.71 (ng TEQ/kg ww)∆ Prooidieren

(dioxinen en furanen) Vogels: 4.75 (ng TEQ/kg ww)∆ Prooidieren

Toxafeen 6.3 Prooidieren

VSA+

Canada Great Lake water quality agreement (1987) Methylkwik 500 Top-predatoren (vis)

ΣPCB 100 Top-predatoren (vis)

ΣDDT 1000 Top-predatoren (vis)

Tabel 1: Overzicht van bestaande biotanormen in de EU, Canada en VSA voor de bescherming van het aquatische leven voor secundaire vergiftiging via de voedselketen. *: Kan gemeten worden in vis, weekdieren, schaaldieren en andere biota. De EU lidstaten zijn vrij in hun keuze voor het al dan niet meten in biota en voor het meest geschikte organisme;

∆: Uitgedrukt in toxische equivalent eenheid (Toxic Equivalent Unit of TEQ),

deze wordt bekomen door waarde te vermenigvuldigen met equivalentie factor (TEF), welke verschilt per chemisch congeneer.

Voor andere prioritaire stoffen, waarvoor geen officiële MKN werd vastgelegd en die de tendens

hebben te accumuleren in sediment en/of biota, dienen de lidstaten zelf een MKN voor een te kiezen

biotamatrix af te leiden die minstens hetzelfde beschermingsniveau biedt als een MKN voor water.

Deze MKN wordt afgeleid op basis van de laagst beschikbare NOEC (No Observed Effect

Concentration) van een polluent getest op vogels en zoogdieren via voeding (NOECoraal), waarbij

telkens een extrapolatie factor (EF), afhankelijk van de beschikbare toxiciteitsdata, mee in rekening

gebracht dient te worden (EC, 2011):

KNbiota = NOECoraal,vogels/zoogdier/EForaal (1)

Hierbij gaat men er vanuit dat biotanormen afgeleid voor vogels en zoogdieren voldoende

beschermend zijn voor zowel benthische als pelagische organismen. Deze afgeleide biotanorm kan

ook worden omgerekend naar een concentratie in water, die hetzelfde beschermingsniveau biedt als

de overeenkomstige biotanorm (dus bescherming voor secundaire vergiftiging) maar dan in water

dient te worden gemeten. Dit door gebruik te maken van Bioaccumulatiefactoren (BAF):

KNwater = KNbiota/BAF (2)


12

Waarbij de BAF verwijst naar opnamemechanismen van hydrofobe polluenten via zowel

bioconcentratie (=accumulatie via medium) en biomagnificatie (=accumulatie via voeding).

Tabel 2 geeft een vergelijking tussen de huidige officiële Europese MKN voor water (EC, 2008, VR,

2010) en zowel officiële als uit vergelijking (1) afgeleide conceptnormen voor biota (EC, 2011).

Hiernaast wordt per stof telkens de overeenkomstige, via vergelijking (2) omgerekende waternorm

(met bescherming tegen secundaire vergiftiging) weergegeven. Hierbij valt op dat de drie normen

zeer sterk van elkaar kunnen verschillen. Zo is bv. de MKN voor methylkwik in water 0.05 µg/L,

terwijl de omgerekende biotanorm (van 20 µg/kg ww) naar een waterconcentratie vele malen lager

ligt en varieert tussen 0.000001 en 0.001 µg/L. Een gedetailleerde bespreking van de verschillende

normen voor water en biota per stof volgt in deel 1.2 (regelgeving per stofgroep).

Categorie Stof MKN water (µg/L)∆ MKN biota (µg/kg ww)

# MKN biota (µg/L)

Ø

Metalen Methylkwik 0.05 20 0.000001-0.001

Lood 7.2 300-1000 0.15-15

Cadmium 0.08-0.25* 160 0.26

PAKs Anthraceen 0.10 33 3.6

Fluorantheen 0.10 11530 0.15-6.63

Benzo(a)pyreen 0.05 - -

benzo(b)fluorantheen en

benzo(k)fluorantheen Σ0.03 - -

benzo(g,h,i)peryleen en

indeno (1,2,3-cd)pyreen Σ0.002 - -

Bestrijdingsmiddelen γ-Hexachloorcyclohexaan (Lindaan) 0.02 33 0.026

Pentachloorbenzeen 0.007 367 0.007

Tributyltinverbindingen 0.0002 230 0.38

Hexachloorbenzeen 0.01 10 0.0004

Hexachloorbutadieen 0.1 55 0.003

Dichloordifenyltrichloorethaan (DDT) som 0.025 75 -

Gebromeerde

difenylethers PBDE 0.0005 1000 0.0018

PCBs Som van 7 PCBs Σ0.002 335 -

Ftalaat DEHP 1.3 3200 1.3

Chlooralkanen C10-C13 chlooralkanen 0.4 16600 0.41

Perfluorverbindingen PFOS - 33 0.002

Tabel 2: Vergelijking tussen officiële Europese of Vlaamse MKN in water (∆) (EC, 2008; VR, 2010) met officiële en conceptuele MKN in biota (#) (EC, 2011) en naar een waterconcentratie omgerekende biotanorm (Ø) (EC, 2011). MKN in water (∆) zijn huidige Jaargemiddelde-MKN voor landoppervlaktewateren en worden uitgedrukt als totale concentraties, met uitzondering van de metalen kwik, cadmium en lood, waarvan de concentratie wordt uitgedrukt in een watermonster na filtratie over een 0.45 µm membraan. Bij metalen mag de natuurlijke achtergrondwaarde opgeteld worden om tot een norm te komen. Afgeleide en officiële MKN voor biota (#) zijn gebaseerd op de laagste NOEC voor vogels/zoogdieren, rekening houdend met extrapolatiefactor (vergelijking 1) (EC, 2011). Waternormen afgeleid uit biotanorm (Ø) werden afgeleid door toepassing van een BAF (vergelijking 2) (EC, 2011). *: Afhankelijk van de waterhardheid.


13

Momenteel zijn er drie Europese lidstaten die concept-biotanormen hebben afgeleid volgens de

methode voorgeschreven door de Europese commissie: Nederland, Oostenrijk en Finland. In deze

drie lidstaten zijn biotanormen op dit moment in voorbereiding voor eventuele toepassing in de

nationale wetgeving (Wimmer & Rüdel, 2007). In Duitsland worden biotanormen per deelstaat

bekeken en niet op nationaal niveau. In wat volgt wordt een overzicht gegeven van de huidige

standpunten met betrekking tot de toepassing van biotanormen in Nederland en Oostenrijk.

Nederland

Het Nederlandse beleid geeft op dit moment de voorkeur aan het gebruik van waternomen in plaats

van biotanormen. Dit vanwege financiële en arbeidsintensieve aspecten van een bijkomend

monitoringprogramma met betrekking tot het meten van enkele prioritaire stoffen in biota (Roex &

van den Heuvel-Greve, 2010). Daarbij vindt men het vanuit ethisch oogpunt niet wenselijk om

organismen enkel en alleen te bemonsteren voor chemische analyses. Dit geldt zeker wanneer het

organismen betreft die te kampen hebben met een sterke achteruitgang, zoals de paling. Hoewel

Nederland inspanningen levert voor het verbeteren van de huidige analytische capaciteit erkent men

het feit dat bepaalde lipofiele prioritaire stoffen op dit moment zeer moeilijk meetbaar zijn in

oppervlaktewater. Op basis van een evaluatie rond bioaccumulerende stoffen vindt Nederland het

op dit moment wenselijk om naast de drie prioritaire stoffen waarvoor vanuit Europa een biotanorm

wordt opgelegd (Kwik, HCB, HCBu) ook een biotanorm op te stellen voor lood, pentachloorbenzeen

en tributyltin verbindingen. Wat de eerste twee stoffen betreft wordt er geargumenteerd dat een

waternorm niet goed afleidbaar en/of niet voldoende afdekkend is voor doorvergiftiging, aangezien

BCFs voor deze stoffen erg variabel zijn. Tributyltin is op dit moment nog moeilijk te meten in

oppervlaktewater en de MKN ligt onder de detectielimiet (Roex & van den Heuvel-Greve, 2010).

Oostenrijk

Naar aanleiding van de Europese dochterrichtlijn stelde het Fraunhofer Instituut in opdracht van

Oostenrijk een lijst op van 80 stoffen met de bedoeling na te gaan of deze al dan niet in biota of

zwevende stof moeten gemeten worden. Voor deze stoffen waarvoor er nog geen MKN beschikbaar

zijn voor de bescherming van predatoren tegen secundaire vergiftiging werden er zelf

beoordelingscriteria afgeleid, gebaseerd op de methode voorgeschreven door Europa, voor de

beoordeling en evaluatie van bioaccumulatie-gegevens in toekomstige monitoringsprogramma’s. Dit

laatste gebeurde o.a. voor heptachloor, waarvoor een criteriumnorm van 600 µg/kg ww werd

voorgesteld (Wimmer & Rüdel, 2007).


14

1.1.2 Canada

De Canadese overheid besliste in 1999 om biotanormen te ontwikkelen voor polluenten die

gemakkelijk accumuleren in de voedselketen. Dit ter bescherming van aquatische organismen die via

voeding aan dergelijke lipofiele polluenten worden blootgesteld. Deze biotanormen hebben

betrekking op vissen, schaaldieren, macro-invertebraten en waterplanten. Officiële Canadese

biotanormen werden vastgelegd voor DDT, waarvan de som in weefsel niet meer dan 14 µg/kg ww

mag bedragen; (methyl)kwik (33 µg/kg ww) en toxafeen (6.3 µg/kg ww). Daarnaast werden officiële

normen opgesteld voor PCBs, PCDDs (dioxinen) en PCDFs (furanen), die verschillen tussen

zoogdieren en vogels en die telkens per congeneer met een veiligheidsfactor moet worden

vermenigvuldigd (tabel 1) (CCME, 2000).

Verder dienen er concept-biotanormen te worden afgeleid door de federale, territoriale en

provinciale milieuagentschappen voor contaminanten die de neiging hebben om te bioaccumuleren

in weefsel van prooidieren en een bedreiging vormen voor organismen die zich voeden met dit

weefsel. Stoffen die de afleiding van biotanormen vereisen hebben een BCF of BAF ≥ 5000; een log

KOW ≥ 5 en halfwaardetijden in water en sediment van respectievelijk ≥ 182 en ≥ 365 dagen.

Deze biotanormen dienen te worden afgeleid op basis van de resultaten van chronische

toxiciteitsdata die de meest gevoelige levensstadia en eindpunten beoordelen (=laagste NOEC) en

getest zijn op vogels en/of zoogdieren (CCME, 2000).

1.1.3 Verenigde Staten

Op dit moment voorziet de Amerikaanse regelgeving geen officiële biotanormen voor de

bescherming van (aquatische) organismen via secundaire vergiftiging. De verschillende federale

staten kunnen zelf beslissen of ze al dan niet biotanormen in hun milieuwetgeving opnemen. Deze

normen verschillen echter sterk tussen de staten. De Amerikaanse wetgeving voorziet echter wel

biotanormen voor de bescherming van de menselijke gezondheid via het eten van vis.

1.1.4 Canada & Verenigde Staten

Ter bescherming van de aquatische ecosystemen van de diverse Noord-Amerikaanse Grote Meren

werd door de Canadese en Amerikaanse overheden in 1972 een verdrag gesloten, dat in 1978 werd

hernieuwd en waarbij ook milieukwaliteitsnormen werden opgenomen. Voor sommige stoffen


15

werden eveneens biotanormen opgesteld voor de bescherming van visetende aquatische en

terrestrische soorten. Voor methylkwik bedraagt deze 500 µg/kg ww; voor PCBs 100 µg/kg ww en

voor DDT 1000 µg/kg ww. Deze biotanormen dienen te worden gemeten in top-predatoren

(carnivore vissen) (IJC, 1987).

1.2 Regelgeving per stof(groep)

1.2.1 Metalen

Metalen zijn natuurlijke chemische elementen en komen van nature in het leefmilieu voor. Door hun

persistente eigenschappen kunnen ze gemakkelijk in het milieu opstapelen en accumuleren in biota.

Vanuit biologisch oogpunt kunnen metalen in twee categorieën worden onderverdeeld: nl. essentiële

en niet-essentiële metalen. Waar essentiële metalen noodzakelijk zijn in bepaalde concentraties voor

het metabolisme van organismen (bv. Cu, Zn en Fe), zullen niet-essentiële metalen geen

metabolische functie in het lichaam vervullen (bv. Hg, Cd en Pb).

Wat deze laatste categorie betreft zijn er voornamelijk biotanormen opgesteld voor (methyl)kwik,

omdat dit metaal onder zijn gemethyleerde vorm zeer gemakkelijk in biologisch weefsel accumuleert

en al in lage concentraties toxische effecten kan veroorzaken. MKN voor methyl(kwik) zijn terug te

vinden in zowel de Europese (EC, 2008) als de Canadese milieuwetgeving (CCME, 2000), alsook in de

wetgeving rond de bescherming van de Noord-Amerikaanse Grote Meren (IJC, 1987) (tabel 1). De

Europese biotanorm van 20 µg/kg ww is goed vergelijkbaar met de Canadese norm van 33 µg/kg.

Beide normen hebben betrekking tot metingen in prooidieren (macro-invertebraten en vis) en

werden opgesteld voor de bescherming van het aquatische milieu tegen secundaire vergiftiging door

gebruik te maken van de laagst mogelijke NOEC (zie vergelijking (1) in deel 1.1). Ter vergelijking met

de Europese MKN voor (methyl)kwik in water liggen deze biotanormen, wanneer omgerekend naar

µg/L waarbij rekening wordt gehouden met een bioaccumulatiefactor (BAF) (zie vergelijking (2) in

deel 1.1), ongeveer 50 tot 50 000 keer lager (tabel 2). De biotanorm van 500 µg/kg ww, die werd

opgesteld voor de bescherming van het aquatische milieu in de Noord-Amerikaanse Grote Meren ligt

een stuk hoger in vergelijking met de Europese en Canadese. De IJC norm werd echter opgesteld

voor het meten in top-predatoren.

Zowel lood als cadmium werden door de Europese Commissie aangeduid als prioritaire stoffen die

de tendens hebben te accumuleren in biota. Afgeleide biota MKN bedragen 300-1000 µg/kg ww voor

lood en 160 µg/kg ww voor cadmium, telkens gemeten in prooidieren (tabel 2). De grote spreiding

voor de lood biotanorm is te wijten aan de grote verschillen in bioconcentratiefactor (BCF) tussen

organismen voor dit metaal. Wanneer we de afgeleide biotanormen voor beide metalen vergelijken


16

met de Europese MKN in water stellen we vast dat deze, gezien de grote spreiding, voor lood de

waternorm overstijgt terwijl die van cadmium erg vergelijkbaar is met de Europese waternorm.

1.2.2 PAKs

Polycyclische aromatische koolwaterstoffen of PAKs zijn organische verbindingen die zijn opgebouwd

uit diverse gekoppelde aromatische ringen, maar die geen functionele groepen bevatten. PAKs

komen vrij bij de onvolledige verbranding van koolstofhoudende materialen, zoals fossiele

brandstoffen, voedingsmiddelen en hout. Omwille van hun carcinogene eigenschappen worden

diverse PAKs tot de prioritaire stoffen gerekend. Aangezien het niet haalbaar is om voor elke

afzonderlijke PAK een MKN op te stellen en deze verbindingen vaak gezamenlijk voorkomen in

onderlinge concentratieverhoudingen, worden slechts enkele individuele PAKs genormeerd.

Europese concept biotanormen voor PAKs zijn beschikbaar voor anthraceen (33 µg/kg ww) en

fluorantheen (11 530 µg/kg ww) (tabel 2). Omgerekend naar water blijken beide biotanormen de

Europese waternorm in grote mate te overstijgen, dit zelfs met een factor 55 voor fluorantheen.

Andere PAKs waarbij Europa vraagt om een biotanorm af te leiden zijn benzo(a)pyreen,

benzo(b)fluorantheen + benzo(k)fluorantheen en benzo(g,h,i)peryleen + indeno(123cd)pyreen. Voor

deze polluenten is het echter momenteel niet mogelijk om een biotanorm af te leiden aangezien er

onvoldoende gegevens beschikbaar zijn (Roex & van den Heuvel-Greve, 2010).

1.2.3 Bestrijdingsmiddelen

Bestrijdingsmiddelen of pesticiden omvatten een grote groep van chemische verbindingen die door

de mens worden ingezet voor de bestrijding van ongewenste planten (herbiciden), schimmels

(fungicide) of insecten (insecticiden), meestal met als doel de bescherming van landbouwgewassen

en de bestrijding van onkruid. Veel pesticiden zijn dan ook toxisch voor aquatische organismen en

hoewel de huidige toegelaten pesticiden veelal wateroplosbaar zijn, is er een omvangrijke groep van

oudere, persistente bestrijdingsmiddelen die doorgaans sterk accumuleren in biologisch weefsel.

Officiële Europese MKN voor biota werden opgesteld voor hexachloorbenzeen (10 µg/kg ww) en

hexachloorbutadieen (55 µg/kg ww) (tabel 1). Vergeleken met de MKN voor water liggen de

biotanormen, wanneer omgerekend naar µg/L, respectievelijk 32 en 33 keer lager. Conceptuele

Europese MKN zijn beschikbaar voor het insecticide γ-hexachloorcyclohexaan of lindaan (33 µg/kg

ww), pentachloorbenzeen (367 µg/kg ww) en tributyltin (230 µg/kg ww). De biotanormen voor


17

lindaan en pentachloorbenzeen zijn, omgerekend naar µg/L, erg vergelijkbaar met de Europese

waternorm voor toxiciteit op jaarbasis. De biotanorm voor tributyltin ligt echter 1900 keer hoger in

vergelijking met de waternorm.

De conceptuele Europese biotanorm voor dichloordifenyltrichloorethaan of DDT bedraagt 75 µg/kg

ww. Daarnaast bestaat er een officiële Canadese biotanorm voor DDT van 14 µg/kg ww, die 5 maal

lager ligt dan de conceptuele Europese. Ook werd er ter bescherming van het aquatische ecosysteem

van de grote Noord-Amerikaanse meren een weefselconcentratie vastgelegd voor DDT van 1000

µg/kg ww, die een factor 70 hoger ligt dan de huidige Canadese norm.

1.2.4 Gebromeerde difenylethers

Gebromeerde difenylethers zijn gebromeerde organische verbindingen die voornamelijk gebruikt

worden als vlamvertragers in verscheidene industriële en huishoudelijke toepassingen. Deze

chemicaliën zijn zeer persistent in het (aquatische) milieu en hebben de neiging om gemakkelijk te

bioaccumuleren in het vetweefsel van biota. Gebromeerde vlamvertragers werden reeds aangeduid

als potentieel hormoonverstorende stoffen. Er werd een Europese conceptuele biotanorm voor

pentabroomdifenylether (PBDE) opgesteld die 1000 µg/kg ww bedraagt. Omgerekend naar µg/L ligt

deze biotanorm voor bescherming tegen secundaire vergiftiging 3 maal hoger dan de wettelijke

Europese waternorm (tabel 2).

1.2.5 Ftalaten

Ftalaten zijn esters van ftaalzuur en verschillende alcoholen. Ze worden o.a. gebruikt voor het

weekmaken van diverse plastics zoals PVC en als coatingmateriaal van farmaceutische producten.

Een Europese concept biotanorm werd beschreven voor di(2-ethylhexyl)ftalaat (DEHP) en bedraagt

3200 µg/kg ww. De Europese MKN voor water is reeds gebaseerd op doorvergiftiging en bedraagt 1.3

µg/L (tabel 2).

1.2.6 PCBs

Polychloorbifenylen of PCBs zijn een verzamelnaam voor een klasse van 209 organische stoffen met 1

tot 10 chloor atomen gehecht aan bifenyl. PCBs zijn weinig oplosbaar in water en erg persistent in

het (aquatische) milieu. De Europese conceptnorm voor de som van zeven veel voorkomende PCBs


18

bedraagt 335 µg/kg ww. De officiële Canadese biotanorm wordt opgedeeld voor zoogdieren (0.79 ng

TEQ/kg ww) en vogels (2.4 ng TEQ/kg ww) en vereisen vermenigvuldiging met een toxische

equivalentie eenheid (TEQ). Deze TEQ bestaat uit de som van afzonderlijke PCB congeneren

vermenigvuldigd met hun respectievelijke toxische equivalentiefactoren (TEF), welke onderling

kunnen verschillen. Op deze manier worden de unieke concentraties en toxiciteit van de individuele

componenten in een chemisch mengsel mee in rekening gebracht. De Europese en Canadese

biotanormen voor PCBs zijn hierdoor moeilijk vergelijkbaar. Verder werd er ook een biotanorm voor

PCBs opgesteld ter bescherming van de Noord-Amerikaanse Grote Meren. Deze is gebaseerd op de

totale som van alle PCBs en bedraagt 100 µg/kg ww, wat ongeveer 3 keer lager is dan de Europese

conceptnorm.

1.2.7 Chlooralkanen

Chlooralkanen zijn chemische verbindingen bestaande uit een basisketen van koolwaterstof waarbij

één of meerdere waterstofatomen vervangen zijn door chlooratomen. Hoe meer chlooratomen, hoe

lipofieler deze stoffen zullen zijn.

Een Europese ontwerp biotanorm werd opgesteld voor C10-C13 chlooralkanen, waarvoor de norm

16600 µg/kg ww bedraagt. De Europese MKN voor water is gebaseerd op doorvergiftiging en

bedraagt 0.4 µg/L (tabel 2).

1.2.8 Perfluoroctaan sulfonaat

Perfluor-n-octaan sulfaat of PFOS werd door de Europese dochterrichtlijn aangeduid als één van de

stoffen die geëvalueerd dienen te worden met het oog op de mogelijke identificatie ervan als

prioritaire stof of prioritaire gevaarlijke stof (EC, 2008). De Europese concept biotanorm voor PFOS

voor de bescherming van top-predatoren via secundaire vergiftiging bedraagt 33 µg/kg ww.

Omgerekend naar water bedraagt deze 0.002 µg/L (tabel 2).


19

Deelopdracht 1B: Bestaande bioaccumulatie monitoring activiteiten

1.3 Europese lidstaten

De Europese KRW vereist van de lidstaten een goede chemische en ecologische kwaliteit van hun

oppervlaktewateren (EC, 2000). Hiervoor moeten de lidstaten verzekeren dat concentraties van

polluenten niet verhogen in oppervlaktewater, sediment en biota. Voor dit laatste kan eventueel ook

biomonitoring worden gebruikt. Dit bv. voor polluenten die zeer moeilijk in water meetbaar zijn en

voornamelijk accumuleren in biota. Daarnaast geven geaccumuleerde concentraties van een stof in

biota een beeld van de mate waarin een polluent werd opgenomen in de tijd en geven ze een

geïntegreerde maat voor de biobeschikbaarheid van deze polluent in de (aquatische) omgeving.

De KRW laat de lidstaten toe om biomonitoring uit te voeren met behulp van soorten die al gebruikt

werden in nationale monitoringprogramma’s (EC, 2008, 2011). Daarnaast geeft men enkele criteria

waaraan een goede biomonitor moet voldoen. Deze zijn 1) de keuze van het organisme hangt af van

het doel dat men wil beschermen. Dit kan zijn de bescherming van de mens (humaan), benthische

organismen, pelagische organismen of top-predatoren, 2) de monstersamenstelling moet bestaan uit

meerdere individuen en 3) die levensstadia en grootte van soorten moeten worden gekozen die het

voedsel vormen voor top-predatoren. Daarnaast moeten soorten gebruikt worden met een hoge

bioaccumulatiecapaciteit. Volgens de Europese dochterrichtlijn is de minimale meetfrequentie in

sediment of biota één keer per jaar, of, voor trendanalyse, één keer per drie jaar. Op basis van

technische kennis en expertise kan hiervan echter worden afgeweken (EC, 2008).

Tabel 3 geeft een overzicht weer van de bestaande bioaccumulatie monitoringsprogramma’s in

zoetwater in de verschillende EU lidstaten of regio’s en Noorwegen. In wat volgt worden enkele

voorbeelden verder toegelicht.

Vlaanderen

Sinds 1994 worden palingen in Vlaanderen gebruikt voor de biomonitoring van verscheidene

polluenten. Vanaf 2000 ontstond hieruit het Vlaamse palingpolluentenmeetnet, dat onderhouden

werd door het Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek (INBO) en waarbij specifiek in functie van

polluenten werd bemonsterd. Later werden sporadisch ook andere veel voorkomende vissoorten aan

het meetnet toegevoegd, zoals o.a. baars, karper, blankvoorn, blauwbandgrondel en brasem.

Polluenten die in dit meetnet werden gemeten zijn metalen (o.a. Cd, Hg en Pb), PCBs,

organochloorpesticiden (o.a. DDT en Lindaan), dioxinen, PAKs en gebromeerde vlamvertragers. Het


20

meetnet bevatte ongeveer 350 locaties verspreid over Vlaanderen. Van deze plaatsten werden op

verschillende tijdstippen telkens 5 tot 10 palingen geanalyseerd. Enkele jaren geleden werd het

Vlaamse palingpolluentenmeetnet stopgezet. Sindsdien loopt er geen bioaccumulatie monitoring

programma meer in Vlaanderen.

Wallonië

De Waalse regering gaf in 2001 de opdracht aan de Universiteit van Luik (Laboratorium voor

Dierenecologie en Ecotoxicologie) om een verkennende studie uit te voeren met betrekking tot de

biomonitoring in aquatische biota. Hiervoor werden 60 verschillende sites bemonsterd over heel

Wallonië, waaronder het bekken van de Maas, de Schelde en de Rijn. PCBs en dioxinen werden

geanalyseerd in paling en kopvoorn, twee soorten die gevalideerd werden als zijnde gevoelig voor

PCB en dioxine contaminatie. Verder werden grondel, brasem en snoekbaars gebruikt als mogelijke

biomonitor. In een nieuwe, meer recente, studie werden naast PCBs en dioxinen ook PBDEs,

pesticiden en metalen geanalyseerd (Thomé et al., 2004). De resultaten van beide studies worden

momenteel gebruikt om te kijken hoe bioaccumulatie monitoring in de toekomst in Wallonië kan

worden toegepast.

Nederland

In Nederland worden sinds 1992 een aantal stoffen in biologisch weefsel gemeten in het kader van

het Monitoring Waterstaatkundige Toestand des Lands (MWTL) programma. Voor zoetwater

systemen wordt hiervoor gebruikt gemaakt van driehoeksmosselen en paling in het rode aal (gele

paling) stadium. Biomonitoring in paling vindt passief plaats, terwijl driehoeksmosselen actief in

kooien worden uitgezet. De polluenten die in de loop der jaren in het kader van het MWTL

programma werden gemeten zijn hexachloorbenzeen, hexachloorbutadieen (beide polluenten

werden echter vanaf 2005 niet meer in het programma opgenomen wegens te lage concentraties),

methylkwik, hexachloorcyclohexaan, pentachloorbenzeen, lood en cadmium.

Sinds kort overweegt de Nederlandse overheid echter om te stoppen met het gebruik van paling als

biomonitoring organisme. Dit omdat de palingbestanden de laatste decennia sterk achteruit zijn

gegaan en men het ethisch niet verantwoord vindt om een bedreigde soort als monitor voor

chemische vervuiling te gebruiken. De blankvoorn wordt hiervoor als een goed alternatief gezien,

ondanks het feit dat deze soort een lager vetgehalte heeft en minder snel polluenten accumuleert

(Roex & van den Heuvel-Greve, 2010).


21

Schotland

Het Schotse milieuagentschap (SEPA) begon in 2004 met een bioaccumulatie programma waarin de

paling als monitororganisme gebruikt werd. Vanaf 2007 werd het programma uitgebreid door ook de

beekforel te gebruiken. De voornaamste polluenten die in dit meetnet werden gemeten zijn

organochloorpesticiden zoals DDT, hexachloorcyclohexaan, hexachloorbenzeen en

hexachloorbutadieen met daarnaast PCBs en PAKs. Op termijn wil men ook in dit

monitoringprogramma de paling gaan vervangen door de beekforel.

Oostenrijk

In het kader van de opgelegde trend biomonitoring vanuit de KRW startte Oostenrijk in 2010 met de

uitbouw van een vis biomonitoringsprogramma. Zowel de kopvoorn, in stromende wateren, als de

brasem, in meren, werden hiervoor gebruikt. De polluenten die in dit programma worden

geanalyseerd zijn PBDE, gechloreerde bestrijdingsmiddelen (o.a. pentachloorbenzeen, DDT en

lindaan), tributyltin, methylkwik, hexachloorbenzeen en hexachloorbutadieen. Om te starten werd

er per site één maal per jaar bemonsterd. Na evaluatie van deze resultaten zal worden beslist welke

vervuilde sites jaarlijks bemonsterd moeten worden en welke weinig gecontamineerde sites slechts

om de drie jaar (Wimmer & Rüdel, 2007).

Overige lidstaten en Noorwegen

Wat de overige Europese lidstaten betreft beschikken ook Finland, Italië, Zweden en Spanje over een

nationaal bioaccumulatie monitoring programma voor zoetwater ecosystemen (zowel stromende als

stilstaande wateren). Hoewel ze beiden geen nationaal programma hebben geïmplementeerd,

beschikken Duitsland en Engeland over verschillende lokale biomonitoringsprogramma’s. De meeste

programma’s gebruiken verschillende soorten vis en driehoeksmossel, hoewel het Italiaanse

programma ook benthische macro-invertebraten analyseert. Telkens wordt een hele waaier aan

polluenten bekeken, waaronder metalen (vooral Hg, Pb en Cd), organochloorpesticiden (DDT,

lindaan, HCB,…), dioxinen, furanen, PBDEs en PCBs de meest voorkomende zijn. Denemarken,

Frankrijk, Noorwegen, Slowakije en Slovenië voeren momenteel geen bioaccumulatie monitoring uit

in zoetwater ecosystemen.


22

1.4 Biomonitoring buiten Europa

Voor de bespreking van biomonitoringsprogramma’s buiten Europa werd er in deze studie enkel

gekeken naar Canada en de Verenigde Staten, zoals gevraagd in de doelstellingen. Dit sluit echter

niet uit dat andere landen momenteel bioaccumulatie monitoring overwegen of reeds toepassen in

zoetwater ecosystemen.

Canada

In Canada lopen er momenteel verscheidene vis biomonitoringsprogramma’s gespreid over de

verschillende provincies. Slechts één programma wordt nationaal gecoördineerd dat o.a. de

omgevingseffecten van de papierindustrie en ertsontginning onderzoekt (EEM programma).

Polluenten die hierbij worden gemeten zijn dioxines, furanen, POPs en verscheidene metalen in

visweefsel. Dit nationale bioaccumulatie-programma is echter voornamelijk opgesteld voor de

bescherming van de menselijke gezondheid door de consumptie van vis.

In sommige programma’s, zoals dat opgesteld voor de bescherming van Noord-Amerikaanse Grote

Meren (GLWQA), wordt echter wel bioaccumulatie in visweefsel onderzocht met als einddoel de

bescherming van het aquatische milieu (IJC, 1987).

Verenigde Staten

In de VSA lopen er momenteel drie nationale biomonitoringsprogramma’s die worden gecoördineerd

vanuit de federale overheid. Het langst lopende programma hiervan (BEST) onderzoekt trends van

verscheidene polluenten in visweefsel ter bescherming van het aquatische milieu. Andere

programma’s (NAQWA en NLFTS) bemonsteren en analyseren polluenten in vis die frequent wordt

gevangen voor menselijke consumptie en verschillende benthische soorten voor de bescherming van

het aquatische ecosysteem.

Ook de VSA nemen actief deel aan het biomonitoringprogramma ter bescherming van het

ecosysteem van de Noord-Amerikaanse Grote Meren.


23

België (Vlaanderen) België (Wallonië) Denemarken Duitsland Engeland Schotland Finland Frankrijk

Routine biomonitoring zoetwater Ja (stopgezet) In onderzoek Niet in zoetwater Ja, per deelstaat Geen nationaal programma, wel lokaal

ja ja Niet in zoetwater

Organismen Paling Paling, kopvoorn, grondel, brasem en snoekbaars

- Driehoeksmossel; Vis (o.a. brasem)

Driehoeksmossel; Vissen (bot)

Paling en beekforel Marenen, baars, regenboogforel en snoek

-

Polluenten

Metalen (o.a. Cd, Hg en Pb), PCBs, organochloorpesticiden (o.a. DDT en Lindaan), dioxinen, PFOS, PAKs en gebromeerde vlamvertragers

PCBs, PBDEs, dioxinen, metalen en pesticiden

-

PBDE, DEHP, HCB, HCHs, DDT, Cd, Ni, Pb, Hg, As, Cr, Cu, Zn, HCBu, Pentachloorbenzeen, PCBs, dioxinen, furanen, Heptachloor, toxafeen,…

TBT, PCBs, aldrin, dieldrin, HCH, DDT

DDT, lindaan, HCB, HCBu, PCBs en PAKs

Metalen (Hg, Cd, Pb, Cu, Zn, Ni, As, Cr, Co, Mn, V), PCBs, DDT, DDD, DDE, HCHs, HCB, chlordan, dioxinen, furanen, PBDE

-

Staalname Divers Nog te bepalen - 1-2 keer per jaar 1 keer per jaar Divers Elke 2 - 6 jaar -

Contact

Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek Kliniekstraat 25 1070 Brussel Tel: 02 525 02 00 Fax: 02 525 03 00 [email protected]

ISSeP - environment rue du Chéra, 200 B-4000 Liège Tel.: +32 4 229 82 31 Fax.:+32 4 252 46 65 [email protected]

Danish Environmental Protection Agency Strandgade 29, DK-1401 Copenhagen Tel: +45 (32) 660319 Fax: +45 (32) 660500

Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicher-heit. Postfach 12 06 29, 53048 Bonn, Germany Tel: +49 (01888) 3052537 Fax: +49 (01888) 3053334

Environmenal Agency (UK) Waterberry Drive, Waterlloville, Ha UK-PO7 7XX Waterlooville Tel. +442392233868

SEPA Corporate Office Erskine Court Castle Business Park STIRLING FK9 4TR Tel: 01786 457700 Fax: 01786 446885

Ministry of Environment P.O. Box 35, FIN-0023 Government, Finland Tel: +358 (9) 1603 9688 Fax: +358 (9) 1603 9717

Ministère de l'Aménagement du Territoire et de l'Environnement, Direction de l'Eau, 20 Avenue de Ségur, F-75302 Paris Tel.: +33 (1) 42191322 Fax: +33 (1) 42191333

Tabel 3: Overzicht van bestaande zoetwater bioaccumulatie monitoringsprogramma’s in de EU lidstaten en Noorwegen.


24

Italië Nederland Noorwegen Zweden Slowakije Slovenië Spanje Oostenrijk

Routine biomonitoring zoetwater ja ja Niet in zoetwater ja nee Niet in zoetwater ja ja

Organismen Vissen en benthische macro-invertebraten

Driehoeksmossel en paling/blankvoorn

- Vis - - Vis Kopvoorn en brasem

Polluenten PCBs, DDT en Cd

HCB, HCBu, methylkwik, HCH, pentachloorbenzeen, lood en cadmium

- Cd, Pb, Ni, HCB, HCHs, Hg, DDT

- -

Cd, Pb, Hg, Ni, PBDE, chlooralkanen, HCHs, HCB, HCBu, pentachloorbenzeen en DDT

PBDE, pentachloorbenzeen, lindaan, tributyltin, methylkwik, HCB, HCBu en DDT

Staalname 2 keer per jaar 1 keer per jaar; 1 keer per 3 jaar

- 1 tot 2 keer per jaar - - 1 keer per jaar 1 keer per jaar; 1 keer per 3 jaar

Contact

Instituto Superiore di Sanita Viale Regina Elena 299, 00161 - Roma (I) Tel: 06 4990 1 Fax: 06 4938 7118

Ministerie van Verkeer en Waterstaat - RIZA P.O. Box 17, NL-8200 Lelystad Tel: +31 (320) 298860 Fax: +31 (320) 298373

NIVA- Norwegian Institute for Water research Environments, Brekkeveien 19, 0411 Oslo Tel: 22185164 Fax: 2218520

Swedish Environmental Protection Agency Blekholmsgatan 5, S-106 48 Stockholm Tel.: +46 (8) 6981177 Fax: +46 (8) 6981253

Ministry of Environment of the Slovak Republic Nam. L. Stura 1, SK-81235 Bratislava Tel : +421(2)5956 2249 Fax: +421(2)59562130

Environmental Agency Vojkova 1b, SI 1000 Ljubljana Tel. +386 1 478 4027

Ministerio Medio Ambiente Plaza San Juan de la Cruz s/n, ES-28071 Madrid, Spain Tel: +34 (91) 5976192, Fax: +34 (91) 5975947

Umweltbundesamt GmbH Spittelauer Lände 5 1090 Wien Österreich/Austria T: +43-(0)1-313 04/5612 F: +43-(0)1-313 04/5660 [email protected]

Tabel 3: vervolg.


25

Deelopdracht 2: Advies over geschikte organismen voor de monitoring van

bioaccumulatie in de Vlaamse oppervlaktewateren

2.1 Organismen voor biomonitoring

Volgens de richtlijn opgesteld door de Europese Commissie voor de chemische monitoring van biota

onder de KRW (EC, 2010) moet een geschikte biomonitor aan de volgende eisen voldoen:

Er moet een duidelijke relatie bestaan tussen de polluentconcentraties in het organisme en

gehalten in de omgeving

Het bemonsterde organisme dient een prooidier te zijn voor predatoren (secundaire

vergiftiging) of dient als voedsel voor de mens

Het organisme accumuleert verschillende klassen van polluenten

Het organisme is sedentair en is dus representatief voor een bepaalde locatie

De soort is wijdverspreid en komt in voldoende grote aantallen voor in het studiegebied

Het organisme heeft een levensduur die lang genoeg is zodat, indien nodig, dezelfde

populatie in de tijd kan bemonsterd worden

Er dient voldoende biomassa te zijn voor analyse van verschillende polluentklassen

Gemakkelijk te bemonsteren en tolerant t.o.v. vervuiling of afwijkende condities

Gemakkelijk en snel identificeerbaar

2.1.1 Vissen

Vissen vormen algemeen een potentieel interessante soort voor het gebruik van biomonitoring. Vele

vissoorten staan aan de top van de aquatische voedselketen en worden door hun voedingswijze

langs verschillende wegen aan polluenten blootgesteld (water, voeding en sediment), waardoor ze

meestal een geïntegreerd beeld geven van de biobeschikbaarheid van een polluent in het aquatische

milieu. Verscheidene vissoorten zijn ook voor de mens commercieel interessante producten, wat

toelaat om via eenzelfde meting risico’s in te schatten voor zowel humane consumptie als voor de

bescherming van het aquatische milieu. In wat volgt wordt een overzicht gegeven van enkele

veelgebruikte en voor zoetwater relevante vissoorten in verband met biomonitoring van

verscheidene polluenten.


26

Paling

De Europese paling (Anguilla anguilla) heeft een zeer ruime verspreiding en komt in verschillende

watertypes voor. Deze vis heeft een vrij complexe levenscyclus waarbij er sprake is van een

continentale fase (gele paling of rode aal), dit stadium wordt gebruikt voor biomonitoring

doeleinden, en een oceanische fase, waarbij de paling zich voortplant in de Sargasso zee. Palingen

zijn benthische vissen die zich voeden met allerlei sedimentbewonende macro-invertebraten en

kleine vissen. Langs deze weg kunnen ze gemakkelijk verschillende polluenten accumuleren.

Daarnaast hebben palingen een zeer hoog vetpercentage waardoor ze gemakkelijk lipofiele

polluenten kunnen accumuleren. Het gele paling stadium is erg sedentair en foerageergedrag

beperkt zich slechts tot enkele honderden meters (Maes, 2003). Bovendien vertoont paling geen

jaarlijks terugkerende voortplantingscyclus waarbij grote delen van de vetreserves gemetaboliseerd

worden. Door zijn ruime verspreiding en het bestaan van zeer nauw verwante soorten in

verschillende werelddelen kunnen bioaccumulatie-resultaten wereldwijd worden vergaard en

vergeleken.

Palingen hebben in het verleden al bewezen goede accumulatoren te zijn van verscheidene

polluenten zoals metalen (Maes et al., 2008), PCBs (Goemans et al., 2003), vlamvertragers (Belpaire

et al., 2003), VOCs (Roose et al., 2003), dioxinen, perfluorverbindingen (Hoff et al., 2005) en

polycyclische aromatische verbindingen (Ruddock et al., 2003). Routine biomonitoringsprogramma’s

waarbij palingen werden gebruikt werden al toegepast in Vlaanderen, Nederland en Schotland.

Hoewel paling als ideaal biomonitoring organisme kan beschouwd worden kan men niet omheen het

feit dat de palingbestanden in Europa de laatste jaren sterk achteruitgaan. Sommige instanties

vinden het dan ook ethisch niet verantwoord om een bedreigde diersoort in te zetten als

monitoringorganisme, ook al stelden Belpaire en Goemans (2007) dat voor het Vlaamse

palingpolluentenmeetnet jaarlijks slechts minder dan 0.005% van de totale Belgische

palingconsumptie werd gebruikt. Mede door het ethische aspect verbonden aan monitoring met

paling besloten landen zoals Schotland en Nederland te starten met onderzoeksprogramma’s naar

het gebruik van alternatieve vissoorten, die de rol van paling als biomonitor kunnen overnemen.

Blankvoorn

De blankvoorn (Rutilus rutilus) is een vis uit de familie van de karperachtigen en komt algemeen voor

in Europese aquatische ecosystemen, zowel in stromend als stilstaand water. Deze benthische vis

leeft in scholen en voedt zich voornamelijk met macro-invertebraten en waterplanten. Hoewel

minder sedentair dan de paling is blankvoorn toch redelijk plaatsgebonden. Blankvoorn vertoeft ook

meer in de waterkolom, bevindt zich lager in de voedselketen en bevat een lager vetpercentage.


27

Daarmee geeft de blankvoorn waarschijnlijk een minder extreem (en dus mogelijk meer

representatief) beeld weer van de biobeschikbaarheid van polluenten in het aquatische milieu (Roex

& van den Heuvel-Greve, 2010). Een mogelijk nadeel van het gebruik van blankvoorn is het feit dat

deze soort in Vlaanderen frequent wordt uitgezet (herbepoot), zodat de blootstelling zeer hard kan

variëren tussen verschillende individuen. Blankvoorn is tevens geen commercieel interessante soort

voor menselijke consumptie.

In een Nederlandse biomonitoringstudie werden resultaten van paling en blankvoorn, die samen

werden bemonsterd, met elkaar vergeleken (Kotterman, 2008). Hieruit bleek dat de meeste

organische stoffen meer accumuleerden in paling, hoewel enkele stoffen zoals Cd, Pb, tributyltin en

enkele lichtere PBDEs (PBDE28 en PBDE47) makkelijker ophoopten in blankvoorn.

Beekforel

Beekforel (Salmo trutta) komt algemeen voor in stromend, koud en zeer zuurstofrijk stilstaand

zoetwater. Men kan ze voornamelijk terugvinden in aquatische systemen met een goede ecologische

kwaliteit. Ze hebben een grote sociaaleconomische waarde omdat ze in sommige landen zeer geliefd

zijn bij hengelaars.

Een recent Schots rapport vergeleek bioaccumulatie resultaten tussen paling en beekforel en

concludeerde dat beekforel verscheidene persistente polluenten accumuleerde over een periode van

1 tot 2 jaar en dat deze soort in sommige situaties mogelijk als alternatief voor paling gebruikt kan

worden (MacGregor et al. 2011). Een volledige vervanging van paling door beekforel werd echter niet

aangeraden, dit mede door hun beperkte geografische verspreiding, lager vetpercentage, kortere

levensduur en residentietijd.

Brasem

De brasem (Abramis brama) komt zowel voor in zoet als zoutwater en is één van de meest

voorkomende soorten in Centraal-Europa. Brasem voedt zich voornamelijk met benthische

organismen, waardoor deze vis voornamelijk vervuiling vanuit de waterbodem weerspiegelt. In

Oostenrijk en Duitsland wordt deze soort, die vrij tolerant is tegenover vervuiling, al gebruikt in

routine biomonitoringsprogramma’s (EC, 2010).

Karper

Karpers (Cyprinus carpio) komen vooral voor in stilstaande of traagstromende waterlopen. Ze voeden

zich met plankton in combinatie met insectenlarven en wormen die ze vanuit de waterbodem


28

opnemen tijdens het foerageren. Karper wordt voornamelijk gebruikt als actieve biomonitor in

zoetwater-systemen door de uitzetting in kooien. Dit omwille van hun hoge tolerantie ten opzichte

van slechte milieucondities (bv. lage zuurstofconcentraties) en stress (bv. opgesloten in kooi)

(Bervoets et al., 2009).

Riviergrondel

De riviergrondel (Gobio gobio) is een kleine vis die algemeen voorkomt in Europese stromende zoete

waters en behoort tot de familie van de karperachtigen (Cyprinidae). Deze bodembewonende soort

voedt zich voornamelijk met benthische macro-invertebraten en is relatief tolerant voor lage

zuurstofgehalten en vervuiling door organische polluenten. Door de nauwe associatie van grondel

met de waterbodem kunnen verschillende sediment-gebonden polluenten worden opgenomen en

geaccumuleerd, ofwel rechtstreeks, via het ingesteren van bodemdeeltjes, ofwel onrechtstreeks

door predatie op sedimentbewonende macro-invertebraten. Verder hebben grondels een korte

generatietijd en kleine lichaamsgrootte. Riviergrondel werd in het verleden al met succes gebruikt als

biomonitor voor metaalvervuiling (Bervoets & Blust, 2003; Bervoets et al., 2005b). Bervoets et al.

(2005b) konden metaalaccumualtie in gevangen riviergrondel relateren aan een verminderde

conditie van de organismen en een dalende kwaliteit van het visbestand (visindex of IBI). Rond het

gebruik van grondel als monitor voor organische polluenten is slechts weinig informatie bekend.

2.1.2 Macro-invertebraten

Macro-invertebraten worden algemeen gedefinieerd als aquatische ongewervelden die nog met het

blote oog zichtbaar zijn (> 0.5 mm). Deze diverse en ecologisch belangrijke groep omvat verschillende

vertegenwoordigers zoals aquatische insectenlarven, slakken, wormen, waterkevers en -wantsen,

(zoetwater) mosselen en bloedzuigers. Door hun grote verscheidenheid in ecologie en voedingswijze

worden verschillende macro-invertebraat soorten langs verscheidene wegen aan polluenten

blootgesteld. Daarbij vormen ze een belangrijke schakel in de voedselketen van het aquatische

ecosysteem door als voedingsbron op te treden voor vissen en watervogels, wat van macro-

invertebraten een potentiële bron maakt voor doorvergiftiging naar hogere trofische niveaus. In vele

gevallen impliceert biomonitoring door middel van macro-invertebraten het gebruik van larven van

aquatische insecten. Een groot voordeel hiervan is dat larvale stadia geen gameten ontwikkelen of

seksuele verschillen vertonen, waardoor de interpretatie van bioaccumulatiedata niet wordt

bemoeilijkt door variatie in reproductiestatus of geslacht.


29

Driehoeksmossel

Driehoeksmosselen (Dreissena polymorpha) zijn uitheemse zoetwater mosselen die oorspronkelijk

van Azië afkomstig zijn maar sinds de 19de eeuw in onze streken terug te vinden zijn. Zoals de meeste

tweekleppigen filteren ze voedseldeeltjes uit het water. Ze zijn relatief tolerant voor verschillende

polluenten en omgevingscondities. Door hun hoge filtratiesnelheid en groot uitwisselingsoppervlak

kunnen ze gemakkelijk hoge concentraties aan verscheidene polluenten opnemen via zowel

zwevende stof als water. Op deze manier kunnen driehoeksmosselen een vrij volledig beeld geven

van trends van zowel organische als anorganische micropolluenten in verschillende

milieucompartimenten. Verder zijn ze immobiel, hebben ze een relatief lange levenscyclus en zijn ze

erg handig in gebruik. Biomonitoring door middel van driehoeksmossel gebeurt bijna uitsluitend door

het actief uithangen van gekooide mosselen uit een niet-vervuilde situatie in een vervuilde

waterloop. In het verleden bleken driehoeksmosselen betrouwbare organismen voor het meten van

metalen, PCBs, HCB, DDT, DDE, PBDEs en PAKs (Kraak et al., 1991; Roper et al., 1997; Bervoets et al.,

2004a, 2005a; Voets et al., 2004; De Jonge et al., 2012).

Hoewel driehoeksmosselen algemeen erkend worden als uitstekende zoetwater biomonitoren,

wordt hun gebruik niet wereldwijd geaccepteerd. In Noord-Amerika wordt deze soort namelijk

erkend als een zeer hardnekkige pestsoort, die de inheemse zoetwater mosselen verdrijft (Karatayev

et al., 1997). Men vreest dat door actieve biomonitoring de verspreiding van driehoeksmosselen

drastisch in de hand gewerkt wordt. De Europese Commissie adviseert zelfs om driehoeksmosselen

niet actief uit te hangen op plaatsen waar de soort zich nog niet heeft gevestigd (EC, 2010). In België

blijken driehoeksmosselen zich echter minder snel te verspreiden, hoewel ze soms wel massaal zijn

terug te vinden in sportvijvers of drinkwater reservoirs. Jarenlang gebruik van de driehoeksmossel als

biomonitoring organisme in wetenschappelijke studies heeft in Vlaanderen echter niet geleid tot een

toegenomen verspreiding van deze soort in het aquatische milieu. Dit kan mogelijk veranderen

wanneer deze soort veelvuldig wordt gebruikt in routine biomonitoringsprogramma’s.

Hydropsyche sp.

De Hydropsychidae zijn een familie van kokerloze kokerjuffers die wereldwijd erg algemeen en bijna

uitsluitend in stromend zoetwater zijn terug te vinden. Zoals vele terrestrische insecten ontwikkelen

de larven zich in het water. Hydropsychidae voeden zich met plantaardig en dierlijk materiaal dat

wordt gevangen door actief rond te kruipen of met behulp van een netje dat bevestigd is aan een

constructie van steentjes. Vertegenwoordigers van het genus Hydropsyche sp. worden algemeen

beschouwd als vrij tolerante organismen en hebben de eigenschap dat zij zeer sterk metalen

accumuleren in hun weefsel (Luoma et al., 2010). Hierdoor geven geaccumuleerde metaalgehalten in


30

Hydropsyche sp. een goed beeld van de metaalbiobeschikbaarheid in het milieu waardoor zij vaak

worden gebruikt als metaal biomonitor in het aquatische milieu (Luoma & Rainbow, 2008). Ook

blijken Hydropsychidae vrij goed gehalten aan PBDEs in het aquatische milieu te weerspiegelen

(Viganò et al., 2009).

Daarnaast gebruikte een recente studie koperaccumulatie in weefsel van Hydropsyche sp. als maat

voor ecologische effecten op de macro-invertebraat levensgemeenschap, zoals het aantal

metaalgevoelige soorten haften (Ephemeroptera) en het totale aantal soorten (figuur 1). Deze studie

toonde aan dat Cu accumulatie in Hydropsyche sp. gebruikt kan worden als voorspeller van

ecologische effecten op de macro-invertebraat levensgemeenschap (Luoma et al., 2010). Deze

resultaten konden worden gevalideerd voor andere metalen zoals zink en lood en voor het

metalloïde arseen (Rainbow et al., 2012). Het lijdt geen twijfel dat dergelijke recente bevindingen

een belangrijke stap zijn voor de toekomstige biomonitoring voor de aanwezigheid en effecten van

metaalvervuiling in het aquatische milieu. Voor organische polluenten werden dergelijke verbanden

tot op heden nog niet bestudeerd.

Cu in Hydropsyche sp. (µg/g dw)

0 200 400 600 800 1000 1200

Aan

tal m

acro

-invert

eb

raa

t soort

en

0

10

20

30

40

50

60

A

Cu in Hydropsyche sp. (µg/g dw)

0 200 400 600 800 1000 1200

Aa

nta

l so

ort

en

ha

fte

n (

Ep

he

me

rop

tera

)

0

2

4

6

8

10

12

B

Figuur 1: Relatie tussen geaccumuleerde Cu concentratie in Hydropsyche sp. en de status van de macro-invertebraat levensgemeenschap. Zowel de relatie tussen Cu accumulatie en het totale aantal macro-invertebraat soorten (A) als het aantal soorten haftenlarven (B) is weergegeven. Figuur werd gedigitaliseerd en overgenomen van Luoma et al. (2010).

Chironomidae

Dansmuggen of Chironomidae zijn niet-bijtende muggen waarvan de verschillende larvale stadia in

het water leven. Vertegenwoordigers van de dansmug zijn wereldwijd in zoetwater ecosystemen

terug te vinden. De larven hebben een voornamelijk benthische levenswijze, wat wil zeggen dat ze

zeer nauw met de waterbodem geassocieerd zijn en sedimentpartikels via hun voeding kunnen

opnemen. Hierdoor worden Chironomidae in grote mate blootgesteld aan verschillende hydrofobe


31

polluenten, die hoofdzakelijk aan de waterbodem zullen binden. Biomonitoring met behulp van

Chironomidae kan zowel het bemonsteren van residente larven (passief) als het actief uitzetten van

organismen in de waterloop inhouden. Een mogelijk nadeel voor biomonitoring is hun beperkte

lichaamsgrootte, wat echter wordt gecompenseerd door het feit dat deze organismen in de natuur

vaak in grote aantallen voorkomen.

Chironomidae bleken in het verleden al betrouwbare biomonitoren omdat ze sedimentgebonden

polluenten vaak in grote mate in hun weefsel konden accumuleren, zoals o.a. metalen (Bervoets et

al., 2004b), PCBs (Maul et al., 2006) en PAKs (Diggins & Stewart, 1998). Verder werden morfologische

afwijkingen in Chironomidae, waaronder kaakafwijkingen, al vaker gebruikt voor het beoordelen van

biologische effecten van verscheidene polluenten (Warwick, 1990; Janssens de Bisthoven et al.,

1998). Dit laatste vormt een interessante meerwaarde voor het gebruik van Chironomidae in

biomonitoringsprogramma’s, waarbij er naast bioaccumulatie dus ook naar (eco)toxische effecten

van polluenten kan gekeken worden. Daarnaast vormen Chironomidae door hun zowel aquatische

als terrestrische levensstadium een interessante schakel in de overdracht van polluenten van

aquatische ecosystemen naar terrestrische. In een recente studie op de Vlaamse rivier de Dommel

konden eveneens relaties worden aangetoond tussen metaalaccumulatie in weefsel van

Chironomidae en ecologische effecten van metaalvervuiling op de macro-invertebraat

levensgemeenschap (De Jonge et al., 2012). Metaalaccumulatie in Chironomidae had hier dus een

voorspellende waarde voor ecologische effecten van metaaltoxiciteit.

Ischnura elegans

Het lantaarntje (Ischnura elegans) is een vrij algemene waterjuffer waarvan de larven zich

ontwikkelen in stilstaande of licht stromende wateren. Deze soort komt, bijna als enige waterjuffer,

ook voor in sterk vervuild water. Waterjuffers vormen een belangrijke schakel in aquatische

ecosystemen aangezien zij zich voeden met zoöplankton en kleine macro-invertebraten zoals

Chironomidae. Zelf vormen zij het voedsel van verschillende vissoorten. I. elegans kan in grote mate

organische polluenten accumuleren vanuit de waterkolom. Een recente studie toonde aan dat I.

elegans kan gebruikt worden voor de biomonitoring van PCBs, PBDEs, HCB en DDE in verscheidene

Vlaamse meren, hoewel geaccumuleerde concentraties van deze organische polluenten in het

algemeen lager lagen in vergelijking met driehoeksmosselen (Van Praet et al., 2012).


32

2.1.3 Macrofyten en mossen

Waterplanten (macrofyten) en mossen (bryophyten) staan in nauw contact met de fysisch-chemische

omgeving van het aquatische ecosysteem. Macrofyten wortelen in de waterbodem zodat zij via

verscheidene mechanismen lipofiele polluenten kunnen opnemen en accumuleren. Aangezien

planten een veel lager vetgehalte hebben in vergelijking met dierlijke organismen, zullen zij veel

minder snel hydrofobe polluenten opnemen. Sommige macrofyten kunnen echter snel metalen

opnemen of adsorberen aan hun bladoppervlak (Ridvan Sivaci et al., 2004; Yan et al., 2010). Ook

mossen werden in het verleden al meermaals gebruikt voor de monitoring van metalen en

radionucliden in zowel aquatische en terrestrische milieus (Tipping et al., 2008). De accumulatie van

micropolluenten in waterplanten en mossen geeft een gedetailleerd beeld van de polluent

biobeschikbaarheid in het aquatische milieu en vormt een potentieel belangrijke bron van secundaire

vergiftiging voor andere herbivore waterorganismen.

2.1.4 Synthese

Een overzicht en vergelijking van de hierboven besproken organismen wordt weergegeven in tabel 4.

Zonder twijfel vormt de paling een zeer geschikt organisme voor de biomonitoring van zowel

organische en anorganische polluenten in het aquatische milieu. Aangezien het palingbestand de

laatste jaren drastische afneemt lijkt het noodzakelijk om deze soort te combineren en aan te vullen

met andere, sterk accumulerende vissen zoals de blankvoorn. Desondanks heeft blankvoorn een

minder accumulerend vermogen in vergelijking met de paling. De nauwe associatie van riviergrondel

met de waterbodem opent perspectieven voor deze soort, hoewel verder onderzoek naar

bioaccumulatie van organische polluenten vereist is. Wat de macro-invertebraten betreft vormt de

driehoeksmossel een reeds veelgebruikt en interessant biomonitoring organisme voor een grote

reeks van micropolluenten. Door hun nauwe associatie met de waterbodem kunnen ook

Chironomidae zeer sterk verschillende soorten polluenten in hun weefsel accumuleren. Daarbij komt

dat accumulatie in Chironomidae voorspellend kan zijn voor effecten van metaalvervuiling op macro-

invertebraat levensgemeenschappen. Specifiek voor metalen blijkt ook Hydropsyche sp. een zeer

waardevolle biomonitor. Monitoringsinstrumenten waarbij men geaccumuleerde concentraties in

weefsel kan relateren aan ecologische effecten zijn ongetwijfeld van zeer groot belang voor de

toekomstige biomonitoring van metalen en mogelijk ook andere stoffen in het aquatische milieu.

Verder onderzoek is echter vereist naar de toepassing van dergelijke concepten voor organische

polluenten.

33

Tabel 4: Overzicht en vergelijking van mogelijke organismen voor biomonitoring van micropolluenten in zoetwater ecosystemen.

Organisme Voor- en nadelen voor biomonitoring Voornaamste blootstellingroute Polluenten Link naar toxiciteit? Referenties + -

Paling

Wijdverspreid; hoog vetgehalte; sterke bioaccumulator; lange levenscyclus; geen voortplanting in gele paling stadium; erg sedentair; veel biomassa; commercieel interessant

Paling is een bedreigde diersoort; migratiebarrières

Via voeding (doorvergiftiging via prooidieren) en water

Metalen, PCBs, vlamvertragers , VOCs , dioxinen, perfluorverbindingen en polycyclische aromatische verbindingen

-

Maes et al. (2008); Belpaire & Goemans (2007); Goemans et al. (2003); Belpaire et al. (2003); Roose et al., (2003); Hoff et al. (2005)

Blankvoorn Sedentair; bioaccumulator; realistisch beeld biobeschikbaarheid; wijdverspreid; niet bedreigd

Commercieel minder interessant; lager vetpercentage; minder bioaccumulatie; worden frequent herbepoot

Via voeding (minder belangrijk dan bij paling) en water (meer via water dan paling)

Cd, Pb, tributyltin en enkele lichtere PBDEs

- Kotterman (2008); Roex & van den Heuvel-Greve (2010)

Beekforel Bioaccumulator (korte termijn 1-2 jaar); sociaal-economische waarde; niet bedreigd

Beperkte geografische verspreiding; lager vetpercentage; korte residentietijd

Via voeding en water DDT, lindaan, HCB, HCBu, PCBs en PAKs

- MacGregor et al. (2011)

Brasem Veel voorkomend, tolerant, grote aantallen

Weinig abundant in snelstromend water

Via bodem (omwoelen), voeding en water

Organische en metalen - Wimmer & Rüdel (2007)

Karper Zeer tolerant, goede accumulator, commercieel interessant

Weinig abundant in snelstromend water

Via bodem (omwoelen), voeding en water

Organische en metalen - Reynders et al. (2008); Bervoets et al. (2009)

Riviergrondel Nauwe associatie met sediment; tolerant voor vervuiling

Kleine lichaamsgrootte; weinig geweten over accumulatie organische polluenten

Via voeding (benthisch invertebraten); ingestie van bodemdeeltjes; water

Metalen Relaties met vis conditie en gemeenschapseffecten (IBI)

Bervoets & Blust (2003); Bervoets et al. (2005)

Driehoeksmossel Sterke bioaccumulator; immobiel; tolerant; relatief lange levenscyclus; handig in gebruik

Pestsoort, gevaar voor verspreiding; moeilijk te kweken in laboratorium

Sterke filtratie van zwevende stof en water

Metalen; PCBs; HCB; DDT; DDE; PBDEs; PAKs

-

Kraak et al. (1991); Bervoets et al. (2004a, 2005a); Voets et al. (2004); De Jonge et al. (2012)

Hydropsyche sp.

Sterke metaalaccumulator; relatie met ecologische effecten; wijdverspreid; metaaltolerant; geen voortplanting in water

Weinig biomassa; relatief weinig geweten over accumulatie organische polluenten; weinig voorkomend in stilstaand water; korte larvale levensduur

Voornamelijk via water Metalen; PBDEs

Voorspellende waarde effecten metaalvervuiling op macro-invertebraat levensgemeenschap

Luoma et al. (2010); Rainbow et al. (2012)

Chironomidae

Nauw geassocieerd met waterbodem; sterke bioaccumulator; hoge abundanties; wijdverspreid; tolerant; prooidier benthische vissen; sedentair; geen voortplanting in water

Weinig biomassa; moeilijk identificeerbaar op soort niveau; korte larvale levensduur; levensduur afhankelijk van temperatuur

Hoofdzakelijk via sediment Metalen; PCBs; PAKs

Morfologische afwijkingen maat voor toxiciteit; Voorspellende waarde effecten metaalvervuiling op macro-invertebraat levensgemeenschap

Bervoets et al. (2004b); Maul et al. (2006); Diggins & Stewart (1998); De Jonge et al. (2012)

Ishnura elegans

Ecologisch belangrijk; tolerant; geïntegreerd beeld biobeschikbaarheid; geen voortplanting in water

Lagere bioaccumulatie in vergelijking met andere macro-invertebraten; voornamelijk in stilstaand water

Via voeding en water PCBs, PBDEs, HCB en DDE - Van Praet et al. (2012)


34

2.2. Advies voor geschikte biomonitoring organismen

2.2.1 Beschermingsdoel?

De keuze van een geschikt organisme voor toepassing in een bioaccumulatiemeetnet zal in de eerste

plaats afhangen van het beschermingsdoel dat men beoogt. Volgens de Europese dochterrichtlijn ligt

de grootste focus op secundaire vergiftiging van predatoren (en mensen) via voeding (EC, 2010).

Indien een biomonitoringsprogramma zich enkel richt op normtoetsing lijkt één biomonitor

organisme te volstaan. Vis lijkt in dit geval het meest aangewezen, door hun plaats in de

voedselketen. Hier moet echter ook een onderscheid gemaakt worden tussen bescherming tegen

secundaire vergiftiging en/of menselijke consumptie, waarbij men in het eerste geval eerder een

prooidier dient te bemonsteren en in het tweede ook een topcarnivoor kan kiezen, op voorwaarde

dat deze geschikt is als voedsel voor de mens. Vanuit wetenschappelijk oogpunt is de combinatie van

vis, macro-invertebraten (en ook macrofyten) erg interessant omdat dit een zeer volledig beeld geeft

van de biobeschikbaarheid en blootstellingroutes van polluenten in het aquatische milieu.

Daartegenover staat dat het gebruik van verschillende organismen of groepen de interpretatie van

meetresultaten erg complex maakt en de kosten verhoogt. Dit is een belangrijke afweging die

gemaakt moet worden bij de opstart van een bioaccumulatiemeetnet.

2.2.2 Per stroomdiagram

De aanwezigheid van geschikte biomonitoren zal in grote mate afhankelijk zijn van het beschouwde

waterlichaam en het overkoepelende stroomdiagram. Een gekozen biomonitor moet bij voorkeur

een typische en veel voorkomende soort zijn voor het beschouwde stroomgebied. In die mate dat

biomonitoring over een langere periode gegarandeerd blijft (EC, 2010). Een biomonitor in het ene

stroomgebied is daarom niet noodzakelijk geschikt voor een andere regio of stroombekken. Tabel 5

geeft een overzicht van de relatieve abundanties van de eerder besproken vissoorten paling,

blankvoorn, riviergrondel, brasem, baars en beekforel per stroombekken in Vlaanderen, volgens de

meest recente visbestandopnamen uit het zoetwatervismeetnet van het INBO (Van Thuyne & Breine,

2010). Hieruit blijkt dat er verschillen zijn in het voorkomen van de soorten in de verscheidene

rivierbekken. Paling, riviergrondel en blankvoorn zijn echter in de meeste Vlaamse bekken terug te

vinden. Waar deze soorten niet of in onvoldoende aantallen voorkomen kunnen deze worden

vervangen door andere soorten. Dit laatste motiveert de keuze om te werken met een batterij van

twee of meerdere vissoorten.


35

Bekken Paling Blankvoorn Riviergrondel Brasem Baars Beekforel

Dijle x x X

Demer x x X x

Maas x X x x

Nete x X X x x

Ijzer x X X x

Schelde (boven + beneden) x X

Gentse kanalen x X x X

Brugse polders x x x

Dender x

Leie X x x x x

Tabel 5: Relatieve abundanties van paling, blankvoorn, riviergrondel, brasem, baars en beekforel per stroombekken in Vlaanderen volgens Van Thuyne & Breine (2010). X: abundantie > 20%; x: abundantie > 1%.

Uit tabel 5 blijkt ook dat de beekforel eerder zeldzaam is in de verschillende Vlaamse rivierbekken,

dit vanwege zijn specifieke leefgebied (Vandelannoote et al., 1998). Hierdoor lijkt de toepassing van

beekforel als bioaccumulatie monitor in Vlaanderen niet aangewezen.

2.2.3 Per trofisch niveau

Zoals eerder aangegeven zal, afhankelijk van het beschermingsdoel (secundaire vergiftiging vs.

menselijke consumptie) het trofisch niveau van een organisme belangrijk zijn in de keuze of het al

dan niet geschikt is voor toepassing in een biomonitoringmeetnet. Indien men kijkt naar secundaire

vergiftiging komen eerder vissen in aanmerking die lager in de voedselketen staan, zoals blankvoorn

en riviergrondel. Wanneer men kijkt naar menselijke consumptie zullen commercieel interessante

vissen zoals paling en baars, beide aan het hoofd van de aquatische voedselketen (Vandelannoote et

al., 1998), in aanmerking komen. Wanneer men in beide beschermingsdoelen is geïnteresseerd is het

raadzaam om eerder vissen van een lager trofisch niveau te selecteren.

2.2.4 Eén of meerdere organismen?

De Europese Commissie stelt dat het aangewezen kan zijn om meerdere biomonitor organismen te

gebruiken per meetpunt zodat verschillen in voedingsstrategie mee in rekening gebracht kunnen

worden. Daarnaast is het belangrijk dat wanneer een soort op een bepaald meetpunt verdwijnt, deze

kan vervangen worden door een andere soort, zodat mogelijke trends van polluenten in de tijd toch

kunnen worden opgevolgd (EC, 2010). Meerdere organismen kunnen naast elkaar bemonsterd


36

worden om concentraties aan geaccumuleerde polluenten met elkaar te vergelijken. Dit maakt het

mogelijk om gemeten concentraties in de ene soort om te rekenen naar de andere (Roex & van den

Heuvel-Greve, 2010). In een recente studie toonden De Jonge et al. (2012) dat door het

gecombineerde gebruik van driehoeksmossel en Chironomidae als bioaccumulator verschillende

trends van metaalvervuiling in de tijd konden opgespoord worden. Door combinatie van deze twee

organismen konden namelijk verschillende blootstellingroutes (water, zwevende stof en sediment)

beoordeeld worden. Een set van verschillende organismen (zowel macro-invertebraten als vissen)

lijkt dus aangewezen voor het gebruik als biomonitor. Op deze manier wordt een meer gedetailleerd

en volledig beeld weergegeven van de polluent biobeschikbaarheid in een aquatische systeem door

de beoordeling van verscheidene blootstellingroutes. Zoals eerder al werd aangehaald kan de

bioaccumulatie van zowel organische als anorganische polluenten sterk variëren per soort en per

trofisch niveau (De Jonge et al., 2012; Van Ael et al., 2012). Hierdoor zal de interpretatie van

bioaccumulatie data erg verschillen afhankelijk van het gekozen biomonitor organisme. Dergelijke

aspecten zijn van essentieel belang betreffende de keuze van geschikte organismen voor de

toepassing in een toekomstig bioaccumulatiemeetnet en pleiten voor het gebruik van meerdere

organismen naast elkaar in biomonitoringsprogramma’s.

2.2.5 Beslissingssleutel

Aan de hand van voorgaande overwegingen kan een beslissingssleutel worden opgesteld voor de

keuze van een geschikt organisme voor de monitoring van bioaccumulatie in Vlaamse

oppervlaktewateren (tabel 6). Hiervoor dient een onderscheid gemaakt te worden tussen de

verschillende beschermingsdoelen: secundaire vergiftiging, menselijke consumptie en het aquatische

milieu. Daarnaast dient de keuze af te hangen van het beoogde stroombekken. Rekening houdend

met deze categorieën blijkt uit tabel 6 dat voor secundaire vergiftiging de combinatie van

blankvoorn en riviergrondel in de meeste Vlaamse stroombekken voorkomt en dus het meest

aangewezen lijkt. Aangezien brasem veel minder abundant is lijkt deze keuze minder interessant.

Indien menselijke consumptie het voornaamste beschermingsdoel is lijkt baars, aangevuld met

paling op de meetplaatsen waar baars abundanties onvoldoende zijn, de meest voor de hand

liggende keuze. Voor een accumulatiemeetnet dat beoogt het aquatische milieu in zijn geheel te

beschermen is een batterij van vissen met verschillend trofisch niveau (blankvoorn, riviergrondel en

baars) aangewezen, aangevuld met driehoeksmossel en benthische macro-invertebraat families zoals

Chironomidae en Hydropsychidae.


37

Beschermingsdoel?

Secundaire vergiftiging? Menselijke consumptie? Aquatische milieu?

→ Vis (prooidier) → Vis (topcarnivoor) → Vis (prooidier + topcarnivoor) en benthische invertebraten

Stroombekken?

Bekken Blankvoorn Riviergrondel Brasem

Dijle x X

Demer x X x

Maas x X

Nete X X x

Ijzer X X

Schelde X

Gentse kanalen X x

Brugse polders x

Dender

Leie x x x

Blankvoorn & riviergrondel Baars & paling Blankvoorn, baars, driehoeksmossel & Chironomidae

Tabel 6: Beslissingstabel voor de keuze van een biomonitor organisme op basis van het beschermingsdoel en stroombekken.

Bekken Paling Blankvoorn Riviergrondel Brasem Baars

Dijle x x X

Demer x x X x

Maas x X x

Nete x X X x x

Ijzer x X X x

Schelde x X

Gentse kanalen x X x X

Brugse polders x x x

Dender x

Leie X x x x x

Bekken Paling Baars

Dijle x

Demer x

Maas x

Nete x x

Ijzer x x

Schelde x

Gentse kanalen x X

Brugse polders x x

Dender x

Leie X x


38

Deelopdracht 3A: Suggesties betreffende een efficiënte en effectieve

meetstrategie voor Vlaanderen

Zoals eerder aangegeven moeten de Europese lidstaten MKN opstellen voor stoffen die sterk

accumuleren in biologisch weefsel en/of moeilijk meetbaar zijn in water. Daarnaast moeten zij erop

toezien dat polluenten die sterk accumuleren in de waterbodem en/of biota niet significant

toenemen in de tijd (EC, 2000, 2008).

De hieronder gegeven suggesties betreffende een efficiënte en effectieve meetstrategie voor een

bioaccumulatiemeetnet in Vlaanderen werden grotendeels gebaseerd op de richtlijnen van de

Europese Commissie betreffende bioaccumulatie monitoring (EC, 2010). Op basis van deze richtlijnen

wordt een aanzet gegeven voor het opstellen van een meetstrategie voor een Vlaams

bioaccumulatiemeetnet met als doel de bescherming van aquatische predatoren voor secundaire

vergiftiging. De uiteindelijke keuze voor een geschikt organisme voor implementatie in een

bioaccumulatiemeetnet dient, rekening houdend met de criteria geformuleerd in deelopdracht 2, op

basis van een wetenschappelijke studie te worden vastgelegd. Een voorstel voor een dergelijke

studie wordt verder uitgewerkt in deelopdracht 3B.

3.1 Keuze van polluenten

Om na te gaan welke polluenten aangewezen zijn voor het meten in biota dient er rekening te

worden gehouden met het fysisch-chemische gedrag van een stof in het milieu en in een biomonitor

organisme. Zowel metalen als lipofiele organische componenten kunnen in grote mate accumuleren

in biota. De polluenten die door de Europese Commissie bij voorkeur in biota dienen worden

gemeten zijn de prioritaire stoffen PAKs (anthraceen en fluorantheen), PBDEs, cadmium, C10-13

chlooralkanen, DEHP, hexachloorbenzeen, hexachloorbutadieen, hexachloorcyclohexaan, lood,

(methlyl)kwik, pentachloorbenzeen en tributyltin (EC, 2008), met daarnaast ook DDT (DDE en DDD)

en cyclodiene pesticiden (aldrin, endrin, isodrin en dieldrin) (EC, 2010).

3.2 Keuze van meetpunten

De Europese Commissie stelt dat sites voor het bemonsteren van biota representatief moeten zijn

voor het ganse ecosysteem in een bepaalde regio (EC, 2010). Ze mogen dus niet te dicht liggen bij


39

lokale vervuilingsbronnen (puntbronnen). Deze afstand zal per waterloop afhankelijk zijn van een

hele reeks specifieke hydrologische en geografische factoren.

De KRW vraagt dat toestand- en trendmonitoring (T&T) gebeurt op een representatieve steekproef

uit het geheel van waterlichamen met als doel het opvolgen van de globale toestand in Vlaanderen.

Hiervoor dienen de verschillende KRW-kwaliteitselementen (biologisch, fysisch-chemisch en

hydrologisch) te worden bemonsterd en wordt er om de zes jaar gerapporteerd. Met betrekking tot

de meetstrategie voor een Vlaams bioaccumulatiemeetnet kunnen in eerste instantie deze

meetpunten gebruikt worden die werden geselecteerd voor T&T monitoring onder de KRW. Een

overzicht van deze meetpunten wordt gegeven in bijlage 2. De KRW eist echter dat MKN worden

gehaald op alle waterlichamen (EC, 2000, 2008). Dit houdt in dat wanneer de normen overschreden

worden in andere waterlopen, die niet tot de meetplaatsen van T&T worden gerekend,

bioaccumulatie ook in deze waterlopen dient te worden gemeten. Verder liggen een aantal T&T

meetplaatsen nabij de grenzen met Frankrijk, Brussel en Wallonië, wat de interpretatie van

meetresultaten bemoeilijkt indien bepaalde informatie rond waterkwaliteit en lozingen uit deze

regio’s niet wordt vrijgegeven. Eventueel kan voor bepaalde, grensoverschrijdende waterlopen een

delta-principe overwogen worden (evaluatie per stroom), eerder dan te kijken per land/regio.

3.3 Bemonsteringsperiode

Aangezien concentraties van geaccumuleerde polluenten in grote mate kunnen variëren door

verschillende omgevings- en biologische factoren, ongeacht antropogene verschillen, is het zeer

belangrijk dat natuurlijke variaties zo goed mogelijk worden ingeschat (EC, 2010). Belangrijke

omgevingsfactoren die de biobeschikbaarheid en accumulatie van polluenten kunnen beïnvloeden

zijn temperatuur, hardheid, pH, organisch materiaal, nutriënten, stroomsnelheid en watercirculatie,

opwellen van sediment en bioturbatie, verhoogde input van instromende rivieren en runoff vanaf

het land. Daarnaast kan ook biologische variatie in belangrijke mate bijdragen tot veranderingen in

bioaccumulatie patronen. Dit o.a. door verschillen in reproductieve status, gewichtsverlies tijdens het

paaien en de ontwikkeling van gonaden. Daarom moeten mogelijke seizoenale verschillen, die te

wijten zijn aan puur biologische variatie en niet aan veranderingen in biobeschikbare

polluentconcentraties, in de eerste plaats worden vermeden, of anders op gedetailleerde wijze mee

in rekening worden gebracht. De invloed van seizoenale variabiliteit kan in grote mate worden

gereduceerd door bemonsteringsperioden op voorhand vast te leggen en constant te houden in de

loop van de volgende jaren. Hierbij wordt het best de paaiperiode van het betreffende organisme

vermeden en is het van belang dat er een constant voedselaanbod beschikbaar is. Rekening houdend


40

met voorgaande aspecten geldt voor vele organismen het begin van de zomer als meest aangewezen

periode voor het bemonsteren en analyseren van geaccumuleerde polluenten, mede door de

gunstige weercondities gedurende deze periode in de meeste Europese lidstaten. Het is echter zeer

belangrijk dat voor elke potentiële biomonitor wordt nagegaan welke maand het meest geschikt is

(EC, 2010). Verder dienen ook site-specifieke karakteristieken mee in rekening te worden gebracht bij

het kiezen van een geschikte bemonsteringsperiode zoals waterloopkarakteristieken en bijzondere

gebeurtenissen (bv. hermeandering, sanering, …).

3.4 Frequentie van bemonsteren

Biotamonitoring in het kader van normtoetsing volgens de Europese dochterrichtlijn (EC, 2008) moet

minstens elk jaar worden uitgevoerd, tenzij technische kennis een ander interval toelaat. Bij het

vastleggen van een bemonsteringsfrequentie moet de biologische halfwaardetijd, het doel van de

monitoring, de aanwezigheid van vervuilingsbronnen en de beschikbaarheid en kwaliteit van

voorgaande monitoringsresultaten mee in rekening gebracht worden (EC, 2010). Sommige metalen

hebben een lage biologische turnover van zes maanden of meer (bv. cadmium en lood), zodat

gedurende deze periode een occasionele vervuiling kan worden gedetecteerd. Koper of verscheidene

PAKs hebben echter een veel snellere turnover van 3 tot 6 weken, waardoor een mogelijke vervuiling

enkel op korte termijn kan worden gedetecteerd. Deze polluentgebonden en biologische variaties

dienen mee in rekening te worden gebracht bij het opstellen van een monitoring meetnet voor biota.

Algemeen is een lage frequentie (jaarlijks, 3-6 jaarlijks) nodig indien de beschouwde waterloop

weinig vervuild is. Een meer frequente bemonstering (wekelijks, maandelijks) is aangewezen indien

de waterloop in het (recente) verleden aan verhoogde concentraties van één of meerdere polluenten

is blootgesteld. Voor deze laatste gevallen vraagt de KRW van de lidstaten ook een verhoogde

monitoring inspanning van verschillende relevante kwaliteitselementen (cfr. operationele monitoring

en monitoring voor nader onderzoek) (EC, 2000, 2010). Door voorgaande aspecten mee in rekening

te brengen kan in functie van de bemonsterde waterlopen en de te meten polluenten een zo

kostenefficiënt mogelijke meetstrategie worden opgesteld.

3.5 Methoden voor bemonstering

De Europese Commissie aanvaardt zowel de toepassing van passieve biomonitoring (bemonstering

van residente populaties) als actieve biomonitoring (uithangen van organismen). Een belangrijk


41

voordeel van het actief uithangen van organismen is dat er steeds (voldoende) weefsel aanwezig is,

de sites kunnen worden gekozen onafhankelijk van de aanwezige soorten, kennis over de duur van

de blootstelling en het verminderen van de variatie tussen verschillende individuen (EC, 2010).

3.5.1 Vis bemonstering (passief)

De aangewezen methode voor de bemonstering van vis hangt in grote mate af van het type

waterloop. In ondiepe waterlopen kan er worden bemonsterd door middel van elektrovisserij. Voor

diepere, bevaarbare waterlopen kan men vissen met verscheidene types vang- en sleepnetten vanaf

een vaartuig of door het uitzetten van fuiken (Van Thuyne & Breine, 2010). Het is dus onmogelijk om

dezelfde vangst-methode voor alle waterlopen toe te passen (EC, 2010). Zowel tijdens het vissen, het

transport als de behandeling in het labo moeten verschillende richtlijnen in acht worden genomen

om het risico op contaminatie te beperken. Vissen in slechte conditie of die zichtbaar zijn beschadigd

mogen niet gebruikt worden voor analyse. Per polluentklasse dienen 3 tot 5 replicaten te worden

bemonsterd, zodat er voldoende weefsel beschikbaar is. Zowel individuele als gepoolde stalen

kunnen worden overwogen, afhankelijk van de grootte en het gewicht van het bemonsterde

organisme. Afhankelijk van het doel van het meetnet kan men beslissen of de analyses worden

uitgevoerd op de vis in zijn geheel of op een bepaald weefsel. Indien men de menselijke consument

wil beschermen lijkt analyse in de eetbare delen (spierweefsel) het meest aangewezen. De analyse

van spierweefsel is echter weinig geschikt voor het nagaan van secundaire vergiftiging, aangezien de

spier geen “doelwit” weefsel is voor verschillende polluenten zoals PAKs en metalen (EC, 2010).

3.5.2 Benthische macro-invertebraten (passief)

Benthische macro-invertebraten worden bemonsterd met behulp van een sediment grijper (bv. peti-

ponar). Deze kan ofwel staand in ondiepe waterlopen, vanaf de oever of vanaf een vaartuig worden

bediend. De grijpstalen worden ter plekke of in het labo gezeefd over 500 µm waarna de benodigde

organismen worden gecollecteerd. Benthische organismen zoals Chironomidae worden het best

gedepureerd voor de analyse door ze 24 uur in OECD testwater te plaatsen (OECD, 2004). Hierbij

wordt de darminhoud van het organisme leeggemaakt, aangezien sediment-gebonden polluenten in

het darmkanaal van het organisme niet zijn opgenomen op het moment van de staalname, en dus tot

een overschatting van de totale bioaccumulatie kunnen leiden. Ook voor macro-invertebraten gelden

dezelfde richtlijnen voor het beperken van mogelijke contaminatie.


42

3.5.3 Gekooide organismen (actief)

Actieve biomonitoring door gebruik van gekooide organismen is een veelgebruikte techniek in

bioaccumulatie monitoringprogramma’s in Europa. In vele gevallen wordt hiervoor de

driehoeksmossel (Dreissena polymorpha) gebruikt (Bervoets et al., 2005), hoewel ook vissen gekooid

kunnen worden uitgehangen in waterlopen (bv. karpers) (Verweij et al., 2004; Reynders et al., 2008;

Bervoets et al., 2009). Deze laatste methode is echter niet voor alle soorten vis geschikt, aangezien ze

aanleiding kan geven tot verhoogde stress reacties bij het organisme (EC, 2010).

Actieve biomonitoring heeft enkele belangrijke voordelen ten opzichte van passieve biomonitoring.

Zo hoeven er geen residente organismen aanwezig te zijn in de waterloop die men wil bemonsteren

en worden zowel genetische, fysiologische als seizoenale verschillen tussen populaties weggewerkt.

Op deze manier kan een groot deel van de natuurlijke variatie in polluentconcentratie worden

geëlimineerd. De Europese Commissie adviseert een blootstellingsduur van vier weken voor

biomonitoring met behulp van gekooide organismen (EC, 2010).

3.6 Analysetechnieken

Organische polluenten worden gemeten door middel van vloeistof- (HPLC) of gas-chromatografie

(GC), gecombineerd met verschillende detectiemethoden zoals massaspectrometrie of fluometrie.

De extractie gebeurt uit nat weefsel met behulp van organische solventen (bv. hot Soxhlet) (Jacobs et

al., 2002). Hierbij dient ook het vetpercentage van het organisme te worden bepaald om de

concentraties uit te drukken per vetgehalte. De EC schrijft hiervoor de methode van Bligh & Dyer

(1959) voor (EC, 2010).

PAKs worden gemeten door gebruik te maken van HPLC met fluorescentie detectie (HPLC-UVF) of gas

chromatografie met massa spectrometrie (GC-MS), waarvan deze laatste de meest flexibele techniek

is (OSPAR, 1999). Metalen worden traditioneel geanalyseerd door middel van elementspecifieke

instrumenten zoals ICP-MS en ICP-OES. Extractie van elementen gebeurt door het toevoegen van

salpeterzuur en/of zoutzuur aan gedroogd weefsel onder hoge temperatuur (bv. in microgolf of hot

block).


43

3.7 Voorbeeld voor implementatie meetstrategie in Vlaanderen

Tabel 7 geeft een voorbeeld weer van een meetstrategie voor bioaccumulatie monitoring in Vlaamse

waterlopen. Dit meetnet is opgesteld met als doel de bescherming van aquatische predatoren voor

secundaire vergiftiging. Daarnaast wordt dit meetnet gebruikt voor normtoetsing aan Europese MKN

in biota voor polluenten die sterk accumuleren in biologisch weefsel en/of moeilijk te meten zijn in

water. Hoewel macro-invertebraten zoals eerder vermeld wetenschappelijk-relevante informatie

kunnen aanbrengen rond de biobeschikbaarheid van diverse polluenten werd in dit voorbeeld

gekozen voor vis als biomonitor, op basis van de eerder opgestelde beslissingstabel (tabel 6). De

blankvoorn, die o.a. als prooidier dient voor carnivore vissen zoals de baars, wordt als biomonitor

gebruikt, aangevuld met riviergrondel. Hiervan komt minstens één soort voor in de meeste Vlaamse

stroombekken. In een eerste fase worden beide organismen naast elkaar bemonsterd om

concentraties aan geaccumuleerde polluenten met elkaar te vergelijken. Dit maakt het mogelijk om

gemeten concentraties in de ene soort te gaan omrekenen naar de andere, hoewel steeds

voorzichtig met de interpretatie van dergelijke omrekeningen moet worden omgesprongen.

Polluenten die in het meetnet worden geanalyseerd zijn PAKs, PBDEs, metalen, C10-13

chlooralkanen, Ftalaten, Hexachloorbenzeen, -butadieen en -cyclohexaan, Tributyltin, DDT, Aldrin,

Endrin, Isodrin en Dieldrin. In een eerste fase worden al deze polluentklassen geanalyseerd in

monsters gevangen op 35 meetpunten, welke reeds geselecteerd werden voor toestand & trend

monitoring (KRW) uit het oppervlaktewater-meetnet van de VMM. Bemonstering van vis kan samen

met het collecteren van waterstalen gebeuren door mensen van de VMM. Dit door elektrovisserij,

fuiken en vangnetten. Indien de meetpunten worden afgestemd op het meetnet zoetwatervis van

het INBO kunnen deze mensen blankvoorn en riviergrondel bemonsteren en transporteren naar de

labo’s van de VMM. Dit heeft als voordeel dat de expertise van het INBO kan worden aangewend bij

de visbemonstering. De staalname loopt vanaf eind juni 2013 tot augustus, aangezien deze periode

buiten het paaiseizoen van zowel blankvoorn als riviergrondel ligt. Telkens worden er 3 replicaten

per site en per polluentklasse genomen, wat neerkomt op 27 vissen per locatie per vissoort. Analyse

voor de beoordeling van secundaire vergiftiging en normtoetsing wordt uitgevoerd op basis van de

gehele vis (meeste organische stoffen) en de lever (metalen). Afhankelijk van de geaccumuleerde

polluentconcentraties, die worden getoetst aan de Europese MKN in biota, wordt na het eerste jaar

een evaluatie gemaakt van welke polluenten er per meetplaats moeten opgevolgd worden en welke

sites slechts om de drie jaar bemonsterd moeten worden. Een kanttekening die hierbij gemaakt moet

worden is dat indien de waterkwaliteit in andere Vlaamse waterlopen achteruit gaat, er voor

bepaalde polluenten ook op andere meetplaatsen in biota dient gemeten te worden.


44

Monitoring meetnet bioaccumulatie Vlaanderen

Doel Secundaire vergiftiging voor predatoren

Normtoetsing aan MKN voor biota

Organisme Blankvoorn, in combinatie met riviergrondel voor bekken waar blankvoorn weinig

voorkomt

Periode Juni 2013 - ….

Polluenten 9 groepen:

1) PAKs: Anthraceen en Fluorantheen

2) PBDEs

3) Metalen: Cd, Pb en (CH3)Hg

4) C10-13 chlooralkanen

5) Ftalaten: DEHP

6) Hexachloorbenzeen, hexachloorbutadieen en hexachloorcyclohexaan

7) Tributyltin

8) DDT (DDE en DDD)

9) Aldrin, Endrin, Isodrin en Dieldrin

Meetpunten Eerste fase: 35 meetpunten geselecteerd uit huidig VMM meetnet oppervlaktewater voor

T&T monitoring onder KRW (bijlage 2); Overeenstemming met meetnet zoetwatervis

INBO?

Frequentie: jaarlijks

Toetsing MKN biota

Te hoog? →Maandelijks opvolgen per polluentklasse vanaf 2014

OK? → 3 jaarlijks bemonsteren

Opmerking: Indien waterkwaliteit elders in Vlaanderen slecht is dient ook daar

bemonsterd te worden in blankvoorn

Staalname

Ondiep: elektrovisserij


45

Tabel 7: Mogelijke meetstrategie voor een bioaccumulatiemeetnet in Vlaanderen.

Bevaarbaar: fuiken en sleepnet

Samen met VMM staalname meetnet oppervlaktewater

Vanaf eind juni tot begin augustus (buiten paaitijd)

3 replicaten per site, per polluent klasse = 3*9 = 27 stalen per locatie per soort

Analyse Hele vis, adult (doorvergiftiging); Lever (normtoetsing voor metalen)

1) GC-MS of HPLC-UVF

2, 4, 5, 6, 7, 8, 9) GC-MS

3) ICP-MS

Kosten Bemonstering:

1000-2000 € (inclusief: vangst, eventueel pellen, lengte & gewicht bepaling; exclusief:

boothuur). Werkuren voor 2-3 maanden loon technisch personeel. Indien vissen van het

INBO worden verkregen vermindert deze kost (uit Roex & van den Heuvel-Greve, 2010).

Extractie + Analyse:

De totaalprijs voor het uitvoeren van de analyse op bovenvermelde stoffen, uitgezonderd

klasse 6) en 9) door SGS Belgium bedraagt per monster (in €):

PAK’s: Anthraceen en Fluorantheen 230.0

PBDE’s 350.0

Metalen: Cd, Pb, en Hg 121.7

C10-13 chlooralkanen 195.0

Ftalaten: DEHP 165.0

Tributyltin 175.0

DDT som (DDE en DDD) 155.0

Bij toelevering van 90 monsters voor alle bovenstaande parameters wordt een korting

van 30% toegekend op deze tarieven. In totaal maakt dit, inclusief additionele

milieukosten voor staalvernietiging (2.56 € per staal) voor 90 monsters: 89 289.9 €

Rapportering + opvolging:

7-9 maanden loon personeel (1 man fulltime)


46

Deelopdracht 3B: Projectvoorstel verkennende studie rond bioaccumulatie

monitoring in Vlaanderen

Vooraleer er een definitief bioaccumulatiemeetnet in Vlaanderen kan worden opgesteld is het

noodzakelijk dat er een vergelijkende studie wordt uitgevoerd die verschillende potentiële

organismen/methoden voor biomonitoring naast elkaar zal bestuderen en die mogelijke verbanden

tussen geaccumuleerde weefselconcentraties in verschillende organismen en passieve samplers

onderzoekt. Deze studie, die kadert in monitoring voor nader onderzoek conform de KRW, focust op

de volgende elementen:

Biomonitoren

Om de polluent biobeschikbaarheid in het milieu zo goed mogelijk te kunnen inschatten focust de

pilootstudie op verschillende organismen voor biomonitoring, aangevuld met het gebruik van

passieve samplers. Zowel residente (paling, blankvoorn en riviergrondel) als gekooide vis soorten

(blankvoorn en karper) worden gebruikt. Macro-invertebraat familie zoals Chironomidae en

Hydropsychidae worden telkens zowel actief als passief gebruikt. Driehoeksmosselen worden enkel

actief uitgehangen in het milieu. Wat betreft de passieve samplers worden siliconen rubber passieve

samplers gebruikt voor de bemonstering van organische polluenten en diffusive gradient in Thin film

samplers (DGT) voor de bemonstering van metalen (zie deelopdracht 4 voor meer informatie rond

passieve samplers).

Meetpunten

Meetpunt selectie is cruciaal voor een dergelijke pilootstudie. Er worden 20 meetpunten

geselecteerd uit de lijst van VMM sites die werden opgesteld voor Toestand & Trend monitoring

onder de KRW (bijlage 2). Op basis van een vergelijking van de huidige fysisch-chemische gegevens,

gemeten normoverschrijdingen van prioritaire stoffen, biologische kwaliteitselementen, vis

abundanties en typologie van de verschillende waterlichamen, die voor de geselecteerde T&T

meetpunten worden weergegeven in bijlage 3 en 4, kan een selectie van potentiële sites worden

gemaakt. Deze selectie, waarbij getracht wordt om een dataset te creëren waarin zoveel mogelijk

variatie aan beschikbare gegevens vervat zit, wordt weergegeven in tabel 8 en wordt hieronder

verder toegelicht.


47

- Categorie, type en status waterlichaam

Er kunnen drie categorieën waterlichamen onderscheiden worden, nl. rivieren, meren en

overgangswateren (bijlage 3 voor rivieren; bijlage 4 voor meren/overgangswateren). Aangezien de

eerste categorie (31 rivieren) veel omvangrijker is ten opzichte van de laatste twee (telkens slechts 4

meren/overgangswateren) wordt er voorgesteld om 2 overgangswateren en 18 rivieren te

selecteren. Aangezien de VMM momenteel geen monitoring meer uitvoert in meren wordt deze

categorie hier buiten beschouwing gelaten. Afhankelijk van de status van het waterlichaam kunnen

de meetplaatsen ingedeeld worden in natuurlijk, kunstmatig of sterk veranderd. De typologie van de

waterlopen varieert tussen kleine, grote en zeer grote rivieren en beken. Op basis van zowel status

als typologie kunnen de meetpunten op de rivieren in negen worden verdeeld (tabel 8).

- Biologische kwaliteitselementen

De evaluatie van biologische kwaliteitselementen (fytobenthos, fytoplankton, macrofyten, macro-

invertebraten en vis levensgemeenschappen) voor de rivieren varieert van matig tot slecht (bijlage

3). Op basis van de biologie kunnen drie van de negen geselecteerde meetplaatsen verder worden

onderverdeeld, nl. in ontoereikende of slechte kwaliteit (kunstmatige grote en kleine rivieren) en

matige of ontoereikende kwaliteit (natuurlijke grote Kempische beken) (tabel 8).

- Fysico-chemie

Ook de evaluatie van de fysisch-chemische metingen voor de rivieren varieert van matig tot slecht

(bijlage 3). Op basis van deze gegevens kan nog één extra onderverdeling gemaakt worden in

vergelijking met deze gebaseerd op status, typologie en biologie, nl. in slechte of ontoereikende

kwaliteit (sterk veranderde grote rivieren met slechte biologische kwaliteit) (tabel 8).

- Prioritaire stoffen

De gemeten prioritaire stoffen waarbij normoverschrijdingen werden vastgesteld kunnen ruwweg in

vijf verschillende klassen worden onderverdeeld, nl. enkel PAKs, enkel metalen, PAKs + metalen,

PAKs + metalen + andere stoffen en PAKs + andere stoffen. Op basis van gemeten

normoverschrijdingen van deze stofgroepen kunnen vier extra selecties in de meetpunten gemaakt

worden. Samen met voorgaande selectiecriteria worden hierna 19 meetplaatsen overgehouden

(tabel 8).

48

Tabel 8: Meetpuntselectie voor pilootstudie op basis van typologie, biologische kwaliteitselementen, fysico-chemie, prioritaire stoffen en vis abundanties van de T&T meetpunten uit bijlage 2 (algemeen), bijlage 3 (rivieren) en bijlage 4 (meren + overgangswateren). BV: Blankvoorn; RG: Riviergrondel; BA: Baars; P: Paling; BR: Brasem; x: gemiddelde relatieve vis abundantie > 1%; (x): gemiddelde relatieve vis abundantie < 1%. Rg: Grote rivier; Rk: Kleine rivier;Bg: Grote beek; BgK: Grote beek Kempen; Rgz: Zeer grote rivier; O1o: Zwak brak (oligohalien) macrotidaal laaglandestuarium; O1brak: Brak macrotidaal laaglandestuarium.

Categorie Status Type Biologische elementen Fysico-chemie Prioritarie stoffen Vis abundanties Waterloop Stroombekken Gemeente

VMM meetpunt

BV RG BA P BR

Rivier Kunstmatig Rg Ontoereikend Ontoereikend Metalen

x x Albertkanaal Maas Merksem 809700

Slecht Slecht Metalen x

x x

Kanaal Duinkerke -Nieuwpoort Ijzer Koksijde 680000

PAKs + Metalen x (x) (x) x x

Afleidingskanaal vd Leie + Kanaal van Eeklo Brugse polders Zeebrugge 765007

PAKs + Metalen + Andere x

(x) x x

Afleidingskanaal vd Leie/Schipdonkkanaal I Gentse kanalen Nevele 768000

Rk Ontoereikend Slecht PAKs + Metalen + Andere -

Natuurlijk Rg

Slecht Ontoereikend

Slecht Ontoereikend

PAKs + Metalen + Andere PAKs

(x)

x

(x)

x (x)

x x

Leopoldkanaal II Dijle I

Brugse polders Dijle

Brugge Oud-Heverlee

6000 221000

Bg Slecht Slecht PAKs -

PAKs + Metalen -

BgK Matig Slecht PAKs + Metalen (x) x

x (x) Grote Nete III Nete

Heist-op-den-Berg 253000

Sterk veranderd

Bg

Ontoereikend Ontoereikend

Ontoereikend Ontoereikend

PAKs + Metalen PAKs + Metalen

x x

x

x

x x

Mark Dommel

Maas Maas

Hoogstraten Neerpelt

72000 91000

Rg Slecht Slecht PAKs + Andere x (x) (x) (x) (x) Dender I

Beneden-Schelde Geraardsbergen 511000

PAKs + Metalen + Andere x

x x x Ijzer III Ijzer Nieuwpoort 910000

PAKs + Metalen x

(x) (x) (x) Zenne II Dijle Zemst 345000

x x x x x Leie I Leie Wevelgem 581000

Ontoereikend PAKs + Andere x

(x) x x Dender V

Beneden-Schelde Dendermonde 499500

PAKs + Metalen x

x

Boven-schelde IV Boven-Schelde Gent 172100

x x

x x Boven-schelde I Boven-Schelde Pecq 179000

Rk Slecht Slecht PAKs + Metalen + Andere x x x x x ijzer I Ijzer Poperinge 916000 Rgz Matig Slecht PAKs x x x Maas III Maas Kinrooi 122050

Overgangswater Sterk veranderd O1o Slecht Slecht PAKs + Metalen - Zeeschelde III + Rupel Beneden-Schelde

Hemiksem 162000

Sterk veranderd O1brak Ontoereikend Slecht PAKs + Metalen (x) (x) (x) (x) (x) Zeeschelde IV Beneden-Schelde

Antwerpen 154100


49

- Visabundanties en overeenkomst INBO meetnet

De geselecteerde meetpunten op basis van status, typologie, biologie, fysico-chemie en prioritaire

stoffen die door de VMM werden geselecteerd voor T&T monitoring kunnen worden gerelateerd aan

het zoetwatervismeetnet van het INBO (binnen een straal van 1 km op dezelfde waterloop;

meetgegevens uit de periode 2008 -2011), afkomstig uit het Vis Informatie Systeem (VIS;

http://vis.inbo.be). Hierdoor kan worden geschat in welke mate voor biomonitoring geschikte

residente vissoorten, zoals de blankvoorn, riviergrondel, baars, paling en brasem, abundant aanwezig

zijn op de geselecteerde meetplaatsen. Op basis van de huidige vis abundanties kunnen twee extra

onderverdelingen worden gemaakt. Er zijn ook drie onderverdelingen waarvoor er geen visgegevens

kunnen worden gerelateerd aan de overeenkomstige VMM meetplaatsen. Uiteindelijk kunnen op

basis van alle voorgaande selectiecriteria 18 potentiële meetpunten op rivieren worden weerhouden

(tabel 8).

- Geografische spreiding

De 18 geselecteerde meetplaatsen omvatten rivieren uit de meeste Vlaamse stroombekkens (Maas,

Ijzer, Brugse polders, Gentse kanalen, Dijle, Leie, Nete en Schelde), uitgezonderd dat van de Demer.

Wat betreft de meetpuntselectie voor de overgangswateren wordt er geopteerd om een meetplaats

op de Zeeschelde te nemen omdat dit meetpunt als enige overeenstemt met het

zoetwatervismeetnet van het INBO (bijlage 4). Met de 20 voorgestelde meetplaatsen wordt een

goede geografische spreiding van waterlopen in Vlaanderen verkregen.

Bemonstering

Algemeen kan de bemonstering in drie taken worden verdeeld: (1) de fysisch-chemische metingen,

(2) de bemonstering van residente vissen en (3) het actief uitzetten van gekooide vis,

driehoeksmossel en passieve samplers.

Aangezien de 20 geselecteerde meetpunten onderdeel zijn van het VMM meetnet oppervlaktewater

kunnen de meest recente fysisch-chemische gegevens hiervan worden gebruikt. Dit bij voorkeur uit

hetzelfde seizoen als dat waarin de bemonstering van biota en uithangen van passieve samplers

plaatsvindt. Daarnaast werden de meetplaatsen geselecteerd op basis van hun overeenkomst met

het zoetwatervismeetnet van het INBO. Bemonsterde residente vissoorten kunnen na aanvraag via

deze laatste instelling worden verkregen. Actieve uitzetting van gekooide organismen en passieve

samplers wordt uitgevoerd door de onderzoeksinstelling/universiteit die aangesteld wordt om de

pilootstudie uit te voeren, eventueel in samenwerking met de mensen van de VMM.


50

Analyse

De chemische stoffen die geanalyseerd worden in de bemonsterde biota moeten een relevante

selectie zijn van de door de Europese Commissie voorgestelde polluenten die bij voorkeur in biota

dienen worden gemeten (EC, 2010). In het oppervlaktewater van de 20 geselecteerde meetplaatsen

werden voornamelijk normoverschrijdingen van diverse PAKs en metalen vastgesteld. Het ligt dus

voor de hand dat deze twee polluentklassen worden geanalyseerd in biota om te kijken in hoeverre

geaccumuleerde polluentconcentraties de blootstelling in het milieu zullen weerspiegelen.

Bovendien staat de analyse van PAKs in silicium rubber passieve samplers en metalen in DGT

samplers momenteel op punt (zie deelopdracht 4), waardoor deze methoden kunnen vergeleken

worden met biotamonitoring. Daarnaast dienen ook stoffen te worden geanalyseerd die slecht

meetbaar zijn in water maar wel sterk bioaccumuleren in biota (bv. Tributyltin, HCB, PCBs en PBDEs).

PBDEs zijn momenteel echter nog niet goed meetbaar in silicium rubber passieve samplers (zie

deelopdracht 4). De voorgestelde selectie van stoffen wordt weergegeven in tabel 9.

Data interpretatie

De meetgegevens die uiteindelijk uit een dergelijke pilootstudie worden verkregen dienen een

antwoord te bieden aan volgende vraagstellingen: (1) In welke mate weerspiegelt bioaccumulatie in

verschillende biomonitor organismen en/of opname in passieve samplers de aanwezigheid van

diverse polluenten in het aquatische milieu en (2) Wat zijn de relaties tussen concentraties gemeten

in verscheidene residente en gekooide biota en passieve samplers onderling. Deze informatie kan

gebruikt worden om een uiteindelijke keuze van biomonitor/sampling methode wetenschappelijk te

onderbouwen voor implementatie in een Vlaams bioaccumulatiemeetnet en de toepassing ervan te

verdedigen tegenover de Europese Commissie.


51

Tabel 9: Overzicht van de voorgestelde stoffen voor analyse in de pilootstudie rond biomonitoring. Telkens wordt de rapportagegrens van een stof vergeleken met de norm in biota en water. Wanneer de ratio rapportagegrens (RG)/MKN < 1 is de stof goed meetbaar in deze matrix; bij RG/MKN > 1 is de stof slecht meetbaar in de matrix. Rapportagegrenzen werden overgenomen uit Roex & van den Heuvel-Greve (2010). Voor passieve samplers (PS) werd een onderscheid gemaakt tussen metalen (DGT samplers) en organische stoffen (silicium rubber samplers) (Smedes et al., 2010). MKNbiota: Officiële en concept biotanormen (EC, 2011); MKNwater: Jaargemiddelde MKN voor landoppervlaktewater op basis van totale concentratie, uitgezonderd metalen (opgeloste concentratie) (EC, 2008); MKNwater-opgelost: Uit MKNwater afgeleide norm berekend door veronderstelling van 30 mg/L zwevende stof en 10% organisch koolstof.

Categorie

Stof

Rapportagegrens biota (µg/kg ww)

MKN biota (µg/kg ww)

RG/MKN biota

Rapportagegrens water (µg/L)

MKN water (µg/L)

RG/MKN water

Rapportagegrens PS (µg/L)

MKN water-opgelost (µg/L)

RG/MKN water PS

Metalen Methylkwik 3.6 20 0.2 0.001 0.05 0.02 0.01 0.05 0.2

Lood 25 300-1000 0.83 0.1 2.1 0.05 0.01 2.1 0.005

Cadmium 5 160 0.03 0.05 0.08-0.25 0.625-0.2 0.01 0.08-0.25 0.125

PAKs Anthraceen - 33 - 0.01 0.1 0.1 0.000004 0.09 0.00004

Fluorantheen - 11530 - 0.01 0.1 0.1 0.000003 0.07 0.00004

Benzo(a)pyreen - - - 0.01 0.05 0.2 0.000002 0.017 0.00012

Benzo(b+k)fluorantheen - - - 0.001 0.03 0.03 0.000002 0.002 0.00100

Benzo(g,h,i)peryleen en indeno(1,2,3-cd)pyreen - - - 0.001 0.002 0.5 0.000002 0.0002 0.01000

Bestrijdingsmiddelen Hexachloorbenzeen 0.01 10 0.001 0.001 0.013 0.08 0.000003 0.01 0.00030

Hexachloorbutadieen 0.01 55 0.0002 0.01 0.44 0.02 0.000003 0.1 0.00003

Tributyltin 0.5 230 0.002 0.001 0.0002 5 0.000003 0.0002 0.01500

PBDE Som 6 PBDEs 0.002 1000 0.000002 0.001 0.0005 0.2 0.000003 0.00001-0.00000003 0.3-100

PCBs Som 7 PCB's 0.05 335 0.0001 0.0005 - - 0.000002 - -


52

Deelopdracht 4: Literatuuronderzoek naar bestaande ontwikkelingen en

monitoringactiviteiten rond het gebruik van passieve samplers

4.1 Inleiding en begrip passieve sampler

Zoals eerder aangegeven kunnen geaccumuleerde concentraties aan chemische stoffen in biota sterk

verschillen, zelfs binnen verschillende individuen van eenzelfde soort. Als mogelijk alternatief voor de

monitoring van “biologisch beschikbare” polluentconcentraties via eenzelfde gestandaardiseerde

methode kunnen passieve samplers (PS) worden gebruikt. Algemeen kan een passieve sampler

gedefinieerd worden als een “fase”, die over een bepaalde periode verscheidene chemische stoffen

opneemt uit het omringende milieu (bv. water), waarna hiervan de concentratie bepaald kan worden

(Roex & van den Heuvel-Greve, 2010; Smedes et al., 2010).

Ruwweg kunnen er twee types passieve samplers worden onderscheiden; nl. samplers waarin de

polluenten worden opgelost of absorberen, welke worden aangeduid als partitie- of hydrofobe

samplers; en samplers waaraan stoffen adsorberen aan een oppervlak die dus adsorptiesamplers

worden genoemd. In beide types wordt de overgang van stoffen uit het water naar de sampler

gecontroleerd door diffusieprocessen en wordt enkel de opgeloste fractie van een stof opgenomen.

De accumulatie van stoffen door de sampler zal dus mede afhankelijk zijn van de heersende

omgevingscondities in het omliggende milieu (Namieśnik et al., 2005; Smedes et al., 2010).

4.2 Partitiesampler

Partitiesamplers zullen gediffundeerde chemische stoffen oplossen in een accumulatiefase die een

hoge affiniteit heeft voor de te bepalen doelstof(fen). Het opnameproces van chemische stoffen door

een partitiesampler uit het omliggende water kan worden omschreven via onderstaande vergelijking:

Np = (Cp / Kpw) x mp Kpw = mp Cp

Waarbij Np de geaccumuleerde concentratie van een bepaalde stof in de sampler is na de

blootstelling, Cp de gemeten concentratie in de sampler, Kpw de sampler-water partitie coëfficiënt en

mp de massa van de sampler (Smedes et al., 2010). De werking van een partitiesampler wordt

schematisch weergegeven in figuur 2.


53

Figuur 2: Schematisch overzicht van de werking van een passieve partitiesampler (Smedes et al., 2010).

De opnamekinetiek van chemische stoffen in partitiesamplers gebeurt in 3 verschillende fases (figuur

3). In een eerste fase gebeurt de opname lineair en is deze tijdafhankelijk. In de volgende fase zal het

concentratieverschil tussen de sampler en zijn omgeving kleiner zijn en kan er een deel van de

geaccumuleerde stof terug worden afgegeven naar het water. In de laatste fase zijn opname en

afgifte in evenwicht en is de concentratie in de sampler dus niet meer tijdafhankelijk. Een

partitiesampler kan verschillende polluenten, met telkens een verschillende opnamekinetiek, naast

elkaar bemonsteren. Competitie tussen de verschillende stoffen voor opname door de sampler

speelt hierbij geen enkele rol (Smedes et al., 2010).

Figuur 3: Opnamekinetiek in een partitiesampler (Smedes et al., 2010).


54

Omgevingscondities, zoals de stroomsnelheid van het omliggende water, spelen een belangrijke rol

in de snelheid waarmee polluenten diffunderen naar de accumulatiefase en dus door passieve

samplers worden opgenomen. Om het effect van stroomsnelheid mee in rekening te brengen kan de

PS op voorhand worden gespiked met een referentiemateriaal (Performance reference compounds

of PRC). Hiermee kan de snelheid van afgifte van de stof, die gelijk is met de opname ervan, worden

gekarakteriseerd en kan dus het effect van stroomsnelheid mee in rekening worden gebracht.

4.3 Adsorptiesampler

Adsorptiesamplers zullen de opgenomen stoffen binden aan een specifiek oppervlak, achter een

membraam of filter (figuur 4). Het materiaal voor de adsorptiefase is doorgaans gekozen in functie

van de sterke bindingseigenschappen voor de te bepalen stof. Hierdoor is de opname van stoffen in

een adsorptiesampler meestal lineair (er wordt dus niet snel een evenwicht bereikt) en blijft dus

stijgen met de tijd.

Figuur 4: Schematisch overzicht van de werking van een adsorptiesampler (Smedes et al., 2010).


55

4.4 Bestaande passieve sampler technieken

In onderstaande paragraaf wordt een beknopt overzicht gegeven van bestaande passieve sampler

technieken. Een samenvatting evenals de voor- en nadelen van deze verschillende technieken wordt

weergegeven in tabel 11. Een meer gedetailleerd overzicht van de beschreven technieken is terug te

vinden in Smedes et al. (2010).

4.4.1 Semi-permeable membrane device (SPMD)

SPMDs zijn partitiesamplers opgebouwd uit twee fasen, waarin een synthetisch lipide, trioleine,

gepositioneerd is tussen twee membranen bestaande uit lage-dichtheid polyethyleen (LDPE). Deze

samplers accumuleren hydrofobe organische stoffen met een log Kow > 3. SPMDs zijn commercieel

beschikbaar, hebben een hoge gevoeligheid en de metingen zijn gestandaardiseerd en bruikbaar

voor routine biomonitoring van verscheidene organische polluenten (Huckins et al., 2002; Qin et al.,

2010). Nadelig aan deze sampler is de moeilijke en langdurige extractie methode en de kans op

contaminatie door trioleine.

4.4.2 Lage-dichtheid polyethyleen (LDPE)

Deze samplers zijn enkel opgebouwd uit LDPE (1 fase). LDPEs zijn geschikt voor het meten van

stoffen met een log Kow > 3. Ze hebben zeer dunne membranen, wat maakt dat chemische evenwicht

in de sampler kan worden bereikt voor stoffen met een log Kow van 4 of 5. Een voordeel van het

gebruik van deze samplers ten opzichte van SPMDs zijn de eenvoudigere bereiding en

extractieprocedures (Adams et al., 2007).

4.4.3 Siliconen rubber

Siliconen rubber samplers zijn opgebouwd uit één enkele fase van polydimethylsiloxaan (PDMS).

Omwille van hun hoge oppervlakte per volume ratio kan er meer staal worden geëxtraheerd over

een kortere periode. Hierdoor kan er een hogere extractie-efficiëntie en gevoeligheid worden

verkregen in vergelijking met klassieke SPMD samplers (Qin et al., 2010). Een overzicht van het

gebruik van siliconen rubber PS voor prioritaire stoffen (EC, 2008), verontreinigde stoffen (EC, 1978)

en toekomstige prioritaire stoffen (EC, 2008) die mogelijk bioaccumulatief zijn wordt weergegeven in

tabel 10. Zoals de meeste hydrofobe samplers zijn siliconen rubber PS voornamelijk geschikt voor het

meten van apolaire organische stoffen met een log Kow > 3. Hydrofobe stoffen met een lagere log Kow


56

kunnen in principe ook worden gemeten maar zullen al sneller een evenwicht bereiken, waardoor de

gemeten concentratie slechts een korte periode zal overspannen. Siliconen rubber PS zijn

momenteel geoptimaliseerd en gevalideerd voor de routine monitoring van PAKs, PCBs en verwante

organische stoffen. Voor deze polluenten zijn zowel de sampler-water partitiecoëfficiënten als

diffusiecoëfficiënten gekarakteriseerd. Deze karakteristieken ontbreken nog voor een groot aantal

hydrofobe bioaccumulerende stoffen zodat de toepassing van PS voor deze polluenten is gelimiteerd.

Voor stoffen met zeer hoge log Kow zoals PBDEs en dioxinen is de detectielimiet momenteel niet laag

genoeg om concentraties onder de voorgestelde MKN, omgerekend naar opgeloste concentraties, te

meten. Voor de bemonstering en analyse van metalen en PFOS kunnen siliconen rubber PS niet

worden gebruikt.

Siliconen rubber samplers zijn relatief goedkoop, erg sterk en kunnen verschillende keren

hergebruikt worden. De oppervlakte en dikte van de sampler kan worden aangepast om de

opnamesnelheid te verhogen. Zowel de extractie van de opgenomen stoffen als de berekening ervan

zijn vrij eenvoudig. Siliconen rubber samplers werden al in verschillende biomonitoring studies

toegepast en vergeleken met concentraties in biota (Qin et al., 2010; Smedes, 2010; Smedes et al.,

2010; Janssen et al., 2010). Momenteel wordt dit type van PS ook getest door de Vlaamse

Milieumaatschappij voor mogelijk gebruik in monitoring. Doorgaans worden siliconen rubber PS

bevestigd aan een metalen kader voor de toepassing in waterlopen (figuur 5).

Figuur 5: Siliconen rubber passieve samplers (links en rechts) met metalen kader (midden).


57

Chemische stof MKNwater-totaal (µg/L)

Log Kow MKNwater-opgelost (µg/L)

DL van PS (µg/L)

Toepasbaarheid

Prioritaire stoffen Anthraceen 0.1 4.45 0.09 0.000004 Am

Som PBDE 0.0005 - - - -

PBDE 28 0.00008 5.88 0.00001 0.000003 A

PBDE 47 0.00008 6.77 0.0000018 0.000003 A

PBDE 99 0.00008 7.66 0.0000002 0.000003 A

PBDE 100 0.00008 7.66 0.0000002 0.000003 A

PBDE 153 0.00008 8.55 0.00000003 0.000003 A

PBDE 154 0.00008 8.55 0.00000003 0.000003 A

Cadmium NVT NVT 0.08 - 0.25 NVT N

Chlooralkanen, C10-13 0.4 5.00 0.3 NVT P

DEHP 1.3 7.45 0.8 0.000003 A

Fluorantheen 0.1 5.16 0.07 0.000003 Am

Hexachloorbeenzeen 0.01 5.73 0.01 0.000003 Am

Hexachloorbutadieen 0.1 4.72 0.1 0.000003 Am

Hexachloorcyclohexaan 0.02 3.21 0.002 0.00003 A

Lood en verbindingen NVT NVT 7.2 NVT N

Kwik en verbindingen NVT NVT 0.05 NVT N

Naftaleen 2.4 3.30 1.2 0.00005 A

Pentachloorbenzeen 0.007 5.18 0.0007 0.000003 A

Benzo(a)pyreen 0.05 6.13 0.017 0.000002 Am

Som benzo(b)- en benzo(k)fluorantheen 0.03 - - - -

Benzo(b)fluorantheen 0.015 6.11 0.005 0.000002 Am

Benzo(k)fluorantheen 0.015 6.11 0.002 0.000002 Am

Som benzo(ghi)peryleen en indeno(1,2,3-cd)pyreen 0.002 - - - -

Benzo(ghi)peryleen 0.001 6.22 0.00011 0.000002 Am

Indeno(1,2,3-cd)pyreen 0.001 6.87 0.0002 0.000002 Am

Tributylverbindingen 0.0002 4.70 0.0002 0.000003 P

Verontreinigende stoffen Som cyclodiene pesticiden 0.01 - - - -

Aldrin 0.003 6.50 0.003 0.000003 P

Dieldrin 0.003 4.55 0.003 0.000003 P

Endrin 0.003 4.55 0.003 0.000003 P

Isodrin 0.003 6.75 0.0015 0.000003 P

Som DDT 0.025 - - - -

ppDDT 0.01 6.91 0.003 0.000003 A

opDDT 0.006 6.91 0.003 0.000003 A

ppDDD 0.006 6.22 0.004 0.000003 A

ppDDE 0.006 6.96 0.004 0.000002 A

Heptachloor 0.009 5.86 NVT 0.000003 P

Toekomstige prioritaire stof Som PCB 0.002 - - - -

PCB 101 GN 6.98 NVT 0.000002 Am

PCB 118 GN 6.98 NVT 0.000002 Am

PCB 138 GN 7.62 NVT 0.000003 Am

PCB 153 GN 7.62 NVT 0.000003 Am

PCB 180 GN 8.27 NVT 0.000003 Am

PCB 28 GN 5.69 NVT 0.000002 Am

PCB 52 GN 6.34 NVT 0.000002 Am

Dioxinen GN 6.92 NVT 0.000002 P

PFOS GN 6.28 NVT NVT N

Hexabromocyclododecaan GN 7.74 NVT 0.000003 P

Quinoxyfen GN 5.69 NVT 0.000002 P

Dicofol GN 5.81 NVT 0.000003 P

Diclofenac GN 4.02 NVT 0.000006 P

Tabel 10: Gebruik siliconen rubber PS voor prioritaire, verontreinigende en toekomstig prioritaire stoffen die mogelijk bioaccumulatief zijn. Am: Meetbaar met PS en bruikbaar voor routine biomonitoring; A: Meetbaar met PS, gelimiteerde toepassing; P: Potentieel meetbaar met PS op basis van chemische eigenschappen van de stof; N: Niet meetbaar met PS. MKNwater-totaal/opgelost: Jaargemiddelde MKN op basis van totale/opgeloste concentratie (EC, 2008; VR, 2010). Opgeloste MKN berekend door veronderstelling van 30 mg/L zwevend stof en 10% organische koolstof; DL: Detectielimiet van PS; NVT: Niet van toepassing; GN: Geen MKN opgesteld.


58

4.4.4 Solid phase microextraction (SPME)

SPME samplers zijn opgebouwd uit siliconenvezels met verschillende types van coating. Afhankelijk

van het gebruikte sorbent of coating kunnen verschillende polaire of apolaire stoffen gemeten

worden (Pawliszyn, 1997). SPMEs hebben een beperkt volume voor opname van stoffen, wat

betekent dat enkel een kleine fractie van een bepaalde stof kan worden bemonsterd en de meting

dus een lagere gevoeligheid heeft in vergelijking met andere samplers. Daarbij komt dat het staal

verloren gaat na de analyse en hergebruik voor analyse van andere stoffen niet mogelijk is. Mede

daardoor, en omwille van de hoge breekbaarheid, worden SPMEs voornamelijk voor de bepaling van

polluenten in het laboratorium gebruikt, eerder dan de toepassing onder veldomstandigheden.

4.4.5 Polyoxymethyleen (POM)

POM samplers zijn opgebouwd uit eenzelfde fase van het plastiek polyoxymethyleen (POM) en zijn

geschikt voor de analyse van hydrofobe organische stoffen (log Kow > 3). De extractie van

geaccumuleerde stoffen kan gebeuren met behulp van solventen en is dus relatief eenvoudig

(Cornelissen et al., 2008). POM samplers zijn moeilijk te spiken met referentiestoffen omdat de

diffusie coëfficiënten erg laag zijn (Rusina et al., 2007). Verder nemen deze samplers minder snel

stoffen op in vergelijking met LDPE of PDMS omdat, voor de meeste componenten, de opname sterk

wordt gecontroleerd door de membranen (Ter Laak et al., 2008).

4.4.6 Polar Organic Chemical Integrative Sampler (POCIS)

POCIS zijn adsorptiesamplers opgebouwd uit een sorbent dat vastzit tussen twee polyethersulfon

(PES) membranen. Een groot voordeel van PES is dat er zich op dit materiaal doorgaans weinig

(micro)organismen vasthechten (biofouling). POCIS wordt voornamelijk gebruikt voor de

bemonstering en analyse van polaire organische stoffen zoals pesticiden en geneesmiddelen (Vrana

et al., 2005; Miège et al., 2012).

4.4.7 Empore® disk

Empore® disks bestaan uit een inerte filter gemaakt van polytetrafluoroethyleen (PTFE) die de

actieve deeltjes bevat. Afhankelijk van het gebruikte sorbent kunnen zowel polaire als apolaire

organische stoffen worden bemonsterd en gemeten (Dardenne et al., 2007). Empore disks zijn

gepatenteerd en zijn commercieel verkrijgbaar. Extracties zijn relatief eenvoudig en geven in de


59

meeste gevallen consistente recoveries. Door zijn grote oppervlakte/volume ratio heeft de Empore®

disk een hoge gevoeligheid voor verscheidene stoffen.

4.4.8 Chemcatcher

Chemcatchers zijn opgebouwd uit een diffusie-limiterend membraan en sorbent die geplaatst

worden in een herbruikbare houder van teflon of plastiek (figuur 6). Zowel polaire als apolaire

organische stoffen kunnen bemonsterd en geanalyseerd worden afhankelijk van het type membraan

en sorbent. Voor stoffen met een log Kow > 4 wordt vaak een Empore® disk als sorbent gebruikt met

LDPE als membraan. Opnamesnelheden worden dan afzonderlijk per stof berekend (Vrana et al.,

2007; Vermeirssen et al., 2012).

Figuur 6: Overzicht van de Chemcatcher passieve sampler in theorie (A) en in de praktijk (B).

4.4.9 Diffusive Gradient in Thin Films (DGT)

DGTs zijn passieve samplers die bestaan uit een plastieken houder, voorzien van een filtermembraan

en gevuld met een diffusie gel (polyacrylamide) en een capterende gel (figuur 7). Afhankelijk van de

gebruikte gel kunnen labiele concentraties van verschillende spoormetalen (Pb, Cd, Hg, Cu, Zn, Ni,

Cr,…), nutriënten en radionucliden worden bemonsterd en geanalyseerd in zowel water als sediment

(Davison & Zhang, 1994; Clarisse & Hintelmann, 2006). DGT samplers hebben een zeer hoge

gevoeligheid, zijn commercieel verkrijgbaar en erg gemakkelijk in gebruik. DGTs zijn niet bruikbaar

voor de bemonstering van organische polluenten.


60

Figuur 7: Schematische overzicht van DGT passieve sampler.


61

Tabel 11: Overzicht en vergelijking van verschillende passieve samplers.

Naam Materiaal Type Te meten stoffen Voordelen Nadelen Referenties

SPMD Synthetisch lipide tussen LDPE membranen

Partitie Hydrofobe organische stoffen (log Kow > 3)(bv. PCBs en PAKs)

Commercieel beschikbaar; gestandaardiseerd; hoge gevoeligheid; calibratiedata gekend voor verschillende stoffen

Extractie duurt lang; opname kan gelimiteerd zijn door diffusie; gevaar op lekken van trioleine

Huckins et al., 2002; Huckins et al., 2006

LDPE LDPE Partitie Hydrofobe organische stoffen (log Kow > 3)(bv. PCBs en PAKs)

Eenvoudige constructie; goedkoop; calibratiedata gekend voor verschillende stoffen

Opname kan gelimiteerd zijn door diffusie

Adams et al., 2007; Booij et al., 2002

Siliconen rubber Polydimethyl siloxaan Partitie Hydrofobe organische stoffen (log Kow > 3)(bv. PCBs en PAKs)(zie tabel 10)

Eenvoudige constructie; robuust; hoge diffusie coëfficiënten; goedkoop; calibratiedata gekend voor verschillende stoffen

Oligomeren afkomstig van de siliconen rubber kunnen de analyse van polluenten verstoren

Booij et al., 2002; Rusina et al. 2007, 2010 Smedes et al., 2010

SPME Siliconen vezel met verschillende types coating

Partitie Polaire en niet-polaire stoffen (afhankelijk van coating)

Commercieel beschikbaar; eenvoudige constructie; eenvoudige extractie

Hoge detectielimiet; kwetsbaar in het veld

Pawliszyn, 1997; Vrana et al., 2005


62

Naam Materiaal Type Te meten stoffen Voordelen Nadelen Referenties

POM Polyoxymethyleen Partitie Hydrofobe organische stoffen (log Kow > 3)

Goedkoop, robuust, extractie relatief eenvoudig

Membraan gecontroleerde opname

Cornelissen et al., 2008; Ter Laak et al., 2008

POCIS Sorbent tussen polyethersulfon membranen

Adsorptie Polaire organische stoffen met log Kow < 4 (afhankelijk van sorbent) (bv. pesticiden en geneesmiddelen)

Hoge gevoeligheid; calibratiegegevens gekend voor verschillende stoffen

Complexe modellering; beperkt aantal stoffen; erg breekbaar in het veld (vnl. gebruikt in laboratorium)

Alvarez et al., 2004; Vrana et al., 2005; Miège et al., 2012

Empore disk PTFE met vast sorbent Afhankelijk van sorbent

Polaire en niet-polaire stoffen (afhankelijk van sorbent)

Commercieel verkrijgbaar; hoge gevoeligheid; extractie protocols beschikbaar; extractie is relatief eenvoudig

Modellering nog onder ontwikkeling; berekeningen opnamesnelheid verschillend per component

Stuer-Lauridsen, 2005; Dardenne et al., 2007

Chemcatcher

Diffusie limiterend membraan en sorbent in houder van Teflon of plastiek

Afhankelijk van sorbent

Polaire en niet-polaire organische en anorganische stoffen (afhankelijk van sorbent en membraan)

Calibratiegegevens gekend voor verschillende stoffen

Modellering is erg complex; berekeningen opnamesnelheid verschillend per component

Vrana et al., 2007

DGT

Plastieken houder gevuld met filter, diffusiegel en captatie gel

Partitie Metalen en nutrienten

Commercieel verkgrijgbaar; hoge gevoeligheid; protocols beschibaar; gemakkelijk in gebruik en extractie

Niet beschikbaar voor organische polluenten

Davison & Zhang, 1994; Clarisse & Hintelmann, 2006

Tabel 11: vervolg.


63

4.5 Vergelijking passieve sampler met biotamonitoring

Het is duidelijk dat PS een aantal belangrijke voordelen hebben ten opzichte van de bemonstering en

analyse van chemische stoffen in waterstalen. Zo zullen PS enkel stoffen accumuleren in opgeloste

vorm, wat een betere weerspiegeling geeft van de biobeschikbare polluentconcentratie voor de

meeste aquatische organismen. Passieve samplers hebben daarbij een zeer lage detectielimiet, ook

voor stoffen die doorgaans niet of zeer moeilijk in water kunnen worden gemeten. Verder worden PS

voor lange tijd (2 – 4 maanden) uitgehangen in het milieu. Dit zorgt voor een tijdsgeïntegreerde

meting die doorgaans een veel accuratere weergave is van de concentratie van een polluent in het

milieu, in tegenstelling tot waterstalen die worden bemonsterd op afzonderlijke tijdstippen en

waarvan de concentraties zeer variabel kunnen zijn met de tijd (Smedes et al., 2010).

Aangezien PS samplers werden ontwikkeld als “synthetische organismen” dient ook de vergelijking

met levende organismen voor biomonitoring te worden gemaakt. De belangrijkste voordelen van

passieve samplers ten opzichte van biotamonitoring zijn:

Mobiliteit

Passieve samplers zijn immobiel en geven dus een plaats specifieke blootstelling weer van een

bepaalde site. Dit in tegenstelling tot organismen die vrij bewegen en kunnen migreren naar andere

locaties (vnl. vissen). Het probleem van mobiliteit kan echter gedeeltelijk worden overkomen door

gekooide organismen (vissen of driehoeksmosselen) te gebruiken voor actieve biomonitoring.

Metabolisatie van polluenten

Een belangrijk voordeel van PS ten opzichte van organismen is het feit dat ze geen polluenten

metaboliseren. Wanneer biota bepaalde stoffen opnemen zullen ze deze 1) trachten om te zetten

naar een minder toxische metaboliet of 2) uit het lichaam proberen te elimineren. Zo is bekend van

PAKs dat ze op korte termijn metaboliseren in vis. DDT kan gedeeltelijk worden omgezet in DDE en

de biotransformatie van verscheidene PCB congeneren werd al aangetoond in aquatische

organismen. Daarnaast werden hoge eliminatiesnelheden van verschillende HCH congeneren

vastgesteld in vis (Verweij et al., 2004). Mede door deze metabolisatie kunnen concentraties in biota

sterk variëren tussen soorten en zelfs individuen van dezelfde soort. Hierdoor zal de gemeten

polluentconcentratie in een bepaalde soort niet de werkelijke blootstelling voor andere soorten, die

minder snel deze stof metaboliseren, reflecteren.


64

Type van de matrix en omgeving

Passieve samplers kunnen worden gebruikt in alle milieus, zowel zoet, brak als marien en in

tropische, gematigde of polaire ecosystemen. Eenzelfde type PS kan dus worden gebruikt voor

verschillende matrices, daar waar verscheidene organismen nodig zijn bij veranderende

omgevingscondities. Hierdoor zijn de metingen met passieve samplers gestandaardiseerd over het

hele meetnet en kunnen de resultaten beter met elkaar worden vergeleken. Verder kunnen PS ook

worden gebruikt in waterlopen waar bijna geen organismen kunnen overleven (lage zuurstof, te hoge

vervuiling,…).

Achtergrondconcentratie

Sommige stoffen (bv. metalen) komen van nature in lage concentraties in het milieu voor. Hierdoor

zullen organismen meestal al bepaalde achtergrondconcentraties van een stof bevatten die niet

noodzakelijk een gevolg zijn van antropogene vervuiling. Passieve samplers kunnen eveneens lage

concentraties aan metalen bevatten maar deze kunnen onder controle worden gehouden door de

analytische zuiverheid van het materiaal aan te passen.

Diervriendelijk

Passieve samplers vereisen geen bemonstering van organismen en zijn dus diervriendelijk.

Milieukwaliteitsnormen

De accumulatie van stoffen door PS wordt uitgedrukt als een waterconcentratie. Hierdoor is een

directe vergelijking met MKN voor water, hetzij op totale concentratie of omgerekend naar een

opgeloste concentratie, mogelijk. Indien enkel PS worden gebruikt voor biomonitoring dienen er dus

alleen MKN voor water worden opgesteld en niet voor accumulatie in biota. Dit zorgt voor een

minder complexe vergelijking van gemeten polluentconcentraties met de opgestelde MKN.

Daarnaast blijven er ook belangrijke voordelen verbonden aan biotamonitoring ten opzichte van

passieve samplers:

PS zijn geen levende dieren

Passieve samplers kunnen nooit volledig de opname en accumulatie van polluenten in levende

dieren of planten simuleren. Organismen zijn dynamisch en staan in direct contact met hun


65

natuurlijke omgeving. Aquatische ecosystemen zijn erg complex en er zijn altijd factoren die de

blootstelling, opname en accumulatie van polluenten door organismen beïnvloeden welke niet door

PS in rekening gebracht kunnen worden. Het feit dat organismen stoffen kunnen metaboliseren kan

trouwens ook als een voordeel ten opzichte van PS worden beschouwd. Wanneer bepaalde stoffen

gemakkelijk gemetaboliseerd worden door verscheidene organismen zullen PS een overschatting van

de polluent biobeschikbaarheid in het milieu weergeven. Daarbij zijn biota opgebouwd uit

verschillende compartimenten (organen) en worden de opgenomen stoffen getransporteerd tussen

deze organen. Daar waar PS slechts uit één compartiment bestaan en dus een meer simplistische

benadering van de polluent biobeschikbaarheid en accumulatie weergeven.

Technologie van passieve samplers

De techniek van PS staat nog niet helemaal op punt. Momenteel kunnen siliconen rubber PS enkel

worden ingezet voor de routine biomonitoring van PAKs, PCBs en hieraan verwante stoffen. De

detectielimieten voor sterk lipofiele stoffen zoals PBDEs en dioxinen zijn op dit moment nog te hoog

voor toepassing in natuurlijke veldsituaties en voor een aantal stoffen kan (nog) geen

evenwichtsconcentratie worden bereikt na langdurige blootstelling in het milieu.

Blootstellingroute en ecologie

Passieve samplers gaan ervan uit dat enkel stoffen in oplossing biobeschikbaar zijn en dus door

organismen worden opgenomen. De blootstellingroute van polluenten kan echter sterk variëren per

chemische stof en per soort. Zo zullen benthische organismen, die nauw met de waterbodem

geassocieerd zijn (bv. aquatische wormen of benthische vissen zoals de grondel) ook via de voeding

sedimentgebonden stoffen opnemen en accumuleren. Organismen die organische deeltjes uit het

water filteren als voedsel (bv. mosselen) kunnen ook hydrofobe polluenten, die zich voornamelijk

binden aan zwevend materiaal, opnemen. De blootstellingroute van een polluent voor een

organisme zal dus in grote mate bepaald worden door de ecologie en voedingswijze van deze soort

(Bervoets & Blust, 2003; De Jonge et al., 2010). Passieve samplers houden met deze ecologische

verschillen geen rekening. Smedes et al. (2010) stellen echter dat accumulatie via voeding resulteert

in het sneller bereiken van de evenwichtsconcentratie van een polluent in een organisme, maar dat

bij voldoende lange blootstelling ook een evenwicht wordt bereikt in de PS waardoor het verschil dus

wordt weggewerkt. Deze stelling gaat echter niet op voor extreem hydrofobe stoffen die niet of

nauwelijks via water worden opgenomen. Ook zullen sommige metalen zoals cadmium en lood


66

onder bepaalde omgevingscondities zeer sterk aan de waterbodem binden waardoor ze minder

biobeschikbaar zijn via water (De Jonge et al., 2010).

Secundaire vergiftiging

Organismen die hoger in de voedselketen staan worden in grote mate aan polluenten blootgesteld

via secundaire vergiftiging door voeding. Afhankelijk van het trofische niveau van een organisme

kunnen organismen hoge concentraties aan polluenten accumuleren (biomagnificatie), die in grote

mate de blootstelling via het water kan overtreffen. Met deze verhoogde blootstelling door

secundaire vergiftiging zullen PS geen rekening houden. Smedes et al. (2010) stellen daarom dat PS

voornamelijk bruikbaar zijn om de blootstelling in te schatten voor organismen uit een lager trofisch

niveau, aangezien bij deze organismen het aandeel van de opname en accumulatie van polluenten

via secundaire vergiftiging kleiner zal zijn in vergelijking met top-predatoren.

Toepassing en kosten

Het gebruik van residente biota voor biomonitoring vereist relatief weinig werk en is goedkoper in

vergelijking met het uithangen van PS. Daarbij komt dat één enkele sampler niet tegelijk alle stoffen

kan bemonsteren die door de Europese Commissie worden aangeraden voor monitoring in biota (EC,

2010). Indien de volledige lijst van stoffen moet worden geanalyseerd dienen er per meetplaats

verschillende samplers en/of membranen gecombineerd te worden. Uitgehangen PS dienen ook

regelmatig nagekeken te worden opdat het waterniveau niet is veranderd en opdat de samplers niet

bedolven werden door sedimenten. Deze laatste opmerking geldt echter ook voor actieve

biomonitoring met behulp van gekooide organismen.

Om in te schatten in welke mate concentraties in passieve samplers de accumulatie van polluenten in

biota kunnen weerspiegelen dienen beide methoden met elkaar vergeleken te worden. Relaties

tussen polluentconcentraties in biota en de opname door PS werden in het verleden al bestudeerd

voor verschillende stoffen en organismen. In volgende paragrafen wordt een overzicht gegeven voor

zowel macro-invertebraten als vissen.

4.5.1 Passieve samplers en bioaccumulatie in macro-invertebraten

Aanvullend op de Nederlandse MWTL biomonitoring werd eind 2008 een vergelijkende studie

uitgevoerd tussen biomonitoring met siliconen rubber passieve samplers en bioaccumulatie van


67

PCBs, PAKs, PBDEs, ftalaten en verscheidene gechloreerde verbindingen in weefsel van

driehoeksmossel (Smedes, 2010). In deze studie werden goede relaties gevonden tussen

geaccumuleerde concentraties PCBs en PAKs in driehoeksmossel en concentraties gemeten in de

passieve siliconen samplers.

Qin et al. (2010) vergeleken de opname van vijf verschillende PAKs in de aquatische worm Lumbricus

variegatus met de opname door siliconen passieve samplers onder laboratorium condities. Deze

studie vond een vergelijkbare accumulatie bij zowel PS als de wormen waardoor er werd besloten

dat siliconen rubber samplers konden worden gebruikt voor de biomonitoring van PAKs in het

aquatische milieu. Evenwichtsconcentraties werden echter sneller bereikt in de wormen dan in de PS

(Qin et al., 2010).

Liscio et al. (2009) bestudeerden relaties tussen bioaccumulatie van endocriene verstoorders in een

zoetwater mossel (Unio pictorum) en opname door POCIS passieve samplers. Ook hier werden

significante correlaties gevonden tussen biota concentraties en de gehalten gemeten in POCIS.

Sabaliünas et al. (1998) vergeleken de accumulatie van organochloorpesticiden (chloordaan,

endosulfan, fenvaleraat en allethrine) in de mossel Anadonta piscinalis met de opname in SPMD

passieve samplers. De resultaten toonden aan dat de opnamesnelheden in SPMD van 3.5 tot 5.5

maal hoger lagen in vergelijking met deze in mosselen. De verhouding van geaccumuleerde

pesticiden was echter vergelijkbaar voor PS en mosselen, waardoor deze studie besloot dat SPMD

samplers gebruikt kunnen worden voor de monitoring van organochloorpesticiden in het aquatische

milieu, ter vervanging van biota (Sabaliünas et al. 1998).

4.5.2 Passieve samplers en bioaccumulatie in vissen

De eerder vermelde studie van Smedes (2010) vond minder sterke verbanden tussen bioaccumulatie

van PCBs, PAKs, PBDEs, ftalaten en gechloreerde verbindingen in weefsel van paling en blankvoorn

en opname in siliconen rubber PS in vergelijking met deze in driehoeksmossel. Deze bevindingen

werden enerzijds verklaard door het hogere trofische niveau van vissen ten opzichte van

driehoeksmosselen, waardoor vissen via secundaire vergiftiging aan hogere concentraties van

polluenten worden blootgesteld, vergeleken met de concentratie die wordt bemonsterd door PS

(Smedes, 2010). Anderzijds werden de lage concentraties aan PAKs in visweefsel toegeschreven aan

metabolisatie van deze polluenten, waardoor deze niet overeenkwamen met de concentratie

gemeten in de PS.

Verweij et al. (2004) vergeleken bioaccumulatie van PAKs, PCBs en organochloorpesticiden in

gekooide karpers (Cyprinus carpio) met de opname in SPMD samplers. Voor de PAKs werden er

sterke correlaties gevonden tussen metabolietconcentraties gemeten in de gal en de opname in PS.


68

Wat betreft de andere stoffen werden er voornamelijk verbanden gevonden voor de lage log Kow

stoffen (o.a. HCB en DDE) in tegenstelling tot de stoffen met hoge log Kow (o.a. PCBs).

4.6 Monitoring met passieve samplers

De toepassing van passieve samplers voor het meten van organische en anorganische stoffen in het

aquatische milieu kent de laatste jaren een grote toename. Momenteel worden vooral SPMD

(Sabaliünas et al. 1998; Verweij et al., 2004), Chemcatcher (Schäfer et al., 2008; Aguilar-Martínez et

al., 2009), DGT (Cleven et al., 2005; Clarisse & Hintelmann, 2006) en siliconen rubber passieve

samplers (Cornelissen et al., 2008; Qin et al., 2010; Smedes, 2010) veel gebruikt in wetenschappelijke

publicaties betreffende de chemische monitoring in zoetwater ecosystemen. Ook werden al

vergelijkende studies uitgevoerd voor de toepassing van passieve samplers in het aquatische milieu

(Cornelissen et al., 2008; Allan et al., 2008; Vermeirssen et al., 2012) en werden er zoals eerder

vermeld vergelijkende studies uitgevoerd tussen accumulatie van verscheidene polluenten in biota

met opname in PS (o.a. Verweij et al., 2004; Liscio et al., 2009; Qin et al., 2010; Smedes, 2010).

In Vlaanderen werden siliconen rubber passieve samplers al gebruikt voor de monitoring van PAKs in

de Noordzee. Momenteel loopt een tweede fase van dit project waarin polluentconcentraties met

bioaccumulatie in biota wordt vergeleken (Janssen et al., 2010).

In Nederland gebruikt het ministerie van infrastructuur en milieu (Rijkswaterstaat) als sinds 2002

siliconen rubber PS voor de monitoring van PAKs en PCBs, aanvullend op het gebruik van biota zoals

driehoeksmossel, paling en blankvoorn (Roex & van den Heuvel-Greve, 2010; Smedes, 2010; Smedes

et al., 2010). Wanneer blijkt dat passieve sampling een goede voorspellende waarde heeft voor

monitoring in biota, dan zou Nederland op termijn siliconen rubber PS willen gebruiken ter

vervanging van biotamonitoring (Roex & van den Heuvel-Greve, 2010). Hoewel PS niet speciaal

vermeld worden als methode voor routine monitoring onder de KRW (EC, 2000), laat het Technical

Guidance document voor chemische monitoring in water toch ruimte voor het gebruik van PS. Dit op

voorwaarde dat de meetmethode voldoende gedocumenteerd en gevalideerd is (EC, 2009). Er is

echter nog veel vergelijkend onderzoek nodig vooraleer passieve samplers als volwaardige vervanger

kunnen gebruikt worden voor biotamonitoring voor het ganse spectrum van mogelijk

bioaccumulerende stoffen.


69

Conclusies en aanbevelingen

De huidige studie ging na in welke mate bioaccumulatie kan worden gebruikt voor de monitoring en

risico-evaluatie van Vlaamse inlandse waterlopen. Hiervoor werden vier verschillende deelstudies

uitgevoerd.

In deelopdracht 1 werd een literatuuronderzoek uitgevoerd naar bestaande en ontwerp-

biotanormen in de Europese, Amerikaanse en Canadese wetgeving en werd tevens onderzocht in

welke mate biotamonitoring reeds wordt toegepast. Zowel Europa en Canada hebben in beperkte

mate officiële biotanormen opgesteld voor de bescherming van top-predatoren tegen secundaire

vergiftiging, voornamelijk voor methylkwik en PCBs. De Europese commissie laat de lidstaten de

keuze om normen voor prioritaire lipofiele stoffen voor bescherming tegen secundaire vergiftiging op

te stellen in biota ofwel in water, op voorwaarde dat voor deze laatste hetzelfde beschermingsniveau

kan worden gegarandeerd. Voor verschillende prioritaire stoffen (bv. kwik en hexachloorbenzeen)

ligt de naar water omgerekende biotanorm vele malen lager dan de officiële jaargemiddelde MKN

voor oppervlaktewater. Daarnaast vraagt Europa dat trends van prioritaire stoffen op regelmatige

basis worden gemonitord, hetzij in water, sediment of biota. Verschillende Europese lidstaten en

regio’s bereiden momenteel de implementatie van een bioaccumulatiemeetnet voor (bv. Wallonië

en Oostenrijk) of beschikken reeds over een bestaand meetnet (bv. Nederland en Schotland). In de

meeste gevallen wordt hiervoor vis, waaronder voornamelijk paling, als biomonitor gebruikt.

Deelopdracht 2 gaf advies over geschikte organismen voor biomonitoring. Zowel vissen (passief) als

macro-invertebraten (voornamelijk actief) worden momenteel in bioaccumulatie studies en/of

meetnetten gebruikt. Van het gebruik van paling wil men op termijn afstappen omdat deze diersoort

meer en meer bedreigd wordt. Soorten als blankvoorn en riviergrondel vormen mogelijke

alternatieven. Naast vissen zijn driehoeksmosselen een handige en veelgebruikte actieve biomonitor.

Ook Chironomidae vormen dankzij hun nauwe associatie met de rivierbodem potentieel interessante

organismen. De keuze van een geschikte biomonitor hangt voornamelijk af van het beoogde

beschermingsdoel en de geografische spreiding en het trofisch niveau van een soort. Op basis van

deze elementen kon in deze studie een beslissingstabel worden opgesteld die, afhankelijk van het

vooropgestelde scenario, een geschikte biomonitor adviseert.

Suggesties betreffende een efficiënte en effectieve meetstrategie voor een bioaccumulatiemeetnet

in Vlaanderen werden geformuleerd in deelopdracht 3. Aan de hand van adviezen rond de keuze van


70

polluenten, meetplaatsen, bemonsteringsperiode, meetfrequentie, bemonsteringsmethoden en

analysetechnieken kon een mogelijke meetstrategie voor een Vlaams bioaccumulatiemeetnet

worden opgesteld, conform de richtlijnen van de EC. Dit meetnet maakt gebruik van blankvoorn in

combinatie met riviergrondel. Bijkomend werd een projectvoorstel opgesteld voor een studie waarbij

verschillende potentiële organismen/methoden voor biomonitoring naast elkaar worden vergeleken.

Een dergelijke studie, die kadert in monitoring voor nader onderzoek conform de KRW, is nodig voor

een wetenschappelijk verantwoorde opstart en evaluatie van een bioaccumulatiemeetnet in

Vlaanderen.

Een literatuuronderzoek naar bestaande ontwikkelingen en monitoring activiteiten rond het gebruik

van passieve samplers werd uitgevoerd in deelopdracht 4. Momenteel bestaat er een grote

diversiteit aan samplers voor de bemonstering en analyse van zowel organische als anorganische

polluenten in het aquatische milieu. Een veelgebruikte techniek voor het meten van organische

polluenten die veelbelovende resultaten geeft is de siliconen rubber passieve sampler. Het gebruik

van passieve samplers heeft verschillende voordelen ten opzichte van biotamonitoring; zoals plaats

specifieke en gestandaardiseerde metingen, ontbreken van polluent metabolisatie, een uniforme

matrix en diervriendelijkheid. Momenteel kunnen siliconen rubber samplers echter enkel worden

ingezet voor de routine biomonitoring van PAKs, PCBs en hieraan verwante stoffen. De

detectielimieten voor sterk lipofiele stoffen zoals PBDEs en dioxinen zijn op dit moment nog te hoog

voor toepassing in natuurlijke veldsituaties en voor een aantal stoffen kan (nog) geen

evenwichtsconcentratie worden bereikt na langdurige blootstelling in het milieu. Hierdoor is het

momenteel niet mogelijk om passieve samplers te gebruiken voor de bemonstering en analyse van

alle door Europa voorgestelde prioritaire hydrofobe stoffen.

Op basis van de huidige literatuurstudie kan Vlaanderen, in navolging van de overige Europese

lidstaten, starten met de implementatie van een bioaccumulatiemeetnet. In een eerste fase kan

passieve biomonitoring door bemonstering van blankvoorn en/of riviergrondel en analyse van de

vooropgestelde negen polluentklassen gebeuren op de 35 meetplaatsen voor T&T monitoring. In een

verder stadium kunnen, aan de hand van de wetenschappelijke gegevens uit de studie beschreven in

deelopdracht 3, de eerste resultaten en gebruikte meetstrategie geëvalueerd worden en bijgestuurd

waar nodig. Voor de stoffen waarvoor de techniek volledig op punt staat kunnen ook siliconen

rubber passieve samplers worden ingezet. Op deze manier kan aan de Europese wetgeving worden

voldaan en kan een bioaccumulatiemeetnet in Vlaanderen worden opgestart op een

wetenschappelijk onderbouwde manier.


71


72


73

Referenties

Adams R.G., Lohmann R., Fernandez L.A., Macfarlane J.K. & Gschwend P.M., 2007. Polyethylene

devices: passive samplers for measuring dissolved hydrophobic organic compounds in aquatic

environments. Environmental Science & Technology 41, 1317-1323.

Aguilar-Martínez R., Gómez-Gómez M.M., Greenwood R., Mills G.A., Vrana B. & Palacios-Corvillo,

M.A., 2009. Application of Chemcatcher passive sampler for monitoring levels of mercury in

contaminated river water. Talanta 77, 1483 - 1489.

Allan, I.J., Mills G.A., Vrana B., Knutsson J., Holmberg A., Guigues N., Laschi S., Fouillaca A.-M. &

Greenwood R., 2006. Strategic monitoring for the European Water Framework Directive. Trends in

Analytical Chemistry 25, 704-715.

Alvarez D.A., Petty J.D., Huckins J.N., Jones-Lepp T., Getting D.T., Goddard J.,Manahan S.E., 2004.

Development of a passive, in situ, integrative sampler for hydrophilic organic contaminants in aquatic

environments. Environmental Toxicology and Chemistry 23, 1640-1648.

Belpaire C. & Goemans G., 2007. Eels: contaminant cocktails pinpointing environmental pollution.

ICES Journal of Marine Sciences 64, 1423-1436.

Belpaire C., Goemans G., de Boer J. & Van Hooste H. 2003. Verspreiding van gebromeerde

vlamvertragers. In Mira-T 2003; Milieu- en Natuurrapoort Vlaanderen, pp. 387-395. Ed. by M. van

Steertegem. LannooCampus, Leuven, België.

Bervoets L. & Blust R., 2003. Metal concentrations in water, sediment and gudgeon (Gobio gobio)

from a pollution gradient: relationship with fish condition factor. Environmental Pollution 126, 9-19.

Bervoets L., Voets J., Chu S. G., Covaci A., Schepens P. & Blust R., 2004a. Comparison of accumulation

of micropollutants between indigenous and transplanted zebra mussels (Dreissena polymorpha).

Environmental Toxicology and Chemistry 23, 1973-1983.

Bervoets L., Meregalli G., De Cooman W., Goddeeris B. & Blust R., 2004b. Caged midge larvae

(Chironomus riparius) for the assessment of metal bioaccumulation from sediments in situ.

Environmental Toxicology and Chemistry 23, 443-454.


74

Bervoets L., Voets J., Covaci A., Chu S.G., Qadah D., Smolders R., Schepens P. & Blust R., 2005a. Use of

transplanted zebra mussels (Dreissena polymorpha) to assess the bioavailability of

microcontaminants in Flemish surface waters. Environmental Science and Technology 39, 1492-1505.

Bervoets L., Knaepkens G., Eens M. & Blust R., 2005b. Fish community responses to metal pollution.

Environmental Pollution 138, 338-349.

Bervoets L., Van Campenhout K., Reynders H., Knapen D., Covaci A. & Blust R., 2009. Bioaccumulation

of micropollutants and biomarker responses in caged carp (Cyprinus carpio). Ecotoxicology and

Environmental Safety 72, 720-728.

Bligh E.G. & Dyer W.J., 1959. A rapid method of total lipid extraction and purification. Canadian

Journal of Biochemistry and Physiology 37, 911-917.

Booij K., Smedes F. & van Weerlee E.M., 2002. Spiking of performance reference compounds in low

density polyethylene and silicone passive water samplers. Chemosphere 46, 1157-1161.

Canadian Council of Ministers of the Environment (CCME), 1999. Canadian environmental quality

guidelines, Winnipeg, MB, Canada.

Canadian Council of Ministers of the Environment (CCME), 2000. Canadian tissue residue guidelines

for the protection of wildlife consumers of aquatic biota, Winnipeg, MB, Canada.

Cleven R., Nur Y., Krystek P. & van den Berg G., 2005. Monitoring metal speciation in the rivers

Meuse and Rhine using DGT. Water Air and Soil Pollution 165, 249-263.

Clarisse O. & Hintelmann H., 2006. Measurements of dissolved methylmercury in natural waters

using diffusive gradients in thin film (DGT). Journal of Environmental Monitoring 8, 1242-1247.

Cornelissen G., Pettersen A., Broman D., Mayer P. & Breedveld G.D., 2008. Field testing of

equilibrium passive samplers to determine freely dissolved native polycyclic aromatic hydrocarbon

concentrations. Environmental Toxicology and Chemistry 27, 499-508.


75

Davison W. & Zhang, H., 1994. In situ speciation measurements of trace components in natural

waters using thin-film gels. Nature 367, 546-548.

Dardenne F., Smolders R., De Coen W. & Blust R., 2007. Prokaryotic gene profiling assays to detect

sediment toxicity: evaluating the ecotoxicological relevance of a cell-based assay. Environmental

Science and Technology 41, 1790-1796.

De Jonge M., Blust R. & Bervoets L., 2010. The relation between Acid Volatile Sulfides (AVS) and

metal accumulation in aquatic invertebrates: Implications of feeding behavior and ecology.


De Jonge M., Belpaire C., Geeraerts C., De Cooman W., Blust R. & Bervoets L., 2012. Ecological impact

assessment of sediment remediation in a metal-contaminated lowland river using translocated zebra

mussels and resident macroinvertebrates. Environmental Pollution 171, 99-108.

Diggins T.P. & Stewart K.M., 1998. Chironomid deformities, benthic community composition, and

trace elements in the Buffalo River (New York) area of concern. Journal of the North-American

Benthological Society 17, 311-323.

Europese Commissie (EC), 1978. Richtlijn 79/117/EEG van de Raad van 21 december 1978 houdende

verbod van het op de markt brengen en het gebruik van bestrijdingsmiddelen bevattende bepaalde

actieve stoffen. Publicatieblad van de Europese Unie Nr. L 033 van 08/02/1979.

Europese Commissie (EC), 2000. Richtlijn 2000/60/EG van het Europees parlement en de raad van 23

oktober 2000 tot vaststelling van een kader voor communautaire maatregelen betreffende het

waterbeleid. Publicatieblad van de Europese Unie Nr. L 327: 1-72.

Europese Commissie (EC), 2008. Richtlijn 2008/105/EG van het Europees parlement en de raad van

16 december 2008 inzake milieukwaliteitsnormen op het gebied van het waterbeleid tot wijziging en

vervolgens intrekking van de Richtlijnen 82/176/EEG, 83/513/EEG, 84/156/EEG, 84/491/EEG en

86/280/EEG van de Raad, en tot wijziging van Richtlijn 2000/60/EG. Publicatieblad van de Europese

Unie Nr. L348/84, 24.12.2008.


76

European Commission (EC), 2010. Guidance document No. 25 on chemical monitoring of sediment

and biota under the Water Framework Directive. Common implementation strategy for the Water

Framework Directive Technical Report-2010-3991.

European Commission (EC), 2011. Guidance document No. 27 for deriving environmental quality

standards under the Water Framework Directive. Common implementation strategy for the Water

Framework Directive Technical Report-2011-055.

Goemans G., Belpaire C., Raemaekers M. & Guns M., 2003. Het Vlaamse palingpolluentenmeetnet,

1994-2001: gehalten aan polychloorbifeylen, organochloorpesticiden en zware metalen in paling.

Instituut voor Bosbouw en Wildbeheer, Groenendaal, België.

Hoff P.T., Van Campenhout K., Van de Vijver K., Covaci A., Bervoets L., Moens L., Huyskens G.,

Goemans G., Belpaire C., Blust R. & De Coen W., 2005. Perfluorooctane sulfonic acid and

organohalogen pollutants in liver of three freshwater fish species in Flanders (Belgium): relationships

with biochemical and organismal effects. Environmental Pollution 137, 324-333.

Huckins J.N., Petty J.D., Lebo J.A., Almeida F.V., Booij K., Alvarez D.A., Cranor W.L., Clark R.C. &

Mogensen B.B., 2002. Development of the permeability/performance reference compound approach

for in situ calibration of semipermeable membrane devices. Environmental Science & Technology 36,

85-91.

Huckins J.N., Petty J.D. & Booij K., 2006. Monitors of organic chemicals in the environment:

semipermeable membrane devices. Springer, New York, USA.

Jacobs M.N, Covaci A. & Schepens P., 2002. Investigation of selected persistent organic pollutants in

farmed Atlantic salmon (Salmo salar), salmon aquaculture feed, and fish oil components of the feed.

Environmental Science and Technology 36, 2797-2805.

Janssen C., Roose P., De Brabander H., Vincx M., Mees J., 2010. Integrated risk assessment and

monitoring of micropollutants in the Belgian coastal zone. INRAM - Final Report Phase 1. Brussels :

Belgian Science Policy. 53 p. (Research Programme Science for a Sustainable Development)


77

Janssens de Bisthoven L., Nuyts P., Goddeeris B. & Ollevier F., 1998. Sublethal parameters in

morphologically deformed Chironomus larvae: clues to understanding their bioindicator value.

Freshwater Biology 39, 179-191.

Karatayev A.Y., Burlakova L.E. & Padilla D.K., 1997. The effects of Dreissena polymorpha (Pallas)

invasion on aquatic communities in Eastern Europe. Journal of Shellfish Research 16, 187-203.

Kotterman M.J.J., 2008. Aanvullende analyses prioritaire KRW-stoffen in vissen, aal en blankvoorn.

IMARES rapport C117/08, in opdracht van Rijkswaterstaat Waterdienst.

Kraak M.H.S., Scholten M.T.C., Peeters W.H.M & deKock W.C., 1991. Biomonitoring of heavy metals

in the western European rivers Rhine and Meuse using the freshwater mussel Dreissena polymorpha.


Liscio C., Magi E., Di Carro M., Suter M.J.-F., Vermeirssen E.L.M, 2009. Combining passive samplers

and biomonitors to evaluate endocrine disrupting compounds in a wastewater treatment plant by

LC/MS/MS and bioassay analyses. Environmental Pollution 157, 2716-2721.

Luoma S.N. & Rainbow P.S., 2008. Metal contamination in aquatic environments: science and lateral

management. Cambridge University Press, New York, USA.

Luoma S.N., Cain D.J. & Rainbow P.S., 2010. Calibrating biomonitors to ecological disturbance: a new

technique for explaining metal effects in natural waters. Integrated Environmental Assessment and

Management 6, 199-209.

MacGregor K., Oliver I., Duguid A. & Ridgway I., 2011. Persistent organic pollutants in Scottish

freshwater biota monitoring options, current levels and the way forward. Scottish Environment

Protection Agency (SEPA) report.

Maes Y., 2003. Onderzoek naar de grootte van het foerageergedrag van palingen uit de Weerdse

visvijver in functie van het Vlaamse palingpolluentenmeetnet. Instituut voor Bosbouw en Wildbeheer

en Hogeschool Brabant, 49 blz. + bijlagen.


78

Maes J., Belpaire C. & Goemans G., 2008. Spatial variations and temporal trends between 1994 and

2005 in polychlorinated biphenyls, organochlorine pesticides and heavy metals in European eel

(Anguilla anguilla L.) in Flanders, Belgium. Environmental Pollution 153, 223-237.

Maul J.D., Belden J.B., Schwab B.A., Whiles M.R., Spears B., Farris J.L. & Lydy J., 2006.

Bioaccumulation and trophic transfer of polychlorinated biphenyls by aquatic and terrestrial insects

to tree swallows (Tachycineta bicolor). Environmental Toxicology and Chemistry 25, 1017-1025.

Miège C., Budzinski H., Jacquet R., Soulier C., Pelte T. & Coquery M., 2012. Polar organic chemical

integrative sampler (POCIS): application for monitoring organic micropollutants in wastewater

effluent and surface water. Journal of Environmental Monitoring 14, 626-635.

Namieśnik J., Zabiegala B., Kot-Wasik A., Partyka M. & Wasik A., 2005. Passive sampling and/or

extraction techniques in environmental analysis: a review. Analytical and Bioanalytical Chemistry

381, 279-301.

OECD, 2004. Guidelines for the testing of chemicals: Daphnia sp. acute immobilisation test. pp. 1-12.

Organization for Economic Cooperation and Development (OECD), Paris, France. Protocol No 202.

OSPAR, 1999. JAMP Guidelines for monitoring contaminants in biota. OSPAR Agreement: 1999-2,

OSPAR Commission, pp.49.

Pawliszyn J., 1997. Solid phase microextraction theory and practice, Wiley-VCH. Inc., New York, USA.

Qin Z., Mok S., Ouyang G., Dixon G. & Pawliszyn J., 2010. Partitioning and accumulation rates of

polycyclic aromatic hydrocarbons into polydimethylsiloxane thin films and black worms from

aqueous samples. Analytica Chimica Acta 667, 71-76.

Rainbow P.S., Hildrew A.G., Smith B.D., Geatches T. & Luoma S.N., 2012. Caddisflies as biomonitors

identifying thresholds of toxic metal bioavailability that affect the stream benthos. Environmental

Pollution 166, 196-207.

Reynders H., Bervoets L., Gelders M., De Coen W. & Blust R., 2008. Accumulation and effects of

metals in caged carp and resident roach along a metal pollution gradient. Science of the Total

Environment 391, 82-95.


79

Ridvan Sivaci E., Sivaci A. & Sökmen M., 2004. Biosorption of cadmium by Myriophyllum spicatum L.

and Myriophyllum triphyllum orchard. Chemosphere 56, 1043 − 1048.

Roex E. & van den Heuvel-Greve M., 2010. Monitoring van bioaccumulerende, prioritaire KRW

stoffen; in water of in biota. Deltares rapport 1001-0154, in opdracht van Rijkswaterstaat

Waterdienst. 52 blz.

Roose P., Van Thuyne G., Belpaire C., Raemaekers, M. & Brinkman U.A.T., 2003. Determination of

VOCs in yellow eel from various inland water bodies in Flanders (Belgium). Journal of Environmental

Monitoring 5, 876-884.

Roper J.M., Cherry D.S., Simmers J.W. & Tatem H.E., 1997. Bioaccumulation of PAHs in the zebra

mussel at Times Beach, Buffalo, New York. Environmental Monitoring and Assessment 46, 267-277.

Ruddock P.J., Bird D.J., McEvoy J. & Peters L.D., 2003. Bile metabolites of polycyclic aromatic

hydrocarbons (PAHs) in European eels Anguilla anguilla from United Kingdom estuaries. Science of

the Total Environment 301, 105-117.

Rusina T.P., Smedes F., Klanova J., Booij K. & Holoubek I., 2007. Polymer selection for passive

sampling: A comparison of critical properties. Chemosphere 68, 1344-1351.

Rusina T.P., Smedes F., Koblizkova M. & Klanova J., 2010. Calibration of silicone rubber passive

samplers: experimental and modeled relations between sampling rate and compound properties.

Environmental Science & Technology 44, 362-367.

Sabaliünas D., Lazutka J., Sabaliüniene I. & Södergren A., 1998. Use of semipermeable membrane

devices for studying effects of organic pollutants: Comparison of pesticide uptake by semipermeable

membrane devices and mussels. Environmental Toxicology and Chemistry 17, 1815-1824.

Schäfer R.B., Paschke A., Vrana B., Mueller R. & Liess M., 2008. Performance of the Chemcatcher®

passive sampler when used to monitor 10 polar and semi-polar pesticides in 16 Central European

streams, and comparison with two other sampling methods. Water Research 42, 2707 - 2717.

Smedes F., 2010. Passive sampling en biomonitoring. Deltares rapport 1202337-004-BGS-0001, in

opdracht van Rijkswaterstaat Waterdienst. 20 blz.


80

Smedes F., Bakker D. & de Weert J., 2010. The use of passive sampling in WFD monitoring – The

possibilities of silicon rubber as a passive sampler. Deltares rapport 1202337-004-BGS-0027, in

opdracht van Rijkswaterstaat Waterdienst. 46 blz.

Stuer-Lauridsen F., 2005. Review of passive accumulation devices for monitoring organic

micropollutants in the aquatic environment. Environmental Pollution 136, 503-524.

Ter Laak T.L., Busser F.J.M. & Hermens J.L.M., 2008. Poly(dimethylsiloxane) as passive sampler

material for hydrophobic chemicals: Effect of chemical properties and sampler characteristics on

partitioning and equilibration times. Analytical Chemistry 80, 3859-3866.

Thomé J.P, Bertrand A., Brose F., Carabin O., De Pauw E., Dukmans C., Eppe G., Gaspar P., Leroy A.,

Louvet M., Maghuin-Rogister G., Marneffe Y., Massart A. C., Philippart J.C., Rimbaut G. & Scippo M.L.,

2004. Evaluation du niveau de contamination des rivières par les PCBs et les dioxines. Rapport

Université de Liège. Convention avec la Région Wallonne, Ministère de l’Aménagement du Territoire,

de l’Urbanisme et de l’Environnement, Engagement n° 01/4143, p.167.

Tipping E., Vincent C.D., Lawlor A.J. & Lofts S., 2008. Metal accumulation by stream bryophytes,

related to chemical speciation. Environmental Pollution 156, 936-943.

United States & Canada (IJC), 1987. Revised Great Lakes Water Quality Agreement of 1987, as

amended by protocol signed Nov. 18, 1987. International Joint Commission. United States and

Canada.

Van Ael E., Covaci A., Blust R. & Bervoets L., 2012. Persistent organic pollutants in the Scheldt

estuary: Environmental distribution and bioaccumulation. Environment International 48, 17-27.

Vandelannoote A., Yseboodt R., Bruylants B., Verheyen R.F., Coeck J., Maes J., Belpaire C., Van

Thuyne G., Denayer B., Beyens J., De Charleroy D. & Vandenabeele P., 1998. Atlas van de Vlaamse

beek- en riviervissen. Water-Energik-vLario (WEL), Wijnegem, België.

Van Praet N., Covaci A., Teuchies J., De Bruyn L., Van Gossum H., Stoks R. & Bervoets L., 2012. Levels

of persistent organic pollutants in larvae of the damselfly Ischnura elegans (Odonata,


81

Coenagrionidae) from different ponds in Flanders, Belgium. Science of the Total Environment 423,

162-167.

Van Thuyne G. & Breine J., 2011. Visbestandopnames in Vlaamse beken en rivieren in het kader van

het ‘Meetnet zoetwatervis’ 2010. Rapporten van het instituut voor Natuur- en Bosonderzoek 2011

(INBO.R.2011.23). Instituut voor Natuur- en Bosonderzoek, Brussel, België.

Vermeirssen E.L.M., Dietschweiler C., Escher B.I., van der Voet J. & Hollender J., 2012. Transfer

kinetics of polar organic compounds over polyethersulfone membranes in the passive samplers Pocis

and Chemcatcher. Environmental Science and Technology 46, 6759-6766.

Verweij F., Booij K., Satumalay K., van der Molen N. & van der Oost R., 2004. Assessment of

bioavailable PAH, PCB and OCP concentrations in water, using semipermeable membrane devices

(SPMDs), sediments and caged carp. Chemosphere 54, 1675-1689.

Viganò, L., Roscioli, C., Erratico, C., Guzzella, L. & Farkas, A., 2009. Polybrominated diphenyl ethers

(PBDEs) in gammarids, caddisflies, and bed sediments of the lowland River Po. Bulletin of

Environmental Contamination and Toxicology 82, 200-205.

Vlaamse Regering (VR). 2010. Besluit van 21 mei 2010 van de Vlaamse Regering tot wijziging van het

besluit van de Vlaamse Regering van 6 februari 1991 houdende vaststelling van het Vlaams

reglement betreffende de milieuvergunning en van het besluit van de Vlaamse Regering van 1 juni

1995 houdende algemene en sectorale bepalingen inzake milieuhygiëne, voor wat betreft de

milieukwaliteitsnormen voor oppervlaktewateren, waterbodems en grondwater. Belgisch staatsblad,

Brussel, België.

Voets, J., Bervoets, L. & Blust, R., 2004. Cadmium bioavailability and accumulation in the presence of

humic acid to the zebra mussel, Dreissena polymorpha. Environmental Science and Technology 38,

1003-1008.

Vrana B., Mills G.A., Allan I.J., Dominiak E., Svensson K., Knutsson J., Morrison G. & Greenwood R.,

2005. Passive sampling techniques for monitoring pollutants in water. Trends in Analytical Chemistry

24, 845-868.


82

Vrana B., Mills G.A., Kotterman M., Leonards P., Booij K. & Greenwood R., 2007. Modelling and field

application of the Chemcatcher passive sampler calibration data for the monitoring of hydrophobic

organic pollutants in water. Environmental Pollution 145, 895-904.

Warwick W.F., 1990. Morphological deformities in chironomidae (Diptera) larvae from the Lac St.

Louis and Laprairie basins of the St. Lawrence River. Journal of Great Lakes Research 16, 185-208.

Wimmer M. & Rüdel H., 2007. Strategie für ein stoffangepasstes Gewässermonitoring –

Machbarkeitsstudie. Erfassung potentiell sorbierender oder akkumulierender Stoffe in den

Kompartimenten Biota, Sedimenten und Schwebstoffen. Bundesministerium für Land- und

Forstwirtschaft, Umwelt und Wasserwirtschaft, Wien, Austria.

Yan C., Li G., Xue P., Wei Q. & Li Q., 2010. Competitive effect of Cu(II) and Zn(II) on the biosorption of

lead(II) by Myriophyllum spicatum. Journal of Hazardous Materials 179, 721 − 728.


83

Bijlage 1: Lijst van gebruikte afkortingen.

Afkorting Verklaring

BAF Bioaccumulatiefactor

BCF Bioconcentratiefactor

CCME Canadian Council of Ministers of the Environment

DL Detectielimiet

DEHP di(2-ethylhexyl)ftalaat

DGT Diffusive gradient in thin films

EC Europese Commissie

KRW Europese Kaderrichtlijn Water

EF Extrapolatie factor

GC Gas Chromatografie

GLWQA Great Lakes Water Quality Agreement

HCB Hexachloorbenzeen

HCBu Hexachloorbutadieen

HCH γ-Hexachloorcyclohexaan (lindaan)

HPLC High Performance Liquid Chromatography

IBI Index voor Biotische Integriteit

ICP-MS Inductief gekoppeld plasma-massa spectrometrie

ICP-OES Inductief gekoppeld plasma-optische emissie spectrometrie

INBO Instituut voor natuur- en bosonderzoek

IJC International Joint Commission between USA and Canada

LDPE Lage-dichtheid polyethyleen

MS Massa spectrometrie

MKN Milieukwaliteitsnorm

MWTL Monitoring Waterstaatkundige Toestand des Lands

NLFTS National Lake Fish Tissue Study (USA)

NAQWA National Water Quaility Assessement (USA)

NOEC No observed effect concentration KOW Octanol-water partitiecoëfficiënt

OECD Organization for Economic Co-operation and Development

OSPAR Oslo and Paris Conventions for the protection of the marine environment of the North-East Atlantic

DDD p,p'-Dichloordifenyldichloorethaan

DDE p,p'-Dichloordifenyldichloorethyleen

DDT p,p'-Dichloordifenyltrichloorethaan

PS Passieve sampler

PBDE Pentabroomdifenylether

PFOS Perfluor-n-octaan sulfaat

PRC Performance reference compound

POCIS Polar organic chemical integrative sampler

PCDD Polychloor dibenzodioxinen (dioxinen)

PCDF Polychloor dibenzofuranen (furanen)

PCB Polychloorbifenyl

PAK Polycyclische aromatische koolwaterstoffen

PDMS Polydimethylsiloxaan

PES Polyethersulfon

POM Polyoxymethyleen

PTFE Polytetrafluoroethyleen

SEPA Scottisch Environmental Protection Agency

SPMD Semi-permeable membrane device

SPME Solid phase microextraction

T&T Toestand en Trendmonitoring

TEQ Toxische equivalent eenheid

TES Toxische equivalentie factor

TBT Tributyltin

VOC Vluchtige Organische Componenten


84

Bijlage 2: Overzicht van meetplaatsen geselecteerd voor toestand- en trend monitoring in Vlaamse waterlopen onder de KRW.

WL R_Meetplaats

Nummer R_Meetplaats Omschrijving

R_Lambert

Coördinaat

X

R_Lambert

Coördinaat

Y

R_Gemeente 1

R_VHA

Bekken

Omschrijving

R_Categorie

Code R_Waterloop Omschrijving

VL05_106 426990 Halen, Mosstraat, afw. brug, na samenvloeiing met

Herk

202522 183337 Halen Demer CAT1 GETE

VL05_106 427000 Halen:Staatsbn/Herk-de-Stad:Grote Bn, afw brug 202820 182320 Halen Demer CAT1 GETE

VL05_119 433041 vijver het Vinne, Zoutleeuw, Ossenwegstr,

Provinciedomein, 20m voor uitkijktoren, rechts van

weg, (toegang via grindweg rechts langs cafetaria)

203304 170290 Zoutleeuw Demer VIJV HET VINNE (°)

VL05_125 253000 K. Govaerststraat-Krombeekweg, afw brug 175730 199242 Heist-op-den-

Berg

Nete BEV GROTE NETE - NETE

VL05_127 274000 Olympiadelaan, opw(BIO) en afw(FC) brug 182382 208594 Herentals Nete CAT1 KLEINE NETE

VL05_136 91000 Grote Heide, thv natuurreservaat Hageven, opw brug 223950 218080 Neerpelt Maas CAT1 'DOMMEL - BOVEN DOMMEL'

VL05_144 122050 Ophoven, Maasdijk, tgo vaarschool Limburg-Marec

(km 60,5)

251856 203126 Kinrooi Maas BEV MAAS - GEMEENSCHAPPELIJKE

MAAS NOORD -

GEMEENSCHAPPELIJKE MAAS

IN LIMBURG - GRENSMAAS

VL05_145 72000 Nederland; Alphen-Chaam; Galder; Hollandse Dreef,

opw Markbrug

178630 244024 Hoogstraten Maas CAT1 MARK - DE MARK

VL05_149 765010 Zeebrugge, Ramskapellestraat, Palingpot 71330 223320 Brugge Brugse Polders BEV AFLEIDINGSKANAAL VAN DE

LEIE - SCHIPDONKKANAAL

VL05_15 122 Watersportlaan 36342 204544 Nieuwpoort Ijzer BEV IJZER - HAVEN VAN

NIEUWPOORT

VL05_150 768000 Merendree,Hansbekestraat,Merendreebrug 93948 196249 Nevele Gentse

Kanalen

BEV AFLEIDINGSKANAAL VAN DE

LEIE - SCHIPDONKKANAAL

VL05_151 824000 Kanne, FC: Trekweg op Canne, LO, opw brug; 241872 167342 Riemst Maas BEV ALBERTKANAAL


85

WL R_Meetplaats


R_Lambert

Coördinaat

X

R_Lambert

Coördinaat

Y

R_Gemeente 1

R_VHA

Bekken

Omschrijving

R_Categorie


BBI:aan de brug

VL05_16 865800 Sas-Slijkens, Buurtspoorwegstraat, Nukkerwijk 51672 213587 Bredene Brugse Polders CAT1 NOORDEDE

VL05_161 680000 Oostduinkerke, Veurnekeiweg, Pelikaan 36550 202500 Koksijde Ijzer BEV KANAAL PLASSENDALE-

DUINKERKEN - KANAAL VAN

NIEUWPOORT NAAR

DUINKERKEN (BELGISCH

GEDEELTE)

VL05_165 30000 einde Vredekaai,veldweg,thv steiger 110470 211000 Zelzate Gentse

Kanalen

BEV KANAAL GENT NAAR

TERNEUZEN

VL05_172 12000 Philippine,Isabellahaven,Dijckmeesterweg 104330 218850 Oostburg Gentse

Kanalen

BEV LEOPOLDKANAAL

VL05_173 6000 Ramskapelle, Vaartdijk, grens Zeebrugge 70580 224570 Brugge Brugse Polders BEV LEOPOLDKANAAL

VL05_181 351000 Kraag, thv. spoorwegbrug(FC), voorbij brug aan

verlichtingspaal 11(BIO)

149747 195223 Willebroek Beneden-

Schelde

BEV WILLEBROEKSE VAART

VL05_185 770000 Prins Albertlaan 50845 213408 Oostende Brugse Polders BEV KANAAL VAN GENT NAAR

OOSTENDE

VL05_195 633055 RV: De Gavers (kleine vijver); zwemstrand 76360 170730 Harelbeke Leie VIJV DE GAVERS

VL05_196 121200 Grindplas Kessenich, "Aan de Maas" ten einde,

zijweg na brug over Witbeek, pad links naar beneden,

ongeveer halverwege zuidkant plas

253023 204989 Kinrooi Maas VIJV GRINDPLAS KESSENICH (°)

VL05_200 452000 Linkhout, verlengde Beekstraat, in hoek knuppelpad

tussen twee struiken

203752 183475 Lummen Demer VIJV SCHULENSMEER

VL05_202 770005 RV: Sportcentrum De Spuikom; Vicognedijk, steiger

BLOSO

50519 213721 Oostende Brugse Polders BEV SPUIKOM

VL05_40 168900 Dorpsplein-Charles Lebonstraat,Mellebrug 110332 188547 Melle Beneden-

Schelde

BEV ZEESCHELDE - BENEDEN-

ZEESCHELDE


86

WL R_Meetplaats


R_Lambert

Coördinaat

X

R_Lambert

Coördinaat

Y

R_Gemeente 1

R_VHA

Bekken

Omschrijving

R_Categorie


VL05_41 164000 FC: weg Hamme-Dendermonde, opw brug; BIO

700m afw. aan linkeroever (Grembergen)

132788 192322 Dendermonde Beneden-

Schelde


ZEESCHELDE

VL05_42 162000 Kallebeekstraat, thv veerpont Hemiksem - Kruibeke

(Bazel)

147328 203675 Hemiksem Beneden-

Schelde


ZEESCHELDE

VL05_43 154100 Zandvliet, grens Doel; vaargeul midden Schelde thv

P boei

141077 227033 Antwerpen Beneden-

Schelde


ZEESCHELDE

VL05_48 581000 Lauwestraat, brug nr Lauwe 66809 166287 Wevelgem Leie BEV LEIE - GRENSLEIE

VL05_55 179000 Warcoing,brug Warcoing-Hérinnes,Rue de la

Sucrerie-Rue du Rivage

78196 154964 Pecq Boven-Schelde BEV BOVENSCHELDE

VL05_58 172100 Zwijnaarde,Zonneputtragel,opw brug 104745 188127 Gent Boven-Schelde BEV BOVENSCHELDE

VL05_59 745000 Spiere,Pijpestraat,afw weg 77837 157988 Spiere-Helkijn Boven-Schelde CAT1 GROTE SPIERE(BEEK) -

FABRIEKSBEEK -

BONDILLEBEEK

VL05_64 744000 Spiere,Sluisweg,opw weg 79082 157164 Spiere-Helkijn Boven-Schelde CAT1 ZWARTE SPIERE

VL05_67 511000 Overboelare,afw brug Majoor van Lierdelaan 114593 161378 Geraardsbergen Dender BEV DENDER

VL05_7 916000 Roesbrugge, Bergenstraat, Roesbruggebrug 27250 180320 Poperinge Ijzer BEV IJZER - HAVEN VAN

NIEUWPOORT

VL05_71 499500 Sint-Onolfsdijk - Schoolstraat,thv meetstation 129551 191944 Dendermonde Beneden-

Schelde

BEV DENDER

VL05_77 221000 Sint-Joris-Weert, Neerijsebaan, opw brug (BBI: +

stenen LO afw brug, opw lozing)

169300 165850 Oud-Heverlee Dijle Zenne CAT1 DIJLE

VL05_82

VL05_9 910000 Sint-Joris, Bruggesteenweg, Uniebrug 40320 203010 Nieuwpoort Ijzer BEV IJZER - HAVEN VAN

NIEUWPOORT

VL05_92 347000 Anderlecht, Verwelkomingsstr/Internationalelaan, afw 145348 167154 Anderlecht Dijle Zenne CAT1 ZENNE


87

WL R_Meetplaats


R_Lambert

Coördinaat

X

R_Lambert

Coördinaat

Y

R_Gemeente 1

R_VHA

Bekken

Omschrijving

R_Categorie


het midden van uitstroming overwelfd gedeelte koker

linkeroever

VL05_92 347800 Ruisbroek, Broekweg, opw brug 145554 164520 Sint-Pieters-

Leeuw

Dijle Zenne CAT1 ZENNE

VL05_92 350100 Lembeek, Perregatstr, opw brug 139325 155467 Halle Dijle Zenne CAT1 ZENNE

VL05_93 345000 Eppegem, Brusselsestwg, opw brug 156111 183359 Zemst Dijle Zenne BEV ZENNE

VL05_93 346500 Vilvoorde, Budastwg., afw weg 153049 177442 Vilvoorde Dijle Zenne BEV ZENNE

VL05_95 211700 Heindonk, fietsersbrug, via Kleine Bergen en fietspad

dijk Dijle

153858 195549 Willebroek Dijle Zenne BEV DIJLE


88

Bijlage 3: Overzicht van meetplaatsen op rivieren, geselecteerd voor toestand- en trend monitoring onder de KRW met een samenvatting van de meest actuele resultaten betreffende de biologische kwaliteitselementen, fysico-chemie, aanwezige prioritaire stoffen met normoverschrijding en aanwezige vis abundanties. Bg: Grote beek; BgK: Grote beek Kempen; Mlz: zoet, mesotidaal laaglandestuarium; Pb: Brakke polderwaterloop; Rg: Grote rivier; Rk: Kleine rivier; Rzg: Zeer grote rivier. Meetgegevens van de biologische kwaliteitselementen dateren uit de periode 2007-2009; FB: Fytobenthos; FP: Fytoplankton; MF: Macrofyten; MI: Macro-invertebraten; Ont: Ontoereikend; NB: Niet bepaald. Fysisch-chemische metingen dateren uit 2011; PAK 1: Benzo(g,h,)peryleen (b) + indeno(1,2,3-cd)py; PAK 2: Benzo(b+k)fluorantheen (b); PAK 3: Benzo(a)pyreen (b). Visabundanties zijn gemiddelde relatieve abundanties uit de periode 2008-2011; BV: Blankvoorn; RG: Riviergrondel; BA: Baars; P: Paling; BR: Brasem.

Biologische kwaliteitselementen Fysico-chemie en prioritaire stoffen Vis abundanties (%)

Waterloop Code Status Type Evaluatie Biologie

FB FP MF MI Vis Evaluatie

fysico-chemie

Evaluatie gevaarlijke

stoffen

Meetplaats VMM

# Stoffen niet

conform

Prioritaire stoffen niet

conform BV RG BA P BR

Coördinaten INBO (x/y)

Ijzer III VL05_9 Sterk

veranderd Rg

Slecht Matig NB Slecht Ont Matig

Slecht Niet goed 910000 3/103

PAK 1; kobalt; Dimethoaat;

Arseen

3.86 0 2.60 6.67 2.26 40275/203200

Boven-Schelde IV

VL05_58 Sterk

veranderd Rg

Slecht Matig NB Slecht Ont Ont

Ont Niet goed 172100 5/102

PAK 1; PAK 2; Fluorantheen;

Pyreen; Uranium

66.7 0 0 33.3 0 104660/187490

173000 3/106

PAK 1; PAK 2; Pyreen

Grote spierebeek

VL05_59 Natuurlijk Bg

Slecht Slecht NB Slecht Slecht Slecht

Slecht Niet goed 745000 3/110 PAK 1; kobalt;

Tributyltin

Zwarte spierebeek

VL05_64 Natuurlijk Bg

Slecht Slecht NB Slecht Slecht NB

Slecht Niet goed 744000 4/109 PAK 1; PAK 2; Pyreen; Zink

Dender I VL05_67 Sterk

veranderd Rg

Slecht NB NB Slecht Ont Matig

Slecht Niet goed 507600

511000 3/104

PAK 1; Octylfenolen; Isoproturon

4.10 0.31 0.05 0.88 0.73 114132/160631

Dijle I VL05_77 Natuurlijk Rg

Ont Matig NB Ont Matig Matig

Ont Niet goed 221000 4/103 PAK 1; PAK 2; PAK 3; Pyreen

0.56 25.8 0 0.56 1.12 169334/169769

221500 1/22 Kobalt

Zenne II VL05_93 Sterk

veranderd Rg

Slecht Slecht NB Slecht Ont Ont


PAK 1; PAK 2; PAK 3;

Fluorantheen; Pyreen; Kobalt:

Fenantreen; Arseen;

Acenafteen; Kobalt

2.87 0 0.91 0.91 0.18 158246/185309

346500 4/103 PAK 1; PAK 2; Zink; Kobalt

1.03 0 0 5.67 4.12 153632/178621


89

Bijlage 3: Vervolg.




fysico-chemie


stoffen

Meetplaats VMM

# Stoffen

niet conform


conform BV RG B P B


Gete II VL05_106 Sterk

veranderd Rg

Slecht Goed NB Slecht Ont Ont


PAK 1; Pyreen;

Isoproturon; Barium

25.0 25.0 0 25.0 0 203352/179822

427000 1/37 Isoproturon

Dommel VL05_136 Sterk

veranderd BgK

Ont Ont NB Goed Goed Matig


PAK 1; Cadmium; Thallium; Kobalt;

Arseen; Zink

3.11 0 0 1.04 4.14 223954/218080

93000 3/19

Cadmium; Zink; Kobalt

Maas III VL05_144 Sterk

veranderd Rzg

Matig Matig NB Goed Matig Matig

Slecht Niet goed 122050 1/19 PAK 1

6.67 0 0 73.3 6.7 252525/203303

Afleidingskanaal vd Leie + Kanaal van

Eeklo VL05_149 Kunstmatig Rg



PAK 1; Kobalt; Arseen

4.5 0.52 0.52 31.6 4.08 71096/223668

Afleidingskanaal vd Leie/Schipdonkkanaal

I VL05-150 Kunstmatig Rg



PAK 1; PAK 2; Chllorpyrifos-

ethyl; Pyreen; Kobalt

27.0 0 0.42 2.1 14.1 93949/196300

Albertkanaal VL05_151 Kunstmatig Rg

Ont Goed NB NB Ont Ont

Ont Niet goed 809700 1/22 Cadmium

0 0 0 24.7 3.8 239785/169540

810100 1/22 Cadmium

824000 3/110

PAK 1; PAK 2; Pyreen

Kanaal Duinkerke-Nieuwpoort

VL05_161 Kunstmatig Rg

Slecht Matig NB Slecht Slecht Ont

Slecht Niet goed 680000 2/21 Uranium;

Arseen 4.55 0 0 50.0 34.1 36388/202401

683000 1/22 Arseen


90

Bijlage 3: Vervolg.




fysico-chemie


stoffen

Meetplaats VMM

# Stoffen

niet conform


conform BV RG B P B


Zeekanaal Brussel-Schelde


Ont NB NB NB Ont Ont

Ont NB 351000

Ijzer I VL08_7 Sterk

veranderd Rk

Slecht Goed NB Slecht Matig Matig


PAK 1; Uranium;

Dichloorvos; Arseen

916000

7.44 1.16 1.09 2.48 1.1 27300/180440

Blankenbergse vaart +

Noordede VL08_16 Natuurlijk Pb

Slecht NB NB Slecht Ont Ont


Vanadium; Arseen

877000 2/21

Vanadium; Arseen

Zeeschelde I VL08_40 Sterk

veranderd Mlz

Slecht NB Slecht Slecht Slecht Ont


PAK 1; PAK 2; Fluorantheen;

PAK 3; Pyreen; Kwik

168900

Zeeschelde II VL08_41 Sterk

veranderd Mlz

Slecht NB Ont Matig Slecht Ont


PAK 1; PAK 2; Tributyltin;

PAK 3; Pyreen

Leie I VL08_48 Sterk

veranderd Rg

Slecht Goed NB Ont Slecht Matig


PAK 1; PAK 2; Pyreen; Kobalt

10.1 7.03 4.82 4.62 2.8 65170/165830

Boven-Schelde I

VL08_55 Sterk

veranderd Rg

Slecht Matig NB Slecht Ont NB


PAK 1; PAK 2; Pyreen; Uranium

3.43 1.65 0 4.26 37 80825/158035

Dender V VL08_71 Sterk

veranderd Rg

Slecht Ont NB Slecht Ont Ont


PAK 1; Dimethoaat

12 0 0.35 7.19 2.6 130180/192700

Dijle VI VL08_82 Sterk

veranderd Rg Slecht NB NB Slecht Ont Ont Slecht Niet goed 212400 5/102

PAK 1; PAK 2; Acenafteen;

PAK 3; Pyreen


91

Bijlage 3: Vervolg.




fysico-chemie


stoffen

Meetplaats VMM

# Stoffen

niet conform


conform BV RG B P B


Zenne I VL08_92 Sterk

veranderd Rg

Slecht NB NB Slecht Ont Slecht


PAK 1; Pyreen;

Octylfenolen; Isoproturon

0 0 0 0 0 145520/167784

347500 1/22 Kobalt

350100 4/103

PAK 1; PAK 2; Pyreen; Uranium

Getijdedijle &

getijdezenne VL08_95

Sterk veranderd

Mlz

Slecht NB Matig Slecht Slecht Slecht

Slecht Niet goed 211700 1/22 Kobalt

211900 1/22 Kobalt

212400 5/102


Acenafteen; Pyreen

341000 8/57


Fluorantheen; Pyreen; Arseen;

Acenafteen; Kobalt

341560 11/96


Fluorantheen; Tributyltin;

Arseen; Acenafteen;

Kobalt; Fenantreen; Pyreen; PCB

totaal

Grote Nete III

VL08_125 Natuurlijk BgK Matig Matig NB Matig Matig NB Slecht Niet goed 253000 3/104 PAK 1; Zink;

Kobalt 0.83 5.79 0 31.6 0.4 175729/199228


92

Bijlage 3: Vervolg.




fysico-chemie


stoffen

Meetplaats VMM

# Stoffen

niet conform

Prioritaire stoffen niet conform

BV RG B P B Coördinaten

INBO (x/y)

Kleine Nete II VL08_127 Natuurlijk BgK

Ont Ont NB Goed Zeer goed

Matig

Matig NB 272000

274000

52.4 38.2 0 1.38 0.3 182974/208385

Mark (Maas) Vl08_145 Natuurlijk BgK

Ont Ont NB Matig Matig Goed


PAK 1; PAK 2; PAK 3; Acenafteen;

Kobalt; Fenantreen;

Pyreen

60.7 11.9 0 0 3.5 178532/243334

73000

Kanaal Gent-Terneuzen +

Gentse Havendokken


NB NB NB NB NB NB

Slecht Niet goed 30000 3/104 PAK 1; Pyreen;

Uranium 29.4 0 1.96 11.8 53 110399/211142

34100

Leopoldkanaal I

VL08_172 Kunstmatig Rk

Slecht Goed NB Slecht Ont Matig


PAK 1; Trifenyltinacetaat,

chloride, hydroxide; Vanadium;

Uranium; Arseen

Leopoldkanaal II

VL08_173 Kunstmatig Rk Ont Matig NB Ont Ont Matig Slecht Niet goed 6000 4/109 PAK 1; Tributyltin;

Pyreen; Arseen 0 0 0 11.1 22 70670/224410


93

Bijlage 4: Overzicht van meetplaatsen op overgangswateren (1-4) en meren (5-9), geselecteerd voor toestand- en trend monitoring onder de KRW met een samenvatting van de meest actuele resultaten betreffende de biologische kwaliteitselementen, fysico-chemie, aanwezige prioritaire stoffen met normoverschrijding en aanwezige vis abundanties. O2zout: zout mesotidaal laaglandestuarium; O1o: zwak brak (oligohalien) macrotidaal laaglandestuarium; Ami: matig ionenrijke, alkalische wateren; Awe: groot diep alkalisch meer, eutroof; Bs: sterk brak meer; O1brak: brak macrotidaal laaglandestuarium. Meetgegevens van de biologische kwaliteitselementen dateren uit de periode 2007-2009; FB: Fytobenthos; FP: Fytoplankton; MF: Macrofyten; MI: Macro-invertebraten; Ont: Ontoereikend; NB: Niet bepaald. Fysisch-chemische metingen dateren uit 2011; PAK 1: Benzo(g,h,)peryleen (b) + indeno(1,2,3-cd)py; PAK 2: Benzo(b+k)fluorantheen (b). Visabundanties zijn gemiddelde relatieve abundanties uit de periode 2008-2011; BV: Blankvoorn; RG: Riviergrondel; BA: Baars; P: Paling; BR: Brasem.




fysico-chemie


stoffen

Meetplaats VMM

# Stoffen

niet conform


conform BV RG B P B


Zeeschelde IV VL08_43 Sterk

veranderd O1brak

Ont NB NB Ont Matig Matig


PAK 1; PAK 2; Uranium; Boor; Arseen

0 0 0 0 0 140310/227175

Oostendse Havengeul +

Dokken VL08_185 Kunstmatig O2zout

NB NB NB NB NB NB


PAK 1; Octylfenolen;

Kobalt; Arseen

Havengeul Ijzer

VL05_5 Sterk

veranderd O2zout

Slecht NB NB Slecht Matig Matig


PAK 1; kobalt;

Dimethoaat; Arseen

Zeeschelde III + Rupel

VL05_42 Sterk

veranderd O1o

Slecht NB Slecht Slecht Slecht Ont


PAK 1; PAK 2; Pyreen; Kobalt; Arseen

210000 1/22 Kobalt

Vinne VL05_119 Sterk

veranderd Ami

Ont Goed Ont Matig Matig Matig

Slecht NB 433041

Gavers Harelbeke

VL05_195 Kunstmatig Awe

Matig NB NB NB Goed Matig

Slecht NB 633055

Grindplas Kessenich

VL05_196 Kunstmatig Awe

Ont Matig Matig Ont Goed Matig

Slecht NB 121200

Schulensmeer VL05_200 Kunstmatig Awe

Slecht Matig Matig Slecht Matig Matig

Ont NB 452000

Spuikom Oostende

VL05_202 Kunstmatig Bs Matig NB Matig NB NB NB Matig NB 770004


94

Haalbaarheidsstudie Biotanormen Finaal Tweede Druk TW

Documents

Transcript of Haalbaarheidsstudie Biotanormen Finaal Tweede Druk TW