Beslisfactoren voor onkruidbestrijding op verhardingen

Beslisfactoren voor onkruidbestrijding op verhardingen ‘LCA, risico-analyse, kostenanalyse en hinderbeleving’

Amsterdam, februari 2002

ing. R.J. Saft IVAM Environmental Research b.v./Universiteit van Amsterdam dr. N. Staats Chemiewinkel/Universiteit van Amsterdam

IVAM ENVIRONMENTAL RESEARCH

ISO doc.nr. 0205-0

2


Auteurs: ing. R.J. Saft IVAM Environmental Research b.v./Universiteit van Amsterdam Postbus 18180 1001 ZB Amsterdam T. 020 – 525 5917 E. [email protected] I. www.ivambv.uva.nl dr. N. Staats Chemiewinkel/Universiteit van Amsterdam (sinds 01-01-2002: IVAM Environmental Research b.v./Universiteit van Amsterdam) Postbus 20242 1000 HE Amsterdam T. 020 – 525 6936 E. [email protected] I. www.chem.uva.nl/cw In opdracht van: Rijkswaterstaat/RIZA, Lelystad Contactpersoon: Ir. M.L. de Rooy Postbus 17 8200 AA Lelystad T. 0320 – 298431 E. [email protected] I. www.riza.nl Gegevens uit dit rapport mogen worden overgenomen mits onder uitdrukkelijke bronvermelding. IVAM Environmental Research aanvaardt geen aansprakelijkheid voor eventuele schade voortvloeiend uit het gebruik van de resultaten van dit onderzoek of de toepassing van de adviezen.

3


4


VOORWOORD Hoewel er de laatste jaren een forse besparing is bereikt in het gebruik van chemische bestrijdingsmiddelen in de sector openbaar groen, blijkt de toepassing op verhardingen nauwelijks verminderd. Er zijn zelfs aanwijzingen dat gemeenten die al zonder chemische middelen werkten, weer overschakelen naar chemische bestrijding. Voor het water is dit geen positieve ontwikkeling. De korte emissieroute van verharding via riolering naar oppervlaktewater, zorgt voor een relatief groot aandeel van deze bron in de emissie van bestrijdingsmiddelen. Een case-studie in de Bommelerwaard leidde zelfs tot de conclusie dat het middelengebruik op verhardingen (1% ten opzichte van het totale gebruik in het overwegend agrarische gebied) verantwoordelijk was voor 75% van de emissie naar het oppervlaktewater. Het Rijksinstituut voor Integraal Zoetwaterbeheer en Afvalwaterbehandeling (RIZA) liet een aantal studies uitvoeren naar de knelpunten die gemeenten ervaren bij onkruidbeheer. Gemeenten bleken onder meer behoefte te hebben aan een goede vergelijking van de milieueffecten van chemische bestrijding met die van de alternatieve methoden. In opdracht van het RIZA heeft IVAM deze vergelijking gemaakt. Om de resultaten van het onderzoek bruikbaar te maken voor de gemeentelijke praktijk, is een klankbordgroep in het leven geroepen die drie keer bij elkaar is geweest. De studie was niet mogelijk geweest zonder de deskundige en enthousiaste inzet van de leden ervan, waarvoor ik ze hartelijk wil bedanken. Verder was voor het inschatten van de praktijk van onkruidbestrijding op verhardingen de kennis van Bert van Veldhuijsen van De Punt Diepenveen en Frans Hoksbergen van Alterra van groot nut. Naar ik hoop geeft deze rapportage u voldoende inzicht in de gevolgen van de verschillende manieren van onkruidbestrijding om zelf een goede afweging voor een methode te kunnen maken. In ieder geval laten de uitkomsten zien dat kiezen voor schoon oppervlaktewater mogelijk is, zonder dat andere milieucompartimenten daaronder lijden. M.L. de Rooy, projectleider

5


6


SAMENVATTING Achtergrond Nog altijd is de toepassing van chemische onkruidbestrijdingsmiddelen (herbiciden) de meest gebruikte methode van onkruidbestrijding bij gemeenten. Het gebruik van deze middelen door gemeenten bedraagt ongeveer 1/3 van alle gebruik van bestrijdingsmiddelen op verhardingen. De chemische methode wordt beschouwd als effectief, goedkoop en makkelijk in het gebruik. Een nadeel is echter dat er stoffen in het milieu komen die tot schade aan ecosystemen kunnen leiden. Daarnaast worden drinkwaterbedrijven gedwongen tot het installeren van kostbare zuiveringstechnieken om bestrijdingsmiddelen uit het water te verwijderen. Bij hoge gehalten bestrijdingsmiddelen is de productie van drinkwater uit oppervlaktewater zelfs niet toegestaan. In de loop der jaren zijn er dan ook verschillende alternatieve bestrijdingsmethoden ontwikkeld, zoals borstelen, branden en de heet-water methode. Hoewel de alternatieven bekend zijn, en er veel over wordt gediscussieerd, is in praktijk de overstap nog lang niet overal gemaakt. Een belangrijke oorzaak hiervan is dat de directe kosten van alternatieve methoden hoger zijn. Een andere belangrijke oorzaak is echter de heersende onzekerheid over de milieueffecten van alternatieve methoden. Dergelijke methoden gebruiken immers geen chemische middelen, maar wel energie en (soms) water. Bovendien gaan sommige methoden gepaard met lokale hinder door geluid of stof. Tot op heden zijn er nog geen studies beschikbaar waarin de milieueffecten van de verschillende onkruidbestrijdingsmethoden zijn doorgerekend en met elkaar vergeleken. Daardoor blijven discussies vaak ‘hangen’ op de vaststelling dat ‘chemische middelen slecht zijn voor het water en alternatieven voor het energiegebruik’. Doel Het hoofddoel van deze studie is het kwantificeren van de milieueffecten van verschillende onkruidbestrijdingsmethoden op trottoirs. Hiermee kunnen gemeenten een grondige afweging maken in de keuze voor een bepaalde bestrijdingsmethode. Omdat bij een dergelijke afweging ook kosten en hinderbeleving (bij burgers en gebruikers) een rol spelen, is tevens een korte inventarisatie van deze aspecten gemaakt. De studie beperkt zich tot onkruidbestrijding op gemeentelijke trottoirs. Onkruidbestrijding op andere locaties (wegen, sport-, NS-, defensie- of bedrijventerreinen, etc.) vallen buiten de scope van de studie. Het is niet de bedoeling geweest om in een eindoordeel alle geselecteerde bestrijdingsmethode in een voorkeursvolgorde te zetten. Het rapport is wel bedoeld om voldoende informatie te geven zodat eenieder een (transparante) afweging kan maken op basis van de eigen prioriteiten. Aanpak Om de verschillende methoden te kunnen vergelijken moeten ze worden toegepast op een zelfde eenheid. In de studie is als vergelijkingsbasis genomen: ‘De onkruidbestrijding in één jaar op 1000 m2 trottoir’. Hierbij is gevarieerd met de gewenste beeldkwaliteit en het aantal obstakels op een trottoir. In overleg met deskundigen is een aantal werkpakketten samengesteld dat voor deze vergelijkingsbasis van toepassing is, namelijk: 1. chemische bestrijding met glyfosaat aangebracht via select spray; 2. bestrijding met borstelmachine en bosmaaier; 3. bestrijding met borstelmachine en spuitlans; 4. bestrijding met heet water; 5. bestrijding met branderunits. De milieueffecten van de werkpakketten zijn bekeken met een levenscyclusanalyse (LCA). Dit is een internationaal bekende methode, die processen en producten van wieg tot graf analyseert. Daarbij worden niet alleen milieueffecten tijdens de activiteit zelf bekeken, maar ook die van bijvoorbeeld de benodigde grondstofproductie en de afval- of sloopfase.

7


De methode bestaat uit meerdere stappen. Eerst worden de meetbare milieu-ingrepen in kaart gebracht. Dit betreft bijvoorbeeld: het verbruik van grondstoffen of energie, ruimtebeslag; de emissies van stoffen naar water, bodem en lucht; en de productie van afval. In de tweede stap van de LCA wordt berekend wat de invloed is van deze ingrepen op 12 algemene milieuthema’s, zoals broeikaseffect, verzuring, aquatische en terrestrische toxiciteit, aantasting van de ozonlaag en vermesting. Elke bestrijdingsmethode krijgt zo een score op elk milieuthema. Tot slot worden deze scores vergeleken met de scores per thema van alle activiteiten in heel Nederland. Het eindresultaat is een overzicht voor alle bestrijdingsmethoden in hun relatieve bijdrage aan de Nederlandse scores voor de 12 milieuthema’s. Een LCA werkt generiek en geeft een globaal beeld van effecten die landelijk of zelfs mondiaal kunnen optreden. Lokale aspecten kunnen echter eveneens van invloed zijn op de ernst van de milieueffecten. Voor de onkruidbestrijding is dit met name het geval voor de emissie-routes van bestrijdingsmiddelen naar water of bodem. Daarom is in een aparte studie nagegaan wat de lokale risico’s zijn voor organismen in bodem, oppervlaktewater en de rioolwaterzuiveringsinstallatie van de chemische bestrijdingsmethode. Verder zijn de kosten van de onkruidbestrijdingsmethoden in kaart gebracht. Dit is inclusief indirecte kosten voor bijvoorbeeld extra zuivering van drinkwater. Tenslotte is een kwalitatieve inschatting gegeven van de gebruiksvriendelijkheid van de bestrijdingsmethoden voor zowel de uitvoerder als voor burgers (omwonenden). Resultaten LCA-analyse De uitkomsten van de LCA-studie zijn het beste grafisch weer te geven. In onderstaande figuur zijn de milieueffectscore weergegeven. figuur s1: Milieueffectscores van 5 werkpakketten voor onkruidbestrijding

Biodiversiteit

Lifesupport

Vermesting

Verzuring

Ecotoxiciteit terrestrisch

Ecotoxiciteit sediment

Ecotoxiciteit aquatischzoet

Humane toxiciteit

Smogvorming

Ozonlaagaantasting

Broeikaseffect

Abiotische Uitputting

1.Chemisch 2a.Borstelen/maaien 2b.Borstelen/chemisch 3.Heet water 4.Branden

NB Een hoge score wijst op een hoge milieubelasting. De y-as is dimensieloos en lineair.

Duidelijk is te zien dat het thema aquatische ecotoxiciteit (= mogelijke giftigheid voor het ecosysteem) de hoogste scores heeft. Bij ecotoxiciteit scoort chemische bestrijding slecht. Dit wordt volledig veroorzaakt door de emissie van glyfosaat.

8


De ecotoxiciteitscores bij het borstelen in combinatie met bosmaaier ontstaan in belangrijke mate (±75%) door emissies van zware metalen (nikkel en vanadium) uit stortplaatsen. Hiervoor is het gestorte afval verantwoordelijk. Bij de combinatie borstelen en chemische bestrijding vormt ook de emissie van glyfosaat naar water een forse bijdrage (± 50%). De bijdrage van de emissies uit stortplaatsen zijn dan relatief lager, namelijk zo’n 40%. De scores van de verschillende pakketten bij de andere LCA-thema’s hangen vrijwel alle samen met productie en gebruik van brandstoffen. Relevante scores zijn waar te nemen bij de LCA-thema’s abiotische uitputting (uitputting energiedragers zoals aardolie,aardgas en steenkolen), broeikaseffect (emissies CO2), smogvorming (emissies koolmonoxide, NOx en koolwaterstoffen), terrestrische ecotoxiciteit (emissies zware metalen en koolwaterstoffen), verzuring (emissies SO2 en NOx) en vermesting (emissies fosfaat en NOx). Lokale risico’s De lokale risico’s van chemische bestrijding zijn uitgewerkt in drie scenario’s waarin gekeken is naar twee typen oppervlaktewater (groot en klein) en zuiveringsslib. De volgende stoffen zijn doorgerekend: glyfosaat (werkzame stof in het bestrijdingsmiddel), ampa (afbraakproduct van glyfosaat) en polyoxyethyleenamine (hulpstof in het bestrijdingsmiddel). De risico’s voor waterorganismen in grote oppervlaktewateren zijn in het algemeen voor alle drie beschouwde stoffen nihil. Wel overschrijdt de geschatte concentratie in grote oppervlaktewateren de drinkwaternorm van 0,1 µg/l. Voor bodemorganismen en organismen in zuiveringslib (werking van de rwzi) zijn wel potentiële risico’s vastgesteld voor glyfosaat (van de andere twee stoffen was onvoldoende bekend). De mate van risico is afhankelijk van de mate van inzijging (verdeling van emissie naar water of bodem) en de veronderstelde afbraak van glyfosaat. Er zijn risico’s voor organismen in kleine oppervlaktewateren (sloten, grachten) vastgesteld voor alle beschouwde stoffen. De mate van risico is afhankelijk van de veronderstelde afspoeling. Hoe groter de afspoeling naar water, hoe groter het risico. Dit geldt met name voor glyfosaat en polyoxyethyleenamine en in mindere mate voor ampa (afbraakproduct van glyfosaat). De geschatte risico’s zijn vanzelfsprekend sterk afhankelijk van de veronderstelde verdunning. Deze is gerelateerd aan de oppervlakte aan verhardingen en de omvang van het ontvangende oppervlaktewater. Volgens de fabrikant van het bestrijdingsmiddel dat nog als enige is toegelaten, is er geen risico van polyoxyethyleenamine omdat dat niet meer aan het bestrijdingsmiddel wordt toegevoegd. Kostenvergelijking tabel s1: Kosten van werkpakketten in eurocent per m2 per jaar Werkpakket Directe kosten Indirecte kosten Aantal behandelingen per jaar chemisch 2,3 – 9 1 2,5 borstelen + bosmaaier 18,5 – 22,4 9,6 3 borstelen + chemisch 19,7 – 23,9 10,8 3 heet water 34 – 56,8 2,5 branden 14,4 – 18 4 * voor de directe kosten per behandeling moeten de bedragen gedeeld worden door het aantal behandelingen per jaar.

Uit de tabel blijkt dat chemische bestrijding zoals verwacht de goedkoopste bestrijdingsmethode is, ook als de indirecte kosten (zuiveringslasten drinkwaterbedrijven) worden meegerekend.

9


Het werkpakket met branderunits is qua directe kosten enigszins duurder, maar heeft geen indirecte kosten. De werkpakketten met borstelmachines zijn duidelijk duurder, ook al door de relatief hoge indirecte kosten (met name slijtage aan verhardingen). Het werkpakket met heet water is de duurste methode. Hierbij moet aangetekend worden dat deze techniek relatief nieuw is en dat door voortdurende innovaties de kosten hier momenteel het sterkste dalen. Gebruikersvriendelijkheid en hinder Tenslotte is een inschatting gegeven van gebruikersvriendelijkheid en hinder voor burgers. Ten aanzien van gebruikersvriendelijkheid zijn als aspecten genoemd stofhinder, geluidhinder, geurhinder en risico’s/persoonlijke veiligheid. Voor de eerste drie aspecten worden de werkpakketten met chemische bestrijding en heet water als meest gunstig beoordeeld en de overige drie werkpakketten als minst gunstig. Met betrekking tot risico’s cq. persoonlijke veiligheid is vastgesteld dat dit aspect bij elke methode van belang is maar dat hiervoor doorgaans voldoende maatregelen worden getroffen. Er is dan feitelijk geen onderscheid meer te maken tussen de methoden. Voor wat betreft de hinder voor burgers is het werkpakket met heet water als meest gunstig beoordeeld. Het werkpakket met chemische bestrijding werd bestempeld als neutraal en de overige werkpakketten als minder gunstig. De negatieve bijklank die chemische bestrijding bij sommige burgers heeft, is niet als onderdeel van hinderbeleving meegenomen vanwege het sterk subjectieve karakter. Slotconclusie De resultaten van de studie geven aan dat chemische onkruidbestrijding vanuit milieu-overwegingen verreweg de slechtste keuze is. De toepassing van alternatieve methoden leidt bovendien niet tot onevenredige afwenteling van milieueffecten. Chemische bestrijding is daarentegen veruit de goedkoopste bestrijdingsmethode, leidt nauwelijks tot hinder voor omwonenden en is gebruikersvriendelijk. Er is bewust voor gekozen om deze aspecten hier niet verder te aggregeren (bijvoorbeeld in een multicriteria analyse) en de definitieve afweging voor de toe te passen bestrijdingsmethode uitdrukkelijk aan de desbetreffende gemeenten over te laten.

10


INHOUDSOPGAVE VOORWOORD _____________________________________________________________ 5 SAMENVATTING __________________________________________________________ 7 1.

AANLEIDING ________________________________________________________ 13

2.

ONDERZOEKSOPZET _________________________________________________ 15 Deel A: LCA-studie____________________________________________________________ 15 Deel B: Overige aspecten _______________________________________________________ 19

3.

BESCHRIJVING WERKPAKKETTEN ____________________________________ 21 Werkpakket 1 Chemische bestrijding met select spray _________________________________ 21 Werkpakket 2a Borstelmachine/bosmaaier __________________________________________ 23 Werkpakket 2b Borstelmachine/chemische bestrijding_________________________________ 24 Werkpakket 3 Heet water machine ________________________________________________ 24 Werkpakket 4 Branderunit_______________________________________________________ 25

4.

RESULTATEN________________________________________________________ 27 Deel A: Resultaten LCA-studie __________________________________________________ 27 Deel B: Resultaten overige aspecten ______________________________________________ 35 B.1. Kosten___________________________________________________________________ 35 B.2. Gebruikersvriendelijkheid __________________________________________________ 36 B.3. Plaatselijke hinder en risico _________________________________________________ 37

5.

CONCLUSIES ________________________________________________________ 41

6.

KANTTEKENINGEN __________________________________________________ 43 6.1 Leemten in kennis __________________________________________________________ 43 6.2 Verbeteropties _____________________________________________________________ 43 6.3 Kwaliteit van de LCA-studie _________________________________________________ 44 6.4 Opmerkingen van externe belanghebbenden ____________________________________ 44

LITERATUURLIJST_______________________________________________________ 47 BIJLAGE 1 UITLEG LCA-THEMA’S ___________________________________________ 49 BIJLAGE 2 GEKARAKTERISEERDE EN GENORMALISEERDE EFFECTSCORES ______ 53 BIJLAGE 3 WEEGFACTOREN _______________________________________________ 55 BIJLAGE 4 TOEGEREKENDE INGREPEN PER WERKPAKKET _____________________ 57 BIJLAGE 5 RISICOBEOORDELING GLYFOSAAT, AMPA EN POEA__________________ 59

11


12


1.

AANLEIDING

Onkruidbestrijding op verhardingen is noodzakelijk vanwege verschillende zaken zoals het garanderen van een onbelemmerde regenwaterafvoer, het instandhouden van een goede begaanbaarheid, het voorkomen van beschadiging aan verhardingen, en tenslotte voor een net straatbeeld. In een niet zo ver verleden was chemische bestrijding met herbiciden (onkruidbestrijdende stoffen) de meest gebruikte methode. Deze methode is effectief, goedkoop en makkelijk in het gebruik. Een nadeel is echter dat er stoffen in het milieu komen die tot schade aan ecosystemen kunnen leiden. Daarnaast worden drinkwaterbedrijven gedwongen tot het installeren van kostbare zuiveringstechnieken om bestrijdingsmiddelen uit de grondstof te verwijderen. Sinds dit besef is doorgedrongen zijn vele actoren (gemeenten, provincies, Rijk, NS, uitvoerders van onkruidbestrijding) op zoek naar vervangende methoden. In de loop der jaren zijn er verschillende alternatieve bestrijdingsmethoden ontwikkeld onder meer met mechanische en thermische technieken. De toepassing van chemische bestrijding is echter, zeker bij gemeenten, nog steeds de meest voorkomende methode. Gemeenten verbruiken ongeveer 1/3 van alle onkruidbestrijdingsmiddelen voor verhardingen en zijn daardoor een belangrijke doelgroep [20]. Een belangrijke oorzaak van het toenemende verbruik zijn de hogere directe kosten van alternatieve methoden. Een andere belangrijke oorzaak is echter de heersende onzekerheid over de milieueffecten van alternatieve methoden. Dergelijke methoden gebruiken immers geen chemische middelen, maar wel energie en (soms) water. Bovendien gaan sommige methoden gepaard met lokale hinder door geluid of stof. Het Rijksinstituut voor Integraal Zoetwaterbeheer en Afvalwaterbehandeling (RIZA, onderdeel van Rijkswaterstaat) heeft aan IVAM Environmental Research b.v./Universiteit van Amsterdam (verder: IVAM) opdracht verleend om de milieueffecten van verschillende onkruidbestrijdingsmethoden in kaart te brengen. De milieueffecten zijn in kaart gebracht met behulp van de milieugerichte levenscyclusanalyse (LCA). Daarnaast zal de studie in beperkte mate aandacht besteden aan het kostenaspect van onkruidbestrijding, lokale hinder en milieurisico’s die specifiek op lokaal niveau gelden [21]. Een meer uitgebreide beschrijving van de onderzoeksopzet is gegeven in hoofdstuk 2. De studie naar lokale milieurisico’s is uitgevoerd door mw. dr. N. Staats van de Chemiewinkel van de Universiteit van Amsterdam. Het doel van deze studie is een vergelijking uit te voeren naar de milieueffecten van de verschillende onkruidbestrijdingsmethoden. Met de studie dient het inzicht in de milieueffecten te worden vergroot teneinde een bijdrage te leveren aan de besluitvorming ten aanzien van de aanpak in de praktijk. In beperkte mate zal ook aandacht worden besteed aan de overige parameters die de besluitvorming beïnvloeden namelijk gebruiksvriendelijkheid, kosten en hinder / risico ter plaatse. De studie is begeleid door een breed samengestelde klankbordgroep (zie tabel 1). tabel 1 Samenstelling klankbordgroep Mw. Mw. Mw. Dhr. Dhr. Dhr. Dhr. Dhr. Mw. Dhr. Dhr.

D. Bakker M. van Dongen E. Gouman J. Hekman R. ter Horst D. Kalf P.J. Keizer M.L. de Rooy A. ter Schure J.H. Spijker A. van der Staak

NVRD (Vereniging van Reinigings- en Afvalmanagement) Gemeentewerken Rotterdam Milieudienst Amsterdam Ecoconsult bv, namens VHG (Vereniging Hoveniers en Groenvoorzieners) Gemeente Veenendaal Rijkswaterstaat RIZA Rijkswaterstaat DWW Rijkswaterstaat RIZA (voorzitter) Stichting Reinwater Alterra Gemeente Almelo

13


14


2.

ONDERZOEKSOPZET

De studie is in 2 delen uitgevoerd. In deel A is een vergelijkende levenscyclusanalyse uitgevoerd van de potentiële milieueffecten. En in deel B zijn drie andere aspecten, namelijk kosten, gebruikersvriendelijkheid en hinder / risico in kaart gebracht.

Deel A: LCA-studie De LCA-methode bepaalt de milieueffecten van het begin tot het eind van een keten, ook wel van ‘wieg tot graf’ genoemd. In de LCA wordt gebruik gemaakt van een aantal indicators die tezamen de potentiële invloed van een keten op mens en milieu kwantificeren. Conform de standaardisatienorm voor LCA, ISO 14040 [13], is er een aantal stappen dat binnen een LCA wordt onderscheiden, te weten: 1. Doelbepaling / systeemafbakening 2. Inventarisatie 3. Karakterisering 4. Interpretatie / Evaluatie

A.1. Doelbepaling / systeemafbakening In de aanvangsfase van het onderzoek is een uitwerking gemaakt van het doel en het te vergelijken systeem. Diverse randvoorwaarden zoals het vaststellen van de vergelijkingsbasis (de functionele eenheid), keuze van systeemgrenzen en keuze en definitie van te beschouwen milieueffecten zijn in deze fase uitgewerkt en vormen de basis van de LCA-studie. Voor deze studie is de volgende functionele eenheid vastgesteld:

‘Het bestrijden van onkruid op 1.000 vierkante meter trottoir met tegels 30x30 cm en gedurende 1 (klimatologisch gemiddeld) jaar waarbij een ‘zeer geringe’ onkruidbegroeiing resteert.’ Deze keuze is ingegeven vanuit een doorsnee, herkenbare situatie bij gemeenten. Onkruidbestrijding komt ook voor op andere (half)verhardingen in gemeenten zoals schelpenpaden, rond verkeersdrempels, bij rotondes maar ook bij geheel andere actoren zoals provincies en Rijkswaterstaat (onkruidbestrijding rond wegen, rustplaatsen en dergelijke), NS (langs spoorlijnen) en bedrijven (op bedrijventerreinen). Een dergelijke variatie aan omstandigheden is echter van grote invloed op de te gebruiken werkpakketten. Het aantal LCA’s zou simpelweg te groot worden. Om toch enige afbakening toe te passen is uitgegaan van het gegeven dat gemeenten ongeveer 1/3 van het totale verbruik (in kilogrammen actieve stof) voor onkruidbestrijding op verhardingen toepassen, naast bedrijventerreinen en particulieren [20]. Ook in [1] is aangegeven dat het gebruik (in kilogrammen actieve stof) van niet-landbouw bestrijdingsmiddelen op verhardingen bij gemeenten hoog is ten opzichte van andere overheden en dat met name de toepassing op trottoirs de meest gebruikelijke is. Dit gegeven is gebruikt voor de definitie van de bovenstaande functionele eenheid. Het trottoir is nader gedefinieerd als 1,60 meter breed (inclusief 0,10 meter stoeprand) en met een goot van 0,30 meter. De lengte bedraagt derhalve 526 meter. In eerste instantie is uitgegaan van een gering aantal obstakels (bijv. lantaarnpalen) waardoor de obstakelzone niet meer dan 5% bedraagt. Ten behoeve van een gevoeligheidsanalyse is naar een variant gekeken met een groter aantal obstakels (bijv. lantaarnpalen, boomspiegels, bankjes, verkeersborden) waardoor de obstakelzone 30% bedraagt. Zie de foto’s 1 en 2 als voorbeeld.

15


foto 1 Trottoir met weinig obstakels

foto 2 Trottoir met veel obstakels

(foto’s: R.J. Saft, Harderwijk)

Het bleek tevens relevant om een vaste vergelijkingsbasis te hanteren voor de kwaliteit van het straatbeeld. Hiervoor is een classificatiemodel ontwikkeld door IBN-DLO (thans Alterra) [23] en gedeeltelijk aangepast door Ecoconsult [19]. Het CROW werkt momenteel aan het vastleggen van kwaliteitsniveaus die weliswaar anders van opzet zullen zijn maar inhoudelijk goed aansluiten bij het huidige classificatiemodel. tabel 2 Classificatiemodel voor onkruidbegroeiing op verhardingen KLASSE 1 2

OMSCHRIJVING Geen Zeer gering

3

Gering

4

Matig

5 6

Zwaar Zeer Zwaar

AANWEZIGE ONKRUIDEN Geen Hier en daar enige begroeiing in de voegen; het onkruid groeit niet of nauwelijks aaneengesloten De voegen zijn voor maximaal 25% begroeid; geen polvorming en weinig hoog opschietende begroeiing De voegen zijn tenminste voor 25% en maximaal 50% begroeid; soms polvorming De voegen zijn voor meer dan 50% begroeid; vaak polvorming Verharding weinig of niet meer zichtbaar; soms houtige gewassen

In eerste instantie wordt vastgehouden aan een straatbeeld volgens klasse 2. Als gevoeligheidsanalyse wordt rekening gehouden met een straatbeeld volgens klasse 3. Dit heeft bijvoorbeeld gevolgen voor de productiviteit van de werkpakketten (in m2/uur) en voor het aantal behandelingen per jaar. Zie hoofdstuk 3 voor de gemaakte keuzes. Sinds het wettelijk verbod op het preventieve middel diuron, is straatbeeld volgens klasse 1 niet meer af te dwingen met onkruidbestrijding. Een dergelijk straatbeeld kan wel voorkomen doordat er sprake is van bijvoorbeeld intensief gebruik van de verharding of van sterke beschaduwing. Het aantal gemeenten dat streeft naar een straatbeeld van klasse 4 of hoger is verder minimaal en het lijkt niet zinvol hiermee in een gevoeligheidsanalyse rekening te houden. Voor wat betreft overige systeemgrenzen is afgesproken dat kapitaalgoederen (fabrieken, infrastructuur e.d.) buiten het systeem blijven. Ditzelfde geldt voor de milieubelasting als gevolg van de inzet van menskracht (bijvoorbeeld vervoer van personen en voeding). Momenteel ontbreekt de nodige informatie om deze aspecten voor alle processen even consistent mee te wegen. De invloed op de berekende milieubelasting als gevolg van deze keuzes zal naar verwachting (zeer) gering zijn. In een onderlinge vergelijking zal daarnaast de onderschatting van arbeidsintensieve

16


processen in ieder geval gedeeltelijk gecompenseerd worden door de onderschatting van kapitaalintensieve processen. De ingrepen als gevolg van aanvullende zuiveringsvoorzieningen bij drinkwaterbedrijven voor de verwijdering van bestrijdingsmiddelen zijn niet gekwantificeerd. Dergelijke aanvullende voorzieningen kunnen bijvoorbeeld bestaan uit actief kool filtratie of membraanfiltratie. Deze technieken worden echter ook gedeeltelijk voor andere doeleinden ingezet (bijvoorbeeld de verwijdering van kleurstoffen). Naast het probleem van de toerekening van het ‘bestrijdingsmiddelendeel’, is er ook onvoldoende informatie over de milieu-ingrepen van deze technieken voorhanden. De gevolgen van deze aanname zijn niet kwalitatief in te schatten. Als in een proces meerdere producten worden verwerkt of geproduceerd (zgn. multi in- of outputprocessen) moeten de milieu-ingrepen van het gehele proces via een zekere verdeelsleutel naar de producten worden toegerekend. Dit heet allocatie. In LCA-gerelateerde literatuur is al veel aandacht besteedt aan de meest gewenste allocatie-methode. Hierover bestaat echter nog geen consensus. In [10] worden meerdere methoden belicht. In deze studie wordt de keuze bepaald door de beschikbaarheid van gegevens. In veel processen (elektriciteitopwekking, transportactiviteiten, brandstofproductie) gebeurt de allocatie op grond van een fysieke verdelingsgrondslag (massa). Andere methoden gaan uit van een economische grondslag of een zodanige systeemvergroting dat allocatie kan worden vermeden. In deze studie is de fysieke verdelingsgrondslag de meest voorkomende (bijvoorbeeld bij brandstofproductie). Welke gevolgen dit heeft voor de uitkomsten, is onbekend.

A.2. Inventarisatie In deze stap van de levenscyclusanalyse wordt per scenario een procesboom opgesteld waarin alle fasen van de levensketen vanaf de winning van grondstof tot aan de daadwerkelijke onkruidbestrijding worden opgenomen. De procesbomen worden opgesteld op basis van een aantal scenario’s c.q. werkpakketten (zie hoofdstuk 3). Deze scenario’s moeten consistent zijn met de gekozen functionele eenheid. In de procesboom worden de belangrijkste winnings- en productieprocessen opgenomen, samen met de processen voor elektriciteitopwekking, transport en afvalverwerking. Per fase in de levenscyclus bestaat de input uit grondstoffen en energie en de output uit afval en emissies naar lucht, water en bodem. Tevens is er sprake van landgebruik waardoor ecosystemen aangetast (kunnen) worden. De productie van de hulpmiddelen en chemische stoffen maakt deel uit van de inventarisatie indien de gegevens hiervoor beschikbaar zijn. De productie van hulpmiddelen zoals bijv. borstelmachines dient aan de functionele eenheid toegerekend te worden op basis van verwachte afschrijvingsduur. Voor generieke achtergrondprocessen zoals elektriciteitsproductie, transport en afvalverwerking wordt gebruik gemaakt van een openbare standaard database [7]. Hierin zijn, in opdracht van het ministerie van VROM, een 40-tal proceskaarten opgesteld voor veelgebruikte processen in LCA studies in Nederland. In deze studie zijn vooral relevante proceskaarten gebruikt de productie van energie (elektriciteit industriële warmte) en energiedragers (gas, diesel, benzine) en drinkwater. Voor de emissie van stoffen die vrijkomen bij de verbranding van brandstoffen, zijn emissiefactoren overgenomen uit [4] en [9]. Essentieel voor de uitvoering van een LCA is het gebruik van representatieve gegevens. De mate van representativiteit kan volgens ISO 14040 onder andere beoordeeld worden aan de hand van de volgende aspecten: • tijd (mate van recentheid): in deze studie dient van de meest recente gegevens gebruik gemaakt te worden; er wordt naar gestreefd om gegevens te hanteren die representatief zijn voor 1996 of later; • geografie: in deze studie worden gegevens gebruikt representatief voor de situatie in Nederland; • technologie: in deze studie worden gegevens gebruikt representatief voor de situatie in Nederland.

17


A.3. Karakterisering In deze stap worden de milieu-ingrepen uit de inventarisatie vertaald naar een aantal indicators, door de milieu-ingrepen per type milieueffect te aggregeren tot milieu-effectscores (zie figuur 1). De indicators zijn een maat voor de potentiële effecten op menselijke gezondheid en ecosystemen. In deze studie zijn de volgende indicators (of: LCA-thema’s) berekend: versterking broeikaseffect, aantasting ozonlaag, verzuring, vermesting, humane toxiciteit, ecotoxiciteit (aquatisch zoet, sediment en terrestrisch), fotochemische oxidantvorming, uitputting abiotische grondstoffen, fysieke aantasting van ecosystemen door landgebruik en finaal te storten afval. Het laatste aspect is strikt genomen geen milieueffect maar een milieu-ingreep. Dit aspect is dan ook niet betrokken bij de conclusies maar is wel een vaak toegepaste indicator (zie bijlage 1 en 3). Figuur 1: Van milieu-ingrepen naar milieueffecten; een voorbeeld van karakterisering In v e n t a r i s a t i e LCA M ilieu-ingrepen

Karakterisatie LCA m ilieu-effekten

b r o e ik a s e f f e k t ozonlaagaantasting e m is s i e s n a a r l u c h t e m is s i e s n a a r w a t e r e m is s i e s n a a r b o d e m

verzuring verm esting humane toxiciteit e c o t o x ic i t e i t s m o g v o rm i n g

grondstoffen

u itputting m a teriaal grondstoffen

uitputting brandstoffen energie (niet) toxisch afval landgebruik, stank, lawaai, etc

Voor de karakterisering maakt IVAM gebruik van factoren die recentelijk door CML zijn verspreid [10]. CML heeft de meest recente inzichten op het gebied van karakterisering verzameld en (gedeeltelijk) bewerkt. Deze factoren worden voor LCA’s in Nederland zeer vaak toegepast. Bijlage 1 geeft een korte toelichting per LCA-thema. Verdroging, uitputting van biotische grondstoffen en fragmenterende ingrepen (versnippering van landschap) zullen niet als LCA-thema’s worden meegenomen omdat hiervoor de operationele indicatoren ontbreken.

A.4. Evaluatie In de evaluatie worden de resultaten van de uitgevoerde analyses genormaliseerd, dat wil zeggen gerelateerd aan de score voor een bepaald gebied (bijvoorbeeld Nederland of wereld) in een bepaald jaar. Met deze stap, die normalisatie wordt genoemd, kan per LCA-thema een beeld worden verkregen van de mate waarin het onderzochte systeem bijdraagt aan de totale omvang van de milieubelasting in dat gebied. Zodoende wordt duidelijk aan welke milieueffecten de ketens een relatief grote of juist kleine bijdrage leveren. De normalisatiewaarden in deze studie zijn gebaseerd op het totale milieueffect op Nederlands grondgebied en afkomstig van een recente studie van CML [12].

18


Een optioneel element in de evaluatie is het toepassen van weging. In deze stap worden de genormaliseerde effectscores via weging tot één milieuscore herleid. Over de te gebruiken wegingset bestaat op wetenschappelijk gebied geen consensus. Een set kan gebaseerd zijn op de geschatte schade van elk milieuthema aan gezondheid en ecosystemen, op bestuurlijke preferenties (beleidsdoelstellingen) of op grond van de voorkeuren die door een grote groep willekeurige personen wordt genoemd. Elke wegingmethode heeft specifieke kenmerken maar voor alle geldt dat het ofwel forse onzekerheden bevat ofwel een subjectieve (en in de tijd veranderende) invalshoek. Omdat deze studie beoogt om informatie aan te dragen en niet om een absolute milieupreferente onkruidbestrijdingsmethode te selecteren, geschiedt de evaluatie van deze studie dan ook op grond van ongewogen (genormaliseerde) effectscores. Om aan te geven wat het belang is van de keuze van een weegset, zijn in bijlage 3 als illustratieve case wel een aantal wegingsets gepresenteerd en toegepast. De LCA is een instrument dat inzicht geeft in de potentiële milieubelasting op mondiaal niveau en houdt (nog) nauwelijks rekening met regionale en lokale verschillen. Voor de voornaamste doelgroep van deze studie, namelijk de gemeenten, is een inzicht in de lokale milieueffecten van met name chemische onkruidbestrijding echter wel van belang. Vandaar dat de LCA-resultaten uit deze studie in samenhang zullen beoordeeld worden met de resultaten van de inschatting van de lokale milieueffecten. De bepaling van de lokale effecten is uitgevoerd door de Chemiewinkel UvA en nader toegelicht in deel B van dit hoofdstuk. Voor de uitvoering van de stappen A1 t/m A4. is gebruik gemaakt van het LCA computerprogramma SimaPro (versie 5.0).

Deel B: Overige aspecten Naast de milieueffecten uit deel A, zijn andere criteria benoemd die bij de beslissing over toe te passen onkruid bestrijdingsmethoden een rol kunnen spelen, namelijk kosten, gebruikersvriendelijkheid en lokale hinder / risico. Deze criteria worden in deze studie alleen kwalitatief in kaart gebracht, met uitzondering van de kosten. De kosten worden wel kwantitatief in kaart gebracht. Deze aspecten worden eveneens beoordeeld op basis van bestaande kennis en inzichten. Het voorstel is de volgende aspecten mee te nemen: • Kosten (in gulden of euro per m2 behandeld oppervlak dan wel per functionele eenheid); • Gebruikersvriendelijkheid; • Plaatselijke hinder / risico (lokale milieueffecten)

B.1. Kosten De inschatting van de kosten per vierkante meter behandeld oppervlak vindt plaats op basis van literatuurinformatie en de expertise van personen die bij dit project betrokken zijn. Met name als gevolg van een groot aantal proefprojecten is relatief veel informatie over deze parameter voorhanden. Kostenposten zijn de arbeidskosten en chemicaliën- en brandstofverbruik. Daarnaast worden de kosten van hulpmiddelen zoals borstelmachines toegerekend aan de functionele eenheid. Verder wordt getracht de indirecte (maatschappelijke) schade te kwantificeren. Voorbeelden hiervan zijn de schade die waterleidingbedrijven lijden door toegenomen concentraties bestrijdingsmiddelen in oppervlakteen grondwater of de mogelijke schade die waterbeheerders ondervinden als door bepaalde onkruidwerende maatregelen zoals het dichten van voegen de afstroom van regenwater (overstorten) toeneemt.

19


B.2. Gebruikersvriendelijkheid Onder gebruikersvriendelijkheid verstaan we het gebruikersgemak van de toegepaste methoden. Het gaat dus specifiek om de beleving van uitvoerders met betrekking tot zaken als geluid, stof en persoonlijke veiligheid. Deze aspecten worden eveneens beoordeeld aan de hand van literatuurinformatie en expertise van projectbetrokkenen.

B.3. Plaatselijke hinder en risico Onder plaatselijke hinder en risico verstaan we geluidhinder, hinder door stof en lokale milieurisico’s van chemische onkruidbestrijding. Hinder wordt beschouwd als een lokaal georiënteerd effect. Ze maken momenteel geen deel uit van de LCA omdat er nog geen operationele indicatoren voor bestaan. Met behulp van literatuurinformatie en andere expertise wordt een kwalitatieve inschatting gegeven. De lokale milieurisico’s zijn bekeken aan de hand van de mogelijke effecten op organismen in de bodem (naast en onder de verharding) en oppervlaktewater. Hierbij wordt vooral gekeken naar de ecotoxiciteit van stoffen en metabolieten. Tevens is de mogelijke invloed van stoffen op de werking van rioolwaterzuiveringsinstallaties van belang. De Chemiewinkel/UvA heeft in een drietal scenario’s een schatting gemaakt van de te verwachten risico’s van chemische onkruidbestrijding op verhardingen. De scenario’s spitsen zich toe op een emissie naar groot oppervlaktewater (rivier), een klein oppervlaktewater (sloot/gracht) en op de riolering (rwzi). Hierbij zijn blootstellingsconcentraties (predicted effect concentratie, PEC) berekend voor glyfosaat, ampa (als voornaamste metaboliet van glyfosaat) en voor de surfactant polyoxyethyleenamine. in oppervlaktewater, bodem en zuiveringsslib. Deze geschatte blootstellingsconcentraties zijn vervolgens in verband gebracht met een berekende ‘veilige waarde’. Deze waarden zijn gebaseerd op de zogenaamde NEC (no effect concentratie) en zijn afgeleid van literatuurgegevens over ecotoxicologische labstudies met verschillende organismen. Met name de gegevens die het College voor de Toelating van Bestrijdingsmiddelen (CTB) hanteert vormen een belangrijke basis voor deze afleiding [3]. Voor een uitgebreide beschrijving, zie bijlage 5.

20


3.

BESCHRIJVING WERKPAKKETTEN

In samenspraak met de klankbordgroep en andere deskundigen zijn een aantal werkpakketten samengesteld die toepasbaar zijn voor onkruidbestrijding binnen de voorwaarden van de functionele eenheid. Er zijn werkpakketten benoemd die op dit moment toegepast worden en zo dicht mogelijk aansluiten bij de gangbare praktijk. Een aantal andere mogelijke werkpakketten is om uiteenlopende redenen niet meegenomen. Dit zijn onder meer: handmatige bestrijding op tegelverhardingen door gemeenten (is naar verwachting het meest milieuvriendelijk maar zal in de praktijk vanwege arbo- en kostenoverwegingen niet vaak voorkomen. Indien de burgers hun eigen stoep schoon zouden houden, zijn deze overwegingen minder van belang; chemische bestrijding via mankar-methode (heeft een hoger herbicideverbruik in vergelijking met de select spray methode [25] en zal qua milieuprofiel in die mate slechter scoren; de wettelijke toelating is bovendien een onzekere factor); chemische bestrijding met biologisch afbreekbare middelen zoals vetzuren (omdat hiervoor geen toelating is aangevraagd voor professioneel gebruik); bestrijding met zout (heeft naar verwachting in de gemeentelijke praktijk negatieve invloed op nabijgelegen vegetatie met name op bomen); preventieve maatregelen zoals voegen dichten of ontwerp van verharding aanpassen (zijn naar verwachting milieuvriendelijke alternatieven maar komen in de praktijk niet voor als pure maatregel tegen onkruidbegroeiing. Wordt bij nieuwe verhardingen wel vaak overwogen). Van de werkpakketten die wel zijn geselecteerd, volgt hieronder een beschrijving. In bijlage 4 zijn alle toegerekende ingrepen samengevat. De toepassingsfrequentie per pakket per jaar is hierin niet vermeld. Deze frequenties, die afhankelijk zijn van de gewenste kwaliteit van het straatbeeld, zijn te vinden aan het einde van dit hoofdstuk in tabel 4. Verder is voor elk werkpakket expliciet bepaald dat ze uitgevoerd worden bij, voor dat specifieke werkpakket, goede weersomstandigheden. Zo wordt chemische bestrijding niet toegepast bij veel wind of regen en wordt de heet water methode en branderunit niet toegepast als de verharding zeer vochtig (en koud) is.

Werkpakket 1 Chemische bestrijding met select spray Dit werkpakket opereert met selectieve onkruidbestrijdingsapparatuur waarbij sensoren worden toegepast. De sensoren detecteren onkruid door chlorofyl-detectie en sturen vervolgens de spuitdoppen aan. De detectieapparatuur is gekoppeld aan een quad (vierwielige motorfiets). De selectspray wordt toegepast op trottoiroppervlakken en in de goten. Voor moeilijk bereikbare plaatsen rondom of onder obstakels wordt een spuitlans gebruikt die eveneens aan de unit is verbonden [18]. Als bestrijdingsmiddel wordt gebruik gemaakt van glyfosaat als formulering in roundup evolution. Voor de dosering van de selectspray unit is uitgegaan van 1,2 liter/hectare [25] hetgeen overeenkomt met 0,43 kg actieve stof per hectare (percentage actieve stof is 36%). Bij het gebruik van een spuitlans is gerekend met een twee keer zo hoog verbruik [4/23] oftewel 0,86 kg actieve stof per hectare. Bovenstaande verbruiken zijn toepasbaar voor zeer geringe onkruidgroeiing. Indien men streeft naar klasse 3 straatbeeld, is een hoger verbruik nodig namelijk 0,55 kg/ha resp. 1,1 kg/ha. De achtergrond hiervan is dat bij dit straatbeeld meer actieve stof nodig is om de onkruidbegroeiing onder controle te houden. Volgens deskundigen is het mors- en lekverlies tijdens vullen en toepassing verwaarloosbaar. Het waterverbruik voor het aanmaken van de spuitoplossing is eveneens verwaarloosd. Over milieu-ingrepen bij de productie van de actieve stof is weinig bekend. In literatuur [8] zijn slechts gegevens gevonden voor het energieverbruik per kilogram geproduceerde actieve stof. Op grond daarvan is gerekend met 100 MJ/kg geproduceerde stof. 21


Uit metingen en modelschattingen is gebleken dat glyfosaat vooral afspoelt met regenwater. Zelfs na een droge periode gevolgd door regen, zal glyfosaat in afspoelend regenwater aanwezig zijn. De inzijging in de bodem en grondwater is gering. De mate van afspoeling blijft echter een onzekere variabele die zich bovendien, afhankelijk van de lokale omstandigheden, in een brede range begeeft. In eerdere studies, onder meer van het CTB, zijn waarden aangenomen van 80-100% afspoeling. In [2] is een range aangegeven van 5-40% afspoeling. Hier was echter sprake van een klinkerverharding waar naar verwachting meer inzijging zal optreden dan op tegelverhardingen (meer voegen per m2). In deze studie is uitgegaan van een afspoeling naar het riool van 50% van de opgebrachte actieve stof. De overige 50% zijgt derhalve in de bodem (effectief 45% omdat gerekend wordt met 10% opname in het onkruid). Het zuiveringsrendement in de rioolwaterzuiveringsinstallatie is zeer laag. Er is uitgegaan van een rendement van 0% [22]. In een gevoeligheidsanalyse is tevens gekeken naar een situatie waarbij glyfosaat in hoofdzaak in de bodem zijgt. Dit kan bijvoorbeeld voorkomen als er (weinig) regen valt dat vervolgens door de voegen inzijgt of als het afstromende regenwater in een talud loopt in plaats van de goot. Bij zowel inzijging in de bodem als afspoeling via de riolering worden karakteriseringsfactoren toegepast die reeds rekening houden met de afbraak en/of omzetting van glyfosaat. De bijdrage van deze stof aan het LCA-thema ecotoxiciteit is dus niet gebaseerd op een worst case scenario waarin het gedrag van glyfosaat in het milieu buiten beschouwing wordt gelaten. Van glyfosaat is bekend dat het binnen enkele weken wordt omgezet in de metaboliet ampa. Voor deze metaboliet is geen karakteriseringsfactor afgeleid [11]. Bovendien bleken er onvoldoende gegevens voorhanden om een dergelijke afleiding binnen deze studie uit te voeren. Wel kan ingeschat worden dat ampa een stof is met een lagere toxiciteit en een hogere persistentie dan glyfosaat [3]. Het niet meenemen van ampa betekent een onderschatting van het milieuprofiel van dit werkpakket . Het is onzeker of deze onderschatting significant van aard is. In de formulering van het toegepast onkruidbestrijdingsmiddel (Roundup Evolution) is tevens gebruik gemaakt van een oppervlakte-actieve stof. Gegevens over de aard en concentratie van deze stof zijn niet voorhanden. In een ander type roundup is een percentage van 15% polyoxyethyleenamine genoemd. Deze waarde is in deze studie ook aangehouden. Als stof is een generieke oppervlakteactieve stof geselecteerd namelijk LAS (liniair alkyl sulfonaat). Van deze stof zijn alleen de productiegegevens gehanteerd. Voor de emissie naar water of bodem na de toepassing is geen inschatting gemaakt. Enerzijds ontbreekt een karakteriseringsfactor voor deze stof. Anderzijds wordt ingeschat dat het potentiële risico voor de gezondheid en voor ecosystemen gering is. Tenslotte is een inschatting gemaakt voor de productiviteit van dit werkpakket. Bij zeer geringe onkruidgroei is een productiviteit van 2500 m2/uur haalbaar [4]. Indien het aantal obstakels toeneemt, zal de productiviteit afnemen met naar schatting 50%. Het benzineverbruik wordt geacht constant te blijven op 2 liter/uur. Gegevens over emissies als gevolg van brandstofverbruik zijn te vinden in tabel 3 [4/9].

22


tabel 3 Emissiefactoren voor verschillende brandstoffen1 diesel

CO2 Nox Stof Koolwaterstoffen CO SO2

g/l 2630 42 4,2 2,2 25 2,9

diesel (schone motor t.b.v. heet water) g/kWh2 (g/l) ? (2630) 3,63 (6,2) 0,491 (0,84) 0,23 (0,39) 3,42 (5,85) ? (0,58)

benzine tweetakt g/l 450 1,1 0,5 78 350 0,1

LPG g/l 1800 11,8 0,1 14,6 39,4 0

2

Volgens de fabrikant levert dit aggregaat bij 3000 rpm een vermogen van circa 15,4 kW [9]. Bij een geschat dieselverbruik van 9 liter/uur, levert dat de waarden tussen haakjes op. De CO2-emissie wordt geacht afhankelijk te zijn van de energieinhoud en is voor kolom 2 en 3 gelijkgesteld. De SO2-emissie in kolom 3 is een factor 5 kleiner verondersteld dan de emissiefactor uit kolom 2.

De (technische) levensduur van de quad is geschat op 2500 bedrijfsuren (in vijf jaar). Voor de select spray unit is dit 1000 bedrijfsuren [18].

Werkpakket 2a Borstelmachine/bosmaaier Borstelmachines halen door hun draaiende beweging de bovengrondse delen van planten weg. Voor dit werkpakket is uitgegaan van een zelfrijdende machine bestaande uit een borstelunit aan een werktuigdrager [18]. Rondom en onder obstakels is de borstelmachine vanzelfsprekend ongeschikt. Daarvoor wordt een bosmaaier (draagbare cirkelmaaier) ingezet. Door het borstelen ontstaat, afhankelijk van de mate van onkruidbegroeiing, veegafval. Derhalve wordt de onkruidbestrijding in dit pakket soms gevolgd door een veegronde, al dan niet in combinatie met een bladblazer. In de praktijk valt het gebruik van dit werkpakket soms samen met andere functies zoals het verwijderen van zwerfvuil en zand en aarde. Op trottoirs echter is de basisfunctie de verwijdering van onkruid. De bijbehorende milieu-ingrepen zijn dan ook niet aan meerdere functies toegerekend. Dit geldt ook voor de hoeveelheid geproduceerde afval. De schatting hiervoor is alleen gebaseerd op de mate van onkruidbegroeiing (zie hierna). Tijdens het borstelen, slijten de (staal)borstels in aanzienlijke mate. Afhankelijk van de mate van onkruidbegroeiing (gering of zeer gering) is uitgegaan van een slijtage in 8 respectievelijk 20 bedrijfsuren [18/23]. Verder zijn er aanwijzingen dat het gebruik van staalborstels tot slijtage aan de verhardingen leidt. Hiervoor zijn echter geen praktijkgegevens gevonden. Bovendien spreken de mondelinge bronnen elkaar tegen omdat de slijtage samenhangt met de variatie in plaatselijke omstandigheden en de wijze waarop men de borstelmachines hanteert (mate van bodemdruk). Geschat wordt dat de gemiddelde praktische levensduur van betontegels van 40 jaar [24] met 25% afneemt. Deze slijtage is toegerekend aan dit werkpakket (1/120 deel per jaar). Bij weinig obstakels is gerekend met 750 m2 tegeloppervlakte, bij veel obstakels met 550 m2 (dikte tegels 4,5 cm, gewicht 9,3 kg/stuk). Er is tevens rekening gehouden met de opwerking van betonpuin en het verminderde gebruik en transport van grind doordat deze door betonpuin wordt vervangen. Overigens stelt [24] dat de levensduur van verhardingen van betontegels zich in een vrij brede range begeeft, afhankelijk van de stabiliteit van de ondergrond, intensiteit van gebruik, etcetera. De hoeveelheid veegafval is zeer moeilijk in te schatten. Het is onder meer afhankelijk van de mate van onkruidbegroeiing en weersomstandigheden. In natte omstandigheden zal de massa aan afval 1

Deze tabel is van toepassing op alle genoemde brandstoffen in alle werkpakketten!

23


toenemen. In winderige omstandigheden wellicht afnemen. In deze studie is uitgegaan van een scenario waarbij in 12,5% van de voegen (0,04 m2 voeg/m2 trottoir) onkruid aanwezig is tot een hoogte van 2,5 cm. De geschatte soortelijke massa van het veegafval (zonder zand en grond) is 500 kg/m3. Uitgangspunt is dat het verontreinigde veegafval naar een stortplaats wordt gebracht. De productiviteit van de borstelmachine is geschat op 1200 m2/uur bij zeer geringe onkruidbegroeiing [18]. Andere bronnen melden een range van 750 m2/uur [4] tot 1500 m2/u [16]. Bij geringe onkruidbegroeiing daalt de productiviteit met 25%. Het aantal obstakels is niet relevant voor de productiviteit. Wel zal bij een groter aantal obstakels de inzet van de borstelmachine afnemen en meer met de bosmaaier worden gewerkt. Het dieselverbruik van de borstelmachine wordt geacht constant te blijven op 5 liter/uur. Gegevens over emissies als gevolg van brandstofverbruik zijn te vinden in tabel 3. De (technische) levensduur bedraagt 4000 bedrijfsuren [18]. De productiviteit van de bosmaaier is sterk afhankelijk van de werkomstandigheden en van de bediener van het apparaat. In deze studie is uitgegaan van 500 m2/uur. Het benzineverbruik bedraagt 0,7 liter per uur. De (technische) levensduur bedraagt 1500 bedrijfsuren. De slijtage van de nylonsnijdraad is onbekend en derhalve niet meegenomen. De ingezette veegmachine heeft een productiviteit van 3000 m2/uur. Het dieselverbruik is geschat op 5 liter/uur [18]. Omdat deze machine voor meerdere doeleinden wordt ingezet, is de afschrijving van de machine niet toegerekend aan de functionele eenheid. Voor de bladblazer is alleen het geschatte benzineverbruik van 0,25 liter per uur (inclusief de emissies volgens tabel 3) toegerekend maar zijn geen materialen op basis van afschrijving toegerekend.

Werkpakket 2b Borstelmachine/chemische bestrijding met rugspuit Dit pakket lijkt sterk op werkpakket 2a. Rondom en onder obstakels past men echter geen bosmaaier toe, maar hanteert men een rugspuit met een chemisch bestrijdingsmiddel. Voor de gegevens wordt verwezen naar werkpakket 2a en 1. Voor wat betreft de rugspuit is uitgegaan van hetzelfde middelverbruik als een spuitlans.

Werkpakket 3 Heet water machine De heet water methode is van alle bestrijdingsmethoden momenteel het meest in ontwikkeling. De gehanteerde gegevens zijn dan ook een momentopname van de huidige stand der techniek. Het werkpakket bestaat uit een verwarmingsunit waarin water onder druk op hoge temperatuur wordt gebracht (140 °C). Het hete water wordt via een hydraulische arm naar een bak gebracht die kleine hoeveelheden water op het onkruid brengt. De temperatuur van het water is dan ongeveer 94 °C. De verwarmingsunit is geplaatst op een aanhanger die voortgetrokken wordt door een tractor. Doordat de hydraulische arm zeer flexibel is, kan ook rondom en onder obstakels worden gewerkt. In sommige gevallen wordt schuim toegevoegd dat fungeert als isolatiedeken voor het hete water. Hierdoor verbetert de effectiviteit. Het is echter niet geheel duidelijk wat de relatie is met het wateren energieverbruik. In deze studie is uitgegaan van de toepassing van heet water zonder schuim. De verwarmingsunit wordt gevuld met drinkwater. Het geschatte waterverbruik is 1000 liter per uur bij een productiviteit van 525 m2/uur [25]. De productiviteit zal dalen indien er meer onkruidbegroeiing is (minus 25%) en als er groot aantal obstakels is (minus 25%). Bij een hoger onkruidbegroeiing zal het waterverbruik toenemen (plus 50%). Het dieselverbruik voor verwarmingsunit en tractor tezamen wordt verondersteld constant te zijn en geschat op 9 liter per uur. Omdat de verwarmingsunit een ander emissiepatroon [9] heeft dan de

24


tractor, is echter uitgegaan van 8 liter per uur voor de verwarmingsunit en 1 liter per uur voor de tractor. Zie tabel 3 voor emissiefactoren. De technische levensduur van de verwarmingsunit wordt geschat op 4000 bedrijfsuren. De tractor en aanhanger worden voor meerdere doeleinden gebruikt en niet verder toegerekend aan de functionele eenheid.

Werkpakket 4 Branderunit Bij het gebruik van onkruidbrander worden de bovengrondse plantendelen door verhitting gedood. In dit werkpakket wordt een stootbrander toegepast met een werkbreedte van 1 meter. Als uitvoering is gekozen voor een aanbouwmachine op een werktuigdrager. De branderbak is splitsbaar waardoor ook de goten bereikbaar zijn. Rondom of onder obstakels wordt gebruik gemaakt van een handbrander. Deze kan eventueel met de branderunit verbonden zijn [18]. De effectiviteit van een branderunit is betrekkelijk gering indien reeds onkruidbegroeiing in behoorlijke mate aanwezig is. Dit werkpakket wordt dan ook alleen toegepast bij een streefbeeld van zeer geringe onkruidbegroeiing (zie tabel 2). De brandstof voor de branderunit kan propaan of LPG zijn. In de praktijk wordt vaak LPG gebruikt. Het verbruik is geschat op 15 kg LPG per uur. De geschatte productiviteit is 1200 m2/uur [25]. De invloed van de handbrander op brandverbruik en productiviteit is onbekend. Aangenomen is dat bij een groot aantal obstakels, en dus verhoogde inzet van de handbrander, de productiviteit met 25% afneemt. De werktuigdrager heeft een geschat dieselverbruik van 2 liter per uur. De technische levensduur van branderunit en werktuigdrager is geschat op 4000 bedrijfsuren [18]. In het najaar moet soms een bladblazer worden ingezet om losse delen te verwijderen. Van deze bladblazer is alleen het geschatte benzineverbruik van 0,25 liter per uur inclusief verbrandingsemissies toegerekend.

Toepassingsfrequentie werkpakketten Tenslotte wordt in onderstaande tabel aangegeven welke toepassingsfrequentie de verschillende werkpakketten hebben. tabel 4 Toepassingsfrequentie werkpakket in relatie tot streefkwaliteit van straatbeeld frequentie bij: klasse 2 (zeer geringe werkpakket onkruidbegroeiing) chemisch 2,5 (0,5x betreft ‘schouwronde’) borstelen/maaien 3 (1x veegronde, 2x bosmaaier) borstelen/chemisch 3 (1x veegronde) heet water 2,5 (0,5x betreft ‘schouwronde’) branden 4 (1x bladblazer)

klasse 3 (geringe onkruidbegroeiing) 2 3 3 2 n.v.t.

25


26


4.

RESULTATEN

Deel A: Resultaten LCA-studie In onderstaande figuren zijn de gekarakteriseerde respectievelijk genormaliseerde scores van de werkpakketten uit hoofdstuk 3 gepresenteerd. In eerste instantie is gekeken naar de werkpakketten die nodig zijn voor het bereiken van klasse 2 straatbeeld (zeer geringe onkruidbegroeiing) en een gering aantal obstakels op het trottoir. Let wel: de scores zijn reeds gebaseerd op het aantal toepassingen per jaar dat nodig is binnen de gedefinieerde functionele eenheid. figuur 2 Gekarakteriseerde score van werkpakketten voor onkruidbestrijding1 100 90 80 70 60 1.Chemisch %

2a.Borstelen/maaien 2b.Borstelen/chemisch 3.Heet water 4.Branden

50 40 30 20

Biodiversiteit

Lifesupport

Vermesting

Verzuring




Humane toxiciteit

Smogvorming

Ozonlaagaantasting

Broeikaseffect

0


10

1

Toelichting bij de y-as: voor elk thema is het werkpakket met de hoogste waarde op 100% gesteld. De andere pakketten zijn hiermee vergeleken. Deze figuur is bedoeld om een indruk te krijgen van de onderlinge verschillen van werkpakketten binnen een LCA-thema (zie bijlage 2 voor de absolute waarden).

27


figuur 3 Genormaliseerde score van werkpakketten voor onkruidbestrijding1

Biodiversiteit

Lifesupport

Vermesting

Verzuring




Humane toxiciteit

Smogvorming

Ozonlaagaantasting

Broeikaseffect


1.Chemisch 2a.Borstelen/maaien 2b.Borstelen/chemisch 3.Heet water 4.Branden

1

Toelichting bij de y-as:. de y-as is dimensieloos en lineair. Het geeft de mate van milieubelasting van de functionele eenheid aan ten opzichte van de milieubelasting in het referentiegebied. Deze figuur is bedoeld om een indruk te krijgen van de onderlinge verschillen van werkpakketten binnen een LCA-thema in combinatie met het relatieve belang van de werkpakketten t.o.v. de totale milieubelasting in Nederland (zie bijlage 2 voor de absolute waarden).

Van de genormaliseerde scores blijkt vooral het LCA-thema ecotoxiciteit (zoet water en sediment) relevant. Van de overige LCA-thema’s zijn uitputting (energiedragers), broeikaseffect (CO2), smogvorming, ecotoxiciteit terrestrisch, verzuring (NOx) en vermesting (NOx) in beperkte mate relevant. De ingrepen die hiermee samenhangen verschillen per werkpakket. Met relevant wordt hier bedoeld de onderlinge vergelijking van de hoogte van de effectscores. De effectscores (per functionele eenheid van 1000 m2 verharding) zelf zijn vanzelfsprekend zeer klein ten opzichte van de totale milieubelasting in Nederland. LCA-thema’s ecotoxiciteit Bij ecotoxiciteit aquatisch en sediment heeft het werkpakket met chemische bestrijding (select spray) veruit de hoogste score. Dit wordt volledig veroorzaakt door de emissie van glyfosaat. De verhoogde piek bij het borstelen in combinatie met chemische bestrijding (pakket 2b) is ook aan het gebruik van glyfosaat te wijten. De ecotoxiciteitscores bij het borstelen ontstaan in belangrijke mate (±75%) door emissies van zware metalen (nikkel en vanadium) uit stortplaatsen. Hiervoor is het gestorte afval verantwoordelijk. Dit organisch afval leidt tot verzuring in het percolaatwater van de stortplaats waardoor de emissies van zware metalen toenemen. De overige ingrepen die leiden tot de effectscore, zijn de emissies van koolwaterstoffen en metalen bij de productie van dieselbrandstof. Bij de combinatie borstelen en chemische bestrijding (2b) vormt ook de emissie van glyfosaat naar water een grote bijdrage (± 80%). De bijdrage van de emissies uit stortplaatsen zijn dan relatief lager, namelijk zo’n 15%. Bij de overige twee pakketten (3 en 4) leiden de emissies van koolwaterstoffen en metalen bij de productie van dieselbrandstof tot de effectscore.

28


LCA-thema’s uitputting, broeikaseffect, smogvorming, ecotoxiciteit terrestrisch, verzuring en vermesting De scores van de verschillende pakketten bij de andere thema’s hangen vrijwel alle samen met productie en gebruik van brandstoffen. Bij branden en heet water zijn de scores van abiotische uitputting en broeikaseffect relatief hoger doordat deze pakketten meer brandstof gebruiken. Dat leidt tot een groter gebruik van energiedragers respectievelijk een grotere emissie van CO2. Voor het werkpakket met branders zijn de scores het hoogst door de relatief grote CO2-emissie (broeikaseffect) en uitputting van aardolie (abiotische uitputting) bij het gebruik resp. productie van LPG. De effectscores bij terrestrische ecotoxiciteit hangen voor alle werkpakketten samen met de emissies van koolwaterstoffen en zware metalen (met name Hg, Cd, V) tijdens de productie en het gebruik van brandstoffen. Bij werkpakket 1 is de emissie van glyfosaat van gering belang voor de effectscore (± 10%) omdat de karakteriseringsfactor van glyfosaat voor dit thema relatief laag is. De piek bij smogvorming voor pakket 4 hangt samen met de relatief fors uitstoot van koolmonoxide en koolwaterstoffen bij het verbruik van LPG. Dit geldt ook voor de piek bij verzuring (uitstoot NOx). Voor vermesting worden de hogere scores bij pakket 2a en 2b veroorzaakt door fosfaatemissies (stortplaats als gevolg van storten van veegafval) en bij pakket 4 door de emissie NOx (verbranding LPG). LCA-thema’s ozonlaagaantasting, humane toxiciteit, biodiversiteit en life support functie Bij de zeer lage score voor ozonlaagaantasting heeft pakket 3 een hoogste score (alleen zichtbaar in fig. 2) die samenhangt met de uitstoot van stoffen bij de productie van diesel. De eveneens zeer lage score voor humane toxiciteit hangt samen met emissies door productie en verbranding van brandstoffen. De werkpakketten met borstelen scores hoger door een stofemissie bij de toegerekende betonproductie als gevolg van slijtage van verhardingen. De score op de thema’s life support en biodiversiteit (als gevolg van landgebruik) bij het borstelen hangt vrijwel volledig samen met de toegerekende betonproductie als gevolg van versnelde slijtage aan verhardingen. Voor alle pakketten geldt dat de bijdrage van de afschrijving van materialen gering is. De hoogste bijdrage is bij werkpakket met borstelmachines (± 1 %). Hierin is de slijtage van de borstels de bepalende factor. De tabel op de volgende pagina vormt een zwaartepuntsanalyse en geeft aan welke procentuele bijdrage de belangrijkste processen hebben per werkpakket. De bijdragen zijn gebaseerd op een gesommeerde milieueffectscore (zie bijlage 3, weegmethode 1).

29


tabel 5. Bijdrage van individuele processen aan milieuscore van werkpakketten (klasse 2, weinig obstakels) in procenten proces

werkpakket 1: chemisch emissie glyfosaat 96,2 productie glyfosaat 0,4 productie van 2,4 brandstoffen incl. verbranding emissie stortplaats 0 productie 0 betontegels productie 0 drinkwater afschrijving < 0,1 materialen overig 1

werkpakket 2a: borstelen/ maaien 0 0 38,2

werkpakket 2b: borstelen/ chemisch 17,2 0,2 28,8

werkpakket 3: heet water

werkpakket 4: branden

0 0 98,1

0 0 98,4

41,2 18,1

33,4 19,6

0 0

0 0

0

0

0,4

0

0,6

0,5

0,1

0,5

1,9

0,3

1,4

1,1

Ter illustratie van de gevolgen van het toepassen van weegfactoren, zijn een aantal rekenexercities gedaan (zie bijlage 3). Deze gewogen profielen worden in deze studie echter niet gebruikt voor het trekken van conclusies. Ze geven wel een beeld van de consequenties van het gebruik van expliciete milieu-prioriteiten. Zowel op landelijk als op gemeentelijk niveau worden dergelijke expliciete prioriteitenlijstjes toegepast. Het is van belang om bij de presentatie van resultaten altijd een uitermate transparante beschrijving van de gebruikte prioriteiten weer te geven.

30


Gevoeligheidsanalyse 1.

emissiescompartiment glyfosaat

In onderstaand figuur, te vergelijken met figuur 3, is aangegeven wat er gebeurt met de milieueffectscores indien verondersteld wordt dat glyfosaat voor 100% in de bodem zou zijgen. In het basisscenario is uitgegaan van 50% inzijging in de bodem en 50% afspoeling via de riolering. figuur 4a Gevoeligheid voor emissiecompartiment van glyfosaat (genormaliseerde effectscores)

Chemisch Borstelen/maaien

Biodiversiteit

Lifesupport

Vermesting

Verzuring




Humane toxiciteit

Smogvorming

Ozonlaagaantasting

Broeikaseffect


Borstelen/chemisch Heet water Branden

Voor het werkpakket met chemische bestrijding is het veronderstelde emissiecompartiment van glyfosaat van wezenlijk belang. Indien glyfosaat hoofdzakelijk in de bodem resp. grondwater terecht komt, zal de score bij ecotoxiciteit veel lager komen te liggen. De scores voor de ecotoxiciteitthema’s zijn dan ongeveer een factor 100 kleiner en het totale milieuprofiel van dit werkpakket (hetzij genormaliseerd, hetzij gewogen) zou veruit het beste zijn omdat het dan voor alle LCA-thema’s de laagste effectscore heeft. De score voor het thema terrestrische ecotoxiciteit neemt slechts in geringe mate toe indien glyfosaat volledig naar de bodem wordt geëmitteerd. Dit hangt samen met de relatief lage karakteriseringsfactor voor dit thema in vergelijking met aquatische ecotoxiciteit. De bezwaarlijkheid van glyfosaat voor bodemorganismen is dan ook kleiner dan voor aquatisch organismen. Voor een uitgebreide beschrijving van de karakteriseringsfactoren wordt verwezen naar [11]. Uitgangspunt op basis van literatuurinformatie is echter dat glyfosaat in de meeste gevallen afspoelt naar riolering respectievelijk oppervlaktewater. Overigens dient hiermee niet gesuggereerd te worden dat volledige inzijging van glyfosaat naar de bodem een te verdedigen verbeteroptie is. Uit de studie naar lokale risico’s voor bodemorganismen (zie hierna in paragraaf B3) blijkt dat de emissie van glyfosaat tot nadelige effecten kan leiden. Voor andere stoffen in het onkruidbestrijdingsmiddel kon het risico voor bodemorganismen door een gebrek aan gegevens niet bepaald worden. Merk tenslotte op dat bij deze gevoeligheidsanalyse de hoge scores voor het werkpakket met branders evidenter wordt. Zoals eerder toegelicht hangt dit samen met het gebruik van LPG als brandstof.

31


2.

streefkwaliteit van het straatbeeld

In onderstaand figuur, te vergelijken met figuur 3, is aangegeven wat er gebeurt met de milieueffectscores indien verondersteld wordt dat men streeft naar een lagere streefkwaliteit (klasse 3) van het straatbeeld. Zie tabel 2 voor een verklaring van de streefbeelden. Op voorhand was verwacht dat de wens voor een schoner straatbeeld zou leiden tot een lagere milieubelasting omdat dan weliswaar meer behandelingen nodig zijn maar dat deze minder intensief van aard zijn. figuur 4b Gevoeligheid voor streefkwaliteit van het straatbeeld (genormaliseerde effectscores voor behandeling volgens beeldkwaliteit 3)

Chemisch

Biodiversiteit

Lifesupport

Vermesting

Verzuring




Humane toxiciteit

Smogvorming

Ozonlaagaantasting

Broeikaseffect


Borstelen/maaien Borstelen/chemisch Heet water

De gewenste kwaliteit van het straatbeeld (klasse 2 of 3, resp. zeer geringe of geringe onkruidbegroeiing) is van invloed op de hoogte van de milieueffectscores van de werkpakketten. Bij chemische bestrijding is het milieuprofiel ruwweg hetzelfde indien gestreefd wordt naar een klasse 3 straatbeeld. Weliswaar is het verbruik aan glyfosaat per behandeling groter maar dit wordt gecompenseerd doordat met een halve behandeling minder kan worden volstaan. Bij het gebruik van heet water gebeurt iets vergelijkbaars. De emissies door verbranding van brandstoffen zijn weliswaar hoger indien gestreefd wordt naar klasse 3 (lagere productiviteit) maar de lagere toepassingsfrequentie zorgt er dan voor de milieueffectscores per saldo vrijwel gelijk blijven (zie bijlage 2 voor de exacte waarden). De invloed is het grootste voor de werkpakketten waarbij geborsteld wordt. Indien klasse 3 acceptabel wordt geacht, neemt de productiviteit af (relatief meer brandstofverbruik) en ontstaat er meer afval (meer uitloging uit stortplaatsen). Dat zorgt ervoor dat de milieueffectscores bij ecotoxiciteit en humane toxiciteit per saldo slechter zijn. Het verschil is ongeveer een factor 3-6. Uitgangspunt hierbij is wel dat het aantal behandelingen per jaar gelijk blijft. Het verschil met het basisscenario zit vooral in het aantal veegrondes. Bij een klasse 3 streefbeeld zal vaker geveegd moeten worden omdat meer onkruid wordt weggeborsteld.

32


Het werkpakket met een branderunit is niet geschikt voor een streefbeeld met geringe onkruidbegroeiing en valt dus buiten deze vergelijking. 3.

Hoeveelheid obstakels

In onderstaand figuur, te vergelijken met figuur 3, is aangegeven wat er gebeurt met de milieueffectscores indien verondersteld wordt dat het aantal obstakels op de verharding veel groter is. In sectie A1 van hoofdstuk 2 is dit toegelicht. Hier werd op voorhand verwacht dat de milieubelasting toeneemt indien meer obstakels aanwezig zijn op de verharding. De productiviteit neemt dan immers af (minder m2/uur) en er dient meer handmatige onkruidbestrijding plaats te vinden. figuur 4c Gevoeligheid voor hoeveelheid obstakels (genormaliseerde effectscores)

Chemisch Borstelen/maaien

Biodiversiteit

Lifesupport

Vermesting

Verzuring




Humane toxiciteit

Smogvorming

Ozonlaagaantasting

Broeikaseffect


Borstelen/chemisch Heet water Branden

Net als het nagestreefde straatbeeld, heeft de aanwezigheid van obstakels op het trottoir invloed op de milieuprofielen van de werkpakketten. Bij chemische bestrijding nemen alle milieueffectscores toe doordat de productiviteit afneemt (hoger brandstofverbruik) en het glyfosaatverbruik hoger is. Er dient immers vaker met een spuitlans gewerkt te worden hetgeen een hoger verbruik oplevert. De toename van de scores bedraagt ongeveer een factor 1,25 – 2. Bij borstelen nemen de meeste effectscores licht af doordat de borstelmachine minder ingezet wordt en daarmee samenhangende ingrepen (m.n. brandstof) afnemen. Het toenemende gebruik van de bosmaaier rondom obstakels heft dit effect niet op. Bij borstelen in combinatie met chemische bestrijding nemen de effectscores voor ecotoxiciteit sterk toe (factor 3 –4) omdat door de toename van het aantal obstakels er meer glyfosaat gebruikt gaat worden (spuitlans). Bij het gebruik van heet water leidt productiviteitsverlies eveneens tot hogere effectscores. De toename bedraagt ongeveer een factor 1,3. Hetzelfde beeld is ook van toepassing op het werkpakket met branderunits en ook hier nemen de scores toe met ongeveer een factor 1,3.

33


34


Deel B: Resultaten overige aspecten B.1. Kosten Op basis van interviews en literatuurinformatie zijn kostengegevens verzameld. De kosten zijn toegerekend naar de functionele eenheid dus het aantal toepassingsfrequenties is hierin verwerkt. Beschouwd zijn de totale directe kosten dus materialen, brandstof, hulpstoffen, arbeid, etcetera. Indirecte kosten zijn apart opgenomen voor zover deze konden worden gekwantificeerd. Het bleek zeer moeilijk om voor de kosten onderscheid te maken tussen de gewenste kwaliteit van het straatbeeld en het aantal obstakels zoals dat in de LCA-studie wel is gebeurd. Veelal zijn de kosten aangegeven in ranges of is onduidelijk op welke situatie de kosten betrekking hadden. De belangrijkste informatiebronnen voor de directe kosten waren [4], [16], [18]. [19] en [25]. De indirecte kosten door chemische bestrijding zijn geschat met behulp van gegevens van de VEWIN [20]. De schatting is dat de drinkwaterbedrijven jaarlijks circa 53,6 miljoen gulden (24,3 miljoen euro) extra kosten hebben voor de verwijdering van bestrijdingsmiddelen. Er zijn aanwijzingen dat de niet-landbouw bestrijdingsmiddelen voor een onevenredig deel verantwoordelijk zijn voor de vervuiling van oppervlaktewater. In een praktijkgeval in de Bommelerwaard bleek 75% van de oppervlaktewatervervuiling afkomstig van de in het gebied gebruikte niet-landbouw bestrijdingsmiddelen op verhardingen en met name glyfosaat [17]. In deze studie is aangenomen dat 75% van de bestrijdingkosten door deze groep wordt bepaald. In totaal wordt door overheden, NS, bedrijven en particulieren ongeveer 81000 kilogram actieve stof gebruikt voor onkruidbestrijding op verhardingen [1] en [26]. Dit zou neerkomen op een indirecte kostenpost van €225 per kilogram actieve stof per jaar. Extrapolatie van deze gegevens naar de verbruikshoeveelheden in de functionele eenheid (gemiddeld 1,4 kg glyfosaat per hectare waarvan 50% daadwerkelijk afspoelt) geven een geschatte indirecte kosten van €0,016 per m2 per jaar. De VEWIN heeft berekend dat een gemiddeld waterproductiebedrijf in een gemiddeld jaar ongeveer €45 per kilogram bestrijdingsmiddel extra kosten heeft. Dit bedrag is toegerekend aan bestrijdingsmiddelen die in Nederland via verhardingen naar het oppervlaktewater worden geëmitteerd. Extrapolatie naar de gebruikte hoeveelheid in de functionele eenheid leidt tot indirecte kosten van €0,005 per m2 per jaar. De onzekerheden omtrent beide schattingen zijn vanzelfsprekend groot. Hier wordt het gemiddeld als gegeven aangehouden, dus €0,01 per m2 per jaar. De indirecte kosten door slijtage aan verhardingen (borstelen) zijn afgeleid van dezelfde aanname als die in de LCA-studie. Dat wil zeggen een extra vervanging van tegelverhardingen na 30 jaar in plaats van de volledige levensduur van 40 jaar. De kosten hiervan zijn afkomstig uit [5]. Aangenomen wordt dat de kosten per m2 (beton)tegelverharding €17,76 bedragen. Hierin zijn verwerkt de arbeidskosten en materiaalkosten voor uitzetten en profilering van zandbedden, plaatsen van tegels, invegen en aftrillen. Voor de plaatsing van opsluitband en trottoirband gaat men uit van €4,65 resp. €12,48 per strekkende meter. Extrapolatie met de gegevens uit hoofdstuk 2 (deel A1), en een gemiddeld aantal obstakels, leidt tot een prijs van €20.539 per 1000 m2. Als de slijtage wordt toegerekend aan 90 borstelbehandelingen (in 30 jaar), worden de kosten per behandeling ± €0,05 per m2. In [24] is aangegeven dat regulier onderhoud eveneens elke tien jaar plaatsvindt. Als dat het geval is, dan hoeven alleen de materiaalkosten en een deel van de arbeidskosten (aanname: 50%) toegerekend te worden. De kosten per behandeling zouden dan ± €0,03 per m2 zijn. Met dit laatste getal is rekening gehouden voor de conclusies van deze studie. In onderstaande tabellen zijn de kosten per werkpakket aangegeven. Tabel 6 geeft de kosten per behandeling in (euro)centen aan. Deze tabel is opgenomen omdat de kosten per behandeling voor veel betrokkenen een herkenbare grootheid vormen.

35


Tabel 7 is hiervan afgeleid maar drukt de kosten uit in eurocent per functionele eenheid. Dit is gedaan door de geschatte kosten per behandeling te vermenigvuldigen met de geschatte toepassingsfrequentie uit tabel 4. Er zijn geen kosten gerelateerd aan een klasse 3 streefbeeld omdat de meerkosten hiervoor wegvallen tegen de onzekerheid in de kostengegevens. Als de kosten zijn aangegeven in een range, mag verondersteld worden dat de hoogste kosten gepaard gaan met een relatief laag productiviteit (bijvoorbeeld doordat een groot aantal obstakels aanwezig was). Andersom mag verondersteld worden dat de laagste kosten in de range gepaard gaan met een hoge productiviteit. tabel 6 Kosten van werkpakketten in eurocent per m2 per behandeling (gebaseerd op klasse 2 streefbeeld) Werkpakket Directe kosten Indirecte kosten 1. chemisch 0,9 – 3,6 0,4 2a. borstelen + bosmaaier 5,5 – 6,8 (+2 voor vegen incl. afval1) 3,2 2b. borstelen + chemisch 5,9 – 7,3 (+2 voor vegen incl. afval1) 3,6 (incl. 0,4 voor verwijdering glyfosaat) 3. heet water 13,6 – 22,7 4. branden 3,6 – 4,5 1 Gegeven de aanname voor de afvalproductie door werkpakket 2a en 2b en een geschat storttarief van €113,- per ton, zijn de afvalkosten circa 0,7 eurocent per m2. tabel 7 Kosten van werkpakketten in eurocent per m2 per jaar (gebaseerd op klasse 2 streefbeeld) Werkpakket Directe kosten Indirecte Aantal behandelingen per kosten jaar 1. chemisch 2,3 – 9 1 2,5 2a. borstelen + bosmaaier 18,5 – 22,4 9,6 3 2b. borstelen + chemisch 19,7 – 23,9 10,8 3 3. heet water 34 – 56,8 2,5 4. branden 14,4 – 18 4 De onzekerheid rond de directe kosten is betrekkelijk gering. Meerdere bronnen komen tot de genoemde ordegrootte in bedragen. De onzekerheid met betrekking tot de indirecte kosten is wel groot.

B.2. Gebruikersvriendelijkheid Dit aspect is beoordeeld aan de hand van literatuurinformatie en expertise binnen de klankbordgroep. Voor de uitvoerders van onkruidbestrijding zijn verschillende aspecten van belang. Met name worden genoemd stofhinder, geluidhinder, geurhinder en risico’s/persoonlijke veiligheid. Voor de eerste drie aspecten zijn daadwerkelijk beoordelingen opgezet in de tabel. Met betrekking tot risico’s cq. persoonlijke veiligheid is vastgesteld dat dit aspect bij elke methode van belang is maar dat hiervoor doorgaans voldoende maatregelen worden getroffen. Er is dan feitelijk geen onderscheidend vermogen meer tussen de methoden. Tabel 8 geeft een overzicht.

36


tabel 8 Gebruikersvriendelijkheid per werkpakket pakket 1. chemisch

stof +

geluid +

Geur +

2a. borstelmachine + bosmaaier

-

-

+

2b. borstelmachine + chemisch 3. heet water 4. branden

+ -

0 + -

+ + -

++: +: 0: -: --: ?:

potentiële risico’s - afvullen voorraadtank - dampen -vervangen borstels - wegspattende deeltjes - idem 1 en 2a - heet water (90-140 °C) - gastank - hitte branderunit

veel beter dan gemiddeld beter dan gemiddeld gemiddeld slechter dan gemiddeld veel slechter dan gemiddeld onbekend / onvoldoende gegevens

B.3. Plaatselijke hinder en risico Het aspect van plaatselijke hinder voor omwonenden door stof, geluid, stank, etcetera is eveneens beoordeeld aan de hand van literatuurinformatie en expertise binnen de klankbordgroep. In dit geval zijn de aspecten geaggregeerd tot één score. De negatieve bijklank die chemische bestrijding bij sommige burgers heeft, is niet als onderdeel van hinderbeleving meegenomen vanwege het sterk subjectieve karakter. Vanwege de variatie in omstandigheden en daadwerkelijke hinderbeleving door burgers, is deze tabel vooral bedoeld als vingerwijzing voor mogelijke verschillen tussen methoden. Tabel 9 geeft een overzicht. tabel 9 Hinderbeleving per werkpakket Pakket 1. chemisch 2a. borstelmachine + bosmaaier 2b. borstelmachine + chemisch 3. heet water 4. branden ++: +: 0: -: --: ?:

Score 0 -+ -

Toelichting verkeersveiligheid i.v.m. snelheid quad stof en geluid, wegspattende deeltjes stof en geluid, lager dan 2a door ontbreken bosmaaier soms aantasting tuin- en perkplanten, geluidsproductie tractor geluidsproductie werktuigdrager, geurhinder, soms aantasting tuin- en perkplanten

veel beter dan gemiddeld beter dan gemiddeld gemiddeld slechter dan gemiddeld veel slechter dan gemiddeld onbekend / onvoldoende gegevens

In bijlage 5 is integraal de rapportage opgenomen over risico’s van chemische onkruidbestrijding voor organismen in ecosystemen en de werking van rioolwaterzuiveringsinstallaties. Het risico is gedefinieerd als de verhouding tussen de PEC-waarde (Predicted Environmental Concentration) en de NEC-waarde (No Effect Concentration). Bij een PEC/NEC >1 is het mogelijk dat schadelijke effecten optreden, en dient nader onderzoek gedaan te worden naar de concentraties en naar de toxiciteit van de stof. Bij een PEC/NEC < 1 is er geen of een zeer beperkt risico dat schadelijke effecten optreden. Hierbij dient opgemerkt te worden dat de PEC/NEC-waarde slechts een indicatie is van het mogelijk optreden van schadelijke effecten (de PEC/NEC-waarde kan bijvoorbeeld variëren met lokale omstandigheden).

37


Hier worden alleen de belangrijkste resultaten gepresenteerd, namelijk de berekende PEC/NEC-ratio’s voor drie stoffen in een drietal scenario’s (zie tabel 10). In de tekst daaronder worden de belangrijkste onzekerheden van de berekeningen vermeld. Tabel 10a PEC/NEC-ratio’s bij afspoeling via rwzi (scenario 1) Glyfosaat PEC/NEC bij PEC/NEC bij 25% 100% afspoeling afspoeling Zuiveringsslib rwzi 12,6 Oppervlaktewater 8,9 * 10-4

50,4

Bodem

0

8,4

3,8 * 10-3

AMPA PEC/NEC bij 25% afspoeling n.b.

PEC/NEC bij 100% afspoeling n.b.

2,2 * 10-4 n.b.

9,1 * 10-4 0

polyoxyethyleenamine PEC/NEC bij PEC/NEC bij 25% 100% afspoeling afspoeling n.b.

n.b.

0,01

0,04

n.b.

0

Voor zuiveringsslib zijn de PEC/NEC-waarden voor glyfosaat groter dan 1. Volgens scenario 1 is risico voor zuiveringsslib in RWZI's als gevolg van het gebruik van glyfosaat op verhardingen derhalve niet uit te sluiten. Echter, dit is gebaseerd op de "worst case"-aanname dat in (de aanloop naar) de RWZI nog geen glyfosaat is afgebroken. Omdat er geen halfwaardetijden van glyfosaat in het rioolstelsel bekend zijn, kon de gevoeligheid voor deze aanname niet kwantitatief worden bepaald. In dit scenario is aangenomen dat de RWZI loost op groot oppervlaktewater. Sommige RWZI’s lozen echter op relatief klein oppervlaktewater. Wanneer een verdunning van 2 wordt aangenomen in plaats van 44 (zie bijlage 5) is de PEC-waarde hoger. In dat geval zal de PEC/NEC-waarde wel groter dan 1 zijn, en is risico voor het oppervlaktewater niet uit te sluiten. De mate van verdunning van effluent in oppervlaktewater bepaalt dus sterk de uitkomst van de risicoschatting in scenario 1. Voor AMPA en polyoxyethyleenamine geldt dit niet. Hier blijft de PEC/NEC-ratio kleiner dan 1. Indien glyfosaat voor 75% inzijgt in de bodem, ontstaat daardoor een risico voor bodemorganismen. Voor AMPA en polyoxyethyleenamine kan hiervoor geen uitspraak worden gedaan door een gebrek aan voldoende exotoxicologische gegevens. Tabel 10b PEC/NEC-ratio’s bij afspoeling naar groot oppervlaktewater (scenario 2) Glyfosaat PEC/NEC bij PEC/NEC bij 25% 100% afspoeling afspoeling

AMPA PEC/NEC bij PEC/NEC bij 100% 25% afspoeling afspoeling

polyoxyethyleenamine PEC/NEC bij PEC/NEC bij 25% 100% afspoeling afspoeling

Oppervlaktewater

8,9 * 10-4

3,8 * 10-3

2,2 * 10-4

9,1 * 10 –4

0,12

0,49

Bodem

8,4

0

n.b.

0

n.b.

0

Door de grote mate van verdunning is er een minimaal risico dat de stoffen een ecotoxicologisch effect hebben in grote oppervlaktewateren zoals rivieren. Dit is wel gebaseerd op een homogene verdeling van de stoffen. In de mengzone (de zone waar de initiële emissie plaats vindt) kan sprake zijn van een tijdelijke piekconcentratie die wel tot daadwerkelijke risico’s leidt. Verder leidt de geschatte concentratie van glyfosaat ertoe dat de drinkwaternorm van 0,1 µg/l wordt overschreden. Er is een grote overeenkomst met de waarden uit tabel 10a omdat in scenario 1 is aangenomen dat het effluent van de rwzi op een groot oppervlaktewater wordt geloosd en aangenomen is dat de omzetting van glyfosaat in de zuivering 0% bedraagt.

38


Tabel 10c PEC/NEC-ratio’s bij afspoeling naar klein oppervlaktewater (scenario 3) Glyfosaat PEC/NEC bij PEC/NEC bij 25% 100% afspoeling afspoeling

AMPA PEC/NEC bij PEC/NEC bij 25% 100% afspoeling afspoeling

Polyoxyethyleenamine PEC/NEC bij PEC/NEC bij 25% 100% afspoeling afspoeling

Oppervlaktewater

3,5

14

0,85

3,4

446

1.785

Bodem

8,4

0

n.b.

0

n.b.

0

Bij afspoeling in kleine oppervlaktewateren zijn alle PEC/NEC-waarden (veel) groter dan 1. Een risico voor aquatische organismen is niet uit te sluiten en zelfs waarschijnlijk. Met name is dit van toepassing op de emissie van polyoxyethyleenamine en, in mindere mate, glyfosaat. De mate van afbraak van deze stoffen is hierbij echter wel van belang. Bij een DT50 (tijd waarin 50% van de stof afbreekt en/of omgezet wordt) van glyfosaat van ongeveer 20 dagen is na 80 dagen sprake van een onderschrijding van de NEC-waarde. De overschrijding van de NEC-waarde in scenario 3 zal derhalve enkele maanden kunnen aanhouden. Bij afvoer van regenwater naar kleine watermassa's (zoals sloten, grachten) is risico voor aquatische organismen als gevolg van de vorming van AMPA niet uit te sluiten. Indien een halfwaardetijd voor AMPA wordt verdisconteerd, zal de PEC/NEC-ratio afhankelijk van de mate van afspoeling na enkele weken onder de 1uitkomen. Een groter risico wordt gevormd door de afspoeling van polyoxyethyleenamine. Zelfs indien een halfwaardetijd wordt verdisconteerd, blijft de PEC/NEC-ratio groter dan 1. Een belangrijke variabele in scenario 3 is de verhouding “behandeld oppervlak/slootvolume” gesteld op 10 ha/20000 m3. Indien een 10 keer zo lage ratio wordt aangehouden, is er voor glyfosaat nauwelijks overschrijding van de NEC-waarde en voor AMPA in het geheel niet. Voor polyoxyethyleenamine blijft de overschrijding plaatsvinden maar is de mate van overschrijding wel kleiner. Dit gegeven bevestigt de grote afhankelijkheid van risico-schattingen voor specifieke lokale omstandigheden. Monitoringgevens van glyfosaat in kleine gemeentelijke oppervlaktewateren bevestigen dat overschrijding van de NEC-waarde sterk lokaal gebonden is. De monitoringgegevens komen overigens qua ordegrootte goed overeen met de geschatte piekconcentraties in de tijd na de toediening van glyfosaat. In alle scenario’s geldt dat voor de bodem de PEC/NEC-waarde van glyfosaat groter is dan 1 wanneer het merendeel van het regenwater (75%) naar de bodem infiltreert. Het gebruik van glyfosaat op verhardingen kan derhalve een risico vormen voor terrestrische organismen. Glyfosaat wordt in de bodem relatief langzaam afgebroken (halfwaardetijd 32 dagen). De overschrijding van de NEC-waarde kan dus meerdere maanden aanhouden. Voor alle scenario’s geldt dat risicoschattingen voor AMPA en polyoxyethyleenamine niet altijd mogelijk waren doordat toxiciteitsgegevens ontbraken.

39


40


5.

CONCLUSIES

Uit de LCA-studie: •

Binnen alle beschouwde LCA-thema’s bestaan er grote verschillen per werkpakket

•

Voor vijf LCA-thema’s is het werkpakket met branders het ongunstigst, voor vier LCAthema’s het werkpakket met borstelmachine, voor twee LCA-thema’s het werkpakket met chemische bestrijding en voor één LCA-thema het werkpakket met heet water

•

Een eenduidige milieupreferente voorkeur voor één van de beschouwde werkpakketten is niet mogelijk maar is afhankelijk van de prioriteit die aan de LCA-thema’s wordt gegeven

•

Ten opzichte van de totale milieubelasting in Nederland, is in deze studie het relatieve belang van het LCA-thema ecotoxiciteit (zoet water en sediment) het grootst

•

Het relatieve belang van LCA-thema’s uitputting grondstoffen, broeikaseffect, smogvorming, terrestrische ecotoxiciteit, verzuring en vermesting is kleiner

•

Het relatieve belang van de thema’s ozonlaagaantasting, humane toxiciteit, life support functie en biodiversiteit is zeer gering

•

Bij het LCA-thema ecotoxiciteit (zoet water en sediment) is het werkpakket met chemische bestrijding de slechtste optie

•

De LCA-thema’s uitputting grondstoffen, broeikaseffect, smogvorming, terrestrische ecotoxiciteit, verzuring en vermesting worden vooral bepaald de ingrepen die samenhangen met productie en gebruik van brandstoffen. Het werkpakket met branders heeft daarin doorgaans de hoogste milieubelasting

•

Het initiële emissiecompartiment (water/bodem) van glyfosaat is van belang voor het thema ecotoxiciteit. Bij een volledige intiële emissie naar de bodem heeft het werkpakket met chemische bestrijding voor alle LCA-thema’s de laagste score

•

De nagestreefde kwaliteit van het straatbeeld heeft slechts geringe invloed op de milieueffectscores, met uitzondering van het werkpakket met borstelmachine. Hier nemen de scores voor met name ecotoxiciteit fors toe

•

De hoeveelheid obstakels op trottoirs heeft invloed op alle milieueffectscores (25-35% toename), met uitzondering van het werkpakket met een borstelmachine. Hier nemen de scores licht af. Indien naast het borstelen met chemische bestrijding wordt gewerkt rondom obstakels, neemt de score voor ecotoxiciteit echter juist fors toe

Uit de risico-beoordeling: •

De resultaten uit de risico-beoordeling vormen een aanvulling op de generieke analyse die in de LCA-studie is verricht

•

De berekende blootstellingsconcentraties komen goed overeen met gemeten waarden in de praktijk

•

Het ecotoxicologisch risico van glyfosaat, ampa en polyoxyethyleenamine voor organismen in grote rivieren is minimaal

41


•

Voor glyfosaat wordt in grote rivieren een overschrijding van de drinkwaternorm berekend

•

Het ecotoxicologisch risico van glyfosaat, ampa en polyoxyethyleenamine voor organismen in kleine oppervlaktewateren (sloten/grachten) is zeker niet uit te sluiten. Dit geldt met name voor glyfosaat en polyoxyetheyleenamine

•

De risico’s voor de goede werking van rioolwaterzuiveringsinstallaties konden alleen voor glyfosaat worden bepaald. Er is berekend dat een risico voor de goede werking van de rwzi niet uit te sluiten is maar dat deze afhangt van het gedrag van glyfosaat in het rioolstelsel

•

Voor de risico-beoordeling geldt dat door het gebrek aan (toxiciteits)gegevens en de noodzaak van een aantal aannamen een grote onzekerheidsmarge in de uitkomsten aanwezig is

Uit de kostenanalyse: •

De directe kosten van chemische onkruidbestrijding zijn het laagst

•

De directe kosten van het werkpakket met heet water zijn het hoogst

•

De directe kosten van de overige werkpakketten zijn vergelijkbaar en nemen een middenpositie in

•

De indirecte kosten van de werkpakketten met borstelen en chemische bestrijding zijn het hoogst maar deze inschatting bevat wel een forse onzekerheidsmarge

Uit de gebruikersvriendelijkheid-analyse: •

De werkpakketten met chemische bestrijding en heet water hebben het meest gebruikersvriendelijke karakter

•

Het werkpakket met branderunit is het minst gebruikersvriendelijk

•

Beide bovengenoemde conclusies zijn niet gebaseerd op eventuele risico’s voor de persoonlijke veiligheid. De aanname is dat er door het nemen van treffende maatregelen, er geen onderscheid tussen de werkpakketten op dit gebied is

Uit de analyse van plaatselijke hinder voor burgers:

•

Het werkpakket met heet water levert de minste hinder op voor burgers

•

De werkpakketten met borstelmachine en branderunit leveren de meeste hinder op

42


6.

KANTTEKENINGEN

6.1 Leemten in kennis Bij de kwantificering van aspecten die van belang kunnen zijn voor de LCA-studie, is een aantal leemten in kennis gevonden. De belangrijkste worden hieronder kort besproken. • Het gebruik van materialen voor het onderhoud van machines en apparatuur (smeermiddelen en dergelijke) is onbekend. Doordat deze aspecten niet zijn meegenomen in de LCA, levert dit een onderschatting op van de milieubelasting; • Bij de chemische bestrijding zijn er belangrijke leemten in kennis namelijk het gedrag van glyfosaat nadat deze is toegepast (de mate van afspoeling), de gebruikte oppervlakte actieve stof en de karakteriseringsfactor voor de metaboliet van glyfosaat (ampa). Met betrekking tot het eerste aspect kan niet worden vastgesteld of dit tot een onderschatting of een overschatting van de milieubelasting leidt. Van de twee andere aspecten kan gesteld worden dat het gebrek aan gegevens hier leidt tot een onderschatting van de berekende milieubelasting. De gebruikte oppervlakte-actieve stof (polyoxyethyleenamine) is naar verwachting mogelijk zelfs milieubezwaarlijker dan glyfosaat. Overigens zijn formuleringen waarin deze stof voorkomt, niet meer toegelaten en wordt tegenwoordig een andere (onbekende) stof toegepast. Van ampa is bekend dat de het persistenter is dan glyfosaat. Anderzijds heeft het naar verwachting een lagere milieubezwaarlijkheid, hoewel hier door een gebrek aan gegevens nog onduidelijkheid over bestaat; • Eveneens bij chemische bestrijding bestond er onvoldoende inzicht in de milieubelasting als gevolg van extra zuiveringstechnische maatregelen die drinkwaterbedrijven moeten treffen om glyfosaat en/of ampa uit hun grondstof (oppervlaktewater) te verwijderen. Het niet meenemen van dit aspect leidt tot een onderschatting van de berekende milieubelasting; • Bij de heet water methode is onduidelijk of de stijgende productiviteit zal leiden tot een lager energieverbruik. Vooralsnog is de verwachting dat het energieverbruik alleen zal afnemen indien de hoeveelheid water per m2 afneemt bijvoorbeeld door het gebruik van detectieapparatuur; • Het gebruik van drinkwater bij de heet water methode leidt niet tot een hoge milieubelasting maar de potentiële effecten op verdroging en uitputting op schaarse grondstoffen (zoet water) zijn hierin niet meegenomen; • Bij met name het borstelen is de niet brandstof-gerelateerde stofemissie aanzienlijk. Deze stofemissie is in de LCA niet gekwantificeerd door gebrek aan gegevens. Dit leidt tot een onderschatting van de berekende milieubelasting, met name voor het LCA-thema humane toxiciteit; • Er bestond onduidelijkheid over de mate van slijtage aan verhardingen door het gebruik van borstelmachines. De inschatting in deze studie is mogelijk een onderschatting. Voor al deze punten geldt de aanbeveling van nader onderzoek om de kwaliteit van de LCA-studie verder te verbeteren.

6.2 Verbeteropties Voor alle onkruidbestrijdingsmethoden geldt dat er optimalisatiemogelijkheden zijn om de milieubelasting te verminderen. In deze studie is uitgegaan van de huidige stand der techniek. De eventueel lagere milieubelasting door optimalisatie kan momenteel niet met voldoende betrouwbaarheid worden gekwantificeerd. Wel is het mogelijk om met de inzichten uit deze studie aan te geven wat mogelijke opties zijn om het milieuprofiel van de werkpakketten te verbeteren: • Werkpakket 1 (chemische bestrijding): vermijden van glyfosaat-emissie naar oppervlaktewater;

43


• • • •

Werkpakket 2a (borstelen/bosmaaier): vermindering van het brandstofverbruik, andere wijze van afvalverwerking en vermindering van slijtage aan verhardingen; Werkpakket 2b: (borstelen/chemisch): idem werkpakket 1 en 2a; Werkpakket 3 (heet water): vermindering van de hoeveelheid heet water per vierkante meter verharding; Werkpakket 4 (brander): vermindering van het brandstofverbruik en verbetering van de effectiviteit waardoor de toepassingsfrequentie kan dalen.

Let wel: er zijn ongetwijfeld meer verbeteropties denkbaar maar bovengenoemde zullen de meeste invloed hebben op de gevonden milieuprofielen uit de LCA-studie (zie ook de zwaartepuntsanalyse in tabel 5). Tevens laat dit onverlet dat bepaalde verbeteropties kunnen leiden tot negatieve bij-effecten die niet in de LCA zijn meegenomen.

6.3 Kwaliteit van de LCA-studie Tenslotte wordt hier expliciet stilgestaan bij de kwaliteit van de LCA in relatie tot kwaliteitsnormen die daaraan gesteld worden. Om een volledige LCA (conform ISO 14040: internationale norm voor de uitvoering van LCA) uit te voeren is veel tijd en zijn veel gegevens nodig. Zo is in een ISO 14040-conforme (vergelijkende) LCA onder meer een zogenaamde ‘peer review’ vereist, waarbij een onafhankelijk instituut met voldoende kennis van LCA-studies de uitvoering van de LCA op haar merites beoordeelt. Die stap is in deze studie achterwege gelaten. Wel is tijdens de studie aan een aantal belanghebbenden buiten de klankbordgroep de mogelijkheid geboden om opmerkingen bij de uitgangspunten te plaatsen. Deze opmerkingen zijn weergegeven in §5.4. De kwaliteit van de inventarisatie-gegevens in deze studie is goed te noemen. Er is in de loop van deze studie een fors aantal informatiebronnen geraadpleegd. Voor vrijwel alle gebruikte gegevens zijn twee of meer bronnen beschikbaar. Bovendien was de spreiding in gegevens betrekkelijk gering en voldeden vrijwel alle gegevens aan de criteria voor gegevenskwaliteit zoals die genoemd zijn in paragraaf A2 van hoofdstuk 2. Wel zijn er, zoals bij elke LCA-studie, leemten in kennis geïdentificeerd (zie §5.1) die van belang kunnen zijn voor de uitkomsten van deze studie. Deze constatering vormt eventueel een vertrekpunt voor gericht nader onderzoek naar de invulling van witte vlekken in de gegevens. Zoals in vrijwel elke LCA-studie is het onverstandig om uitspraken te doen over (milieu)voorkeuren zonder deze in de goede context te plaatsen. De resultaten uit deze studie zijn niet zonder meer te vertalen naar bijvoorbeeld onkruidbestrijding op bedrijventerreinen of rondom (spoor)wegen en geven hooguit een eerste indicatie voor deze terreinen. Met name de eerstgenoemde is een belangrijke doelgroep omdat op en rond bedrijventerreinen naar schatting 1/3 van alle onkruidbestrijdingsmiddelen voor verhardingen wordt toegepast [20]. Met andere woorden, de gegeven milieuprofielen zijn van toepassing op een gegeven functionele eenheid, op gegeven systeemgrenzen en op gegeven aannamen bij de inventarisatie. Deze kaders zijn zo helder en transparant mogelijk weergegeven en dienen bij de presentatie van resultaten immer in beeld te worden gebracht.

6.4 Opmerkingen van externe belanghebbenden Teneinde het draagvlak voor deze studie zo groot mogelijk te laten zijn, is in de eindfase van het onderzoek aan een aantal externe belanghebbenden gevraagd om te reageren op de tot dan toe opgedane bevindingen. Deze paragraaf geeft aan welke organisaties benaderd zijn, wat (samengevat) hun opmerkingen waren en hoe deze eventueel in het onderzoeksrapport zijn verwerkt.

44


Concept-eindrapporten zijn met een verzoek om reactie verstuurd aan: • De Punt Diepenveen bv (uitvoerder van onkruidbestrijding met diverse methoden); • Jongerius bv (leverancier van apparatuur voor onkruidbestrijding); • Monsanto Nederland bv (leverancier van chemische onkruidbestrijdingsmiddelen); • Waterkracht bv (leverancier van apparatuur voor onkruidbestrijding, met name voor de toepassing van heet water). Van De Punt Diepenveen is een reactie ontvangen waarin, naast tekstuele opmerkingen, een vijftal inhoudelijke punten zijn opgemerkt: 1. Waarom neemt het verbruik van glyfosaat toe terwijl de spuitmethode aanmerkelijk verbeterd is?; 2. Er is behoefte aan een instrument waarmee uiteindelijk de meest geschikte methode van onkruidbestrijding bepaald kan worden; 3. Uit het rapport kan afgeleid worden dat door te streven naar meer inzijging in de bodem, de milieubelasting van chemische onkruidbestrijding verminderd kan worden; 4. Eén andere verbeteroptie zou er uit kunnen bestaan dat bij de gunning van een onkruidbestek ook de verwachte (verminderde) milieubelasting een rol gaat spelen zodat ondernemers meer worden aangemoedigd om milieugerichte verbeteringen door te voeren; 5. De vraag is of afstroming via een gescheiden rioolstelsel verantwoord is, gegeven de verontreinigingen in afstromend hemelwater afkomstig van met name het verkeer. De punten 1 en 3 hebben geleid tot tekstuele aanpassingen. De overige punten zijn ter kennisneming genoteerd. Met betrekking tot punt 5 kan nog opgemerkt worden dat over het algemeen bij het zgn. “afkoppelen van verhard oppervlak” rekening wordt gehouden met de verkeersintensiteit. Straten met druk autoverkeer blijven daarbij aangesloten op de rioolwaterzuiveringsinstallatie, en alleen rustige straten lozen direct op het oppervlaktewater. Overigens heeft deze overweging voor de karakterisering van glyfosaat geen gevolgen omdat er geen signalen zijn dat er sprake is van een substantiële verwijdering/omzetting van glyfosaat in een rioolwaterzuiveringsinstallatie. Door Jongerius is aangegeven dat er geen onvolkomenheden in het rapport zijn aangetroffen. Van Monsanto is een uitgebreide reactie ontvangen. De meeste opmerkingen hadden betrekking op de duidelijkheid van de tekst. Inhoudelijk is met de name gereageerd op de aannamen bij de bepaling van de lokale risico’s. Een aantal aspecten zijn met name van belang: 1. het feit dat polyoxyethyleenamine niet meer als oppervlakte-actieve stof (Monsanto: ‘uitvloeier’) wordt toegepast. Er wordt een andere stof toegepast met een, volgens Monsanto, lagere aquatische cotoxiciteit. Voor de LCA-studie heeft dit geen gevolgen voor de resultaten. Voor de bepaling van de lokale risico’s kan het betekenen dat de resultaten van deze specifieke stof inmiddels achterhaald zijn; 2. volgens Monsanto wordt met een grof modelsysteem gewerkt. Dit klopt ook. De studie is bedoeld om een indicatie te geven van de mogelijke risico’s in verschillende milieucompartimenten. Daarnaast zijn gevoeligheidsanalyses uitgevoerd die aangeven dat ook bij best case inschatting er nog risico’s kunnen optreden. De studie naar lokale risico’s blijft echter een modelmatige benadering die nimmer zonder meer naar daadwerkelijke praktijksituaties kan worden vertaald; 3. het feit dat voorspelde concentraties in het milieu (acute PEC) worden vergeleken met toxiciteitsgegevens uit langdurige experimenten (chronische NEC) is volgens Monsanto een fundamentele fout. Uit de studie blijkt echter ook dat voorkomende concentraties aan glyfosaat in oppervlaktewateren zeer constant kunnen zijn, onder meer door de lange halfwaardetijd. De voorspelde concentraties, die goed overeenkomen met de gemeten waarden, zijn derhalve ook goed te vergelijken met chronische effectconcentraties; 4. er zijn volgens Monsanto nog andere toxiciteitsgegevens van glyfosaat. Na bestudering van deze waarden is besloten deze gegevens toe te voegen aan de eerder gebruikte gegevens. Het gevolg hiervan is dat de NEC-waarde voor oppervlaktewater is aangepast (i.c. verhoogd). Voor het overige hebben de vragen en opmerkingen van Monsanto geleid tot tekstuele aanpassingen in het rapport. 45


Tenslotte is door Waterkracht gemeld dat zij het doorgerekende werkpakket met de heet water methode zien als een momentopname van één van de toepasbare methoden (met heet water). Een breder onderzoek naar de verschillende varianten van de heet water methoden is nodig om een goed beeld te verkrijgen van de milieubelasting. Deze opmerking heeft niet geleid tot aanpassingen in het onderzoeksrapport.

46


LITERATUURLIJST [1]

Bakker, L. Uitvoeringsdocument onkruidbestrijding verhard oppervlak. Rijkswaterstaat directie Zuid-Holland, Rotterdam, juni 2001.

[2]

Beltman et al. Afspoeling van amitrol, atrazine en glyfosaat vanaf een betonklinkerverharding. Alterra, Wageningen, 2001.

[3]

Bestrijdingsmiddelendatabank. CTB, Wageningen, 2001 (www.ctb-wageningen.nl).

[4]

Boer, T. de en Trimbos, M. Milieurendementstoets voor onkruidbeheer op verhardingen. IBNDLO en Milieudienst Amsterdam, maart 1997.

[5]

Bouwkosten woningbouw 1999/2000. Misset uitgeverij, 2000.

[6]

Carton L.J. en Mayer, I.S. Naar een afwegingskader voor alternatieve bestrijdingsmethoden in het onderhoud van verhardigen – verslag van een expert validatie in de Group Decision Room. TU Delft, juli 2001.

[7]

Eggels, P.G. en Ven, B.L. van der. Achtergronddata voor de Bouw, een uitwerking in de vorm van een referentie, de VLCA database. TNO-MEP/CREM/DHV-AIB/Intron/IVAM Environmental Research/PRC_Bouwcentrum/TAUW Milieu, Apeldoorn, maart 2000.

[8]

Feber, Maaike le. Production of refined soybean oil and its environmental impact. Chemiewinkel, Universiteit van Amsterdam, 1996.

[9]

E. van Gelder. Caldic Techniek BV/ Lombardini Motoren, Persoonlijke communicatie.

[10]

Guinée, J.B. et al LCA in perspective. CML/bureau B&G/UvA/IVAM Environmental Research/TNO/2-0 LCA consultants, Leiden, mei 2001.

[11]

Huijbregts, M.A.J. Priority assessment of toxic substances in LCA. – Development and application of the multi-media fate, exposure and effect model USES-LCA. IVAM Environmental Research, University of Amsterdam, 1999 (http://www.leidenuniv.nl/interfac/cml/lca2/report.pdf).

[12]

Huijbregts, M.A.J., Koning, A. de, Oers, L. van, Huppes G. en Suh S. Normalisation data for the Netherlands (1997), West-Europe (1995) and the World (1990). CML, Leiden, 2001.

[13]

ISO. International Standard 14040, Environmental management – Life cycle assessment – principles and framework. International Organisation for Standardisation, Geneva, 1997.

[14]

Kortenhoff, A. et al. Rational weed management on hard surfaces – phase 1 Further indentification of objectives and elements that should be part of a DSS and certification system (draft). Plant Research International/Alterra/CLM, Wageningen, januari 2001.

[15]

Kortenhoff, A. Knelpuntanalyse met betrekking tot het terugdringen van gebruik en emissie van chemische bestrijdingsmiddelen door gemeenten op (half)verhardingen – eindrapport fase 1. Plant Research International, Wageningen, oktober 2000.

[16]

Kortenhoff, A. et al. Heetwatertechniek een perspectiefvolle methode voor onkruidbeheer op (half)verhardingen? – Inventarisatie van de huidige kennis en ervaringen. Plant Research International/Alterra/IMAG, Wageningen, feb. 2001.

47


[17]

Merkelbach et al. Belasting van de Afgedamde Maas door bestrijdingsmiddelen en meststoffen – een inventarisatie van probleemstoffen. Alterra, Wageningen, 1999.

[18]

Niemeijer, C.M. en Spijker, J.H. Groenwerk Praktijkboek voor bos, natuur en stedelijk groen – werktuigen. IBN-DLO/Elsevier bedrijfsinformatie/IKC Natuurbeheer/IPC groene ruimte, 1998.

[19]

Onkruidbestrijding op verhardingen – effectiviteitsonderzoek gemeente Veenendaal. EcoConsult, Dieren, november 2000.

[20]

Puijker, L.M., Beerendonk, E.F. en Beek, C.G.E.M. van. Door drinkwaterbedrijven gemaakte kosten als gevolg van bestrijdingsmiddelengebruik – Inventarisatie over de periode 19912000. KIWA, Nieuwegein, oktober 2001.

[21]

Rooy, M. de, Kuiper, P., Ferdinandy, M. Onkruidbestrijding Verhardingen; analyse van milieueffecten (kosten en draagvlak) – onderzoeksvoorstel. Rijkswaterstaat RIZA, Lelystad, juni 2001.

[22]

Rooy, M. de, RIZA Persoonlijke communicatie.

[23]

Sluijsmans, J.J.L., Spijker, J.H. en Betist, M.H.H. Gif van de straat – Reductieprogramma chemische onkruidbestrijding op verhardingen. IBN-DLO, gemeente Eindhoven, 1997.

[24]

Stichting Bouwresearch. Levensduur van bouwproducten: praktijkwaarden. Rotterdam, december 1998.

[25]

L. van Veldhuijsen, De Punt Diepenveen BV Persoonlijke communicatie.

[26]

VEWIN, L.T.A. Joosten. Studiedag ‘Anders omgaan met bestrijdingsmiddelen’. Breda, 2001.

48


BIJLAGE 1 UITLEG LCA-THEMA’S (TOELICHTING KARAKTERISERINGSFACTOREN) Deze bijlage geeft een beperkte toelichting op de berekening van effectscores van de LCA-thema’s. Voor een uitgebreidere beschrijving wordt verwezen naar [10]. Versterking van het broeikaseffect wordt geclassificeerd op basis van Global Warming Potential (GWP). De CO2-equivalentfactoren op massabasis met een tijdshorizon van 500 jaar zullen worden gebruikt. De formule luidt:

klimaatver andering =

∑ GWP × m i

i

i

waarin mi de massa is van de geëmitteerde stof in kg. Versterking van het broeikaseffect wordt uitgedrukt in kg CO2 equivalenten. Aantasting ozonlaag wordt geclassificeerd op basis van Ozone Depletion Potential (ODP). De CFC11-equivalentfactoren op massabasis van het WMO (1995) worden gebruikt. De formule luidt:

aantasting ozonlaag = ∑ ODPi × mi i

waarin mi de massa is van de geëmitteerde stof in kg. Aantasting ozonlaag wordt uitgedrukt in kg CFC-11 equivalenten. Verzuring wordt geclassificeerd op basis van Acidification Potential (AP). De met het model RAINS-LCA berekende karakteriseringsfactoren voor de Nederlandse regio worden gebruikt. Er wordt uitgegaan van de ‘above & below’2-waarden. De formule luidt: i =m x= n

verzuring=∑∑ APx, i × Ex, i i =1 x =1

waarin APx,i het equivalentiepotentiaal voor emissie van stof x naar het compartiment lucht van regio i is en Ex,i de emissie van stof x naar het compartiment lucht van regio i is.3 Verzuring wordt uitgedrukt in kg SO2 equivalenten geëmitteerd in Zwitserland. Voor vermesting (eutrofiëring) zal de NP benadering gebaseerd op de Redfield ratio worden gehanteerd voor emissies naar lucht, water en bodem. De formule luidt:

aquatische vermesting = ∑ EPi × mi i

waarin mi de massa is van de geëmitteerde stof naar lucht, water of bodem in kg. Acquatische vermesting wordt uitgedrukt in kg PO43- equivalenten. Humane toxiciteit wordt geclassificeerd op basis van Human Toxicity Potential (HTP). De op USESLCA gebaseerde karakteriseringfactoren voor een oneindige tijdshorizon (infinite). zullen worden gebruikt.

human toxicity = ∑ ∑ HTPecom,i × mecom,i i

ecom

2

'Only above' is het meenemen van marginale depositie verandering als gevolg van marginale verandering van emissies alleen in gebieden waar de drempelwaarde reeds is overschreden. 3 Voor HCl en HF emissies zijn geen karakteriseringwaarden opgenomen. NH3-, NOx- en SO2-emissie hebben meestal het grootste aandeel in verzuring en lijken dus vrijwel steeds dominant ten opzichte van HCl en HF. Bij twijfel moeten deze emissies apart worden beschouwd door uit te gaan van de ‘oude’ verzuringspotentialen (AP).

49


waarin HTPecom,i de karakteriseringsfactor is voor toxiciteit voor mensen van emissie i voor het initiële emissiecompartiment ecom en m ecom, de massa is van de geëmitteerde stof i naar het initiële emissiecompartiment (lucht, water, landbouwbodem en industriële bodem) in kg. Ecotoxiciteit valt uiteen in vijf categorieën, namelijk terrestrische ecotoxiciteit (TET) en aquatische ecotoxiciteit voor zoetwater (FAET), zoetwaterbodem (FSET), zeewater (MAET) en zeebodem (MSET). Binnen deze LCA worden TET, FSET en FAET bepaald, met de op USES-LCA gebaseerde karakteriseringfactoren voor een oneindige tijdshorizon (infinite). De formule luidt:

FAETecom, i = TETecom,i =

PECwaterecom, i × PNECaqua1, 4− dichlorobenzene PNECaqua i × PECwaterwater ,1, 4− dichlorobenzene PECagricultural soil ecom,i × PNECterr1, 4−dichlorobenzene

PNECterr i × PECagricultural soil industrial soil ,1, 4− dichlorobenzene

FAETecom, i is de karakteriseringsfactor voor zoetwater ecotoxiciteit vanuit het oorspronkelijke emissie compartiment ecom. TETecom, i is de karakteriseringsfactor voor terrestrische ecotoxiciteit vanuit het oorspronkelijke emissie compartiment. De beschouwde compartimenten zijn lucht, water en landbouw en industrie bodem resulterend in vier verschillende toxiciteitpotentialen per stof. PEC4waterecom, i is de voorspelde concentratie in water als gevolg van de emissie van 1000 kg stof i per dag naar een milieucompartiment. PECagricultural soilecom, i is de voorspelde concentratie in landbouwbodem als gevolg van de emissie van 1000 kg stof i per dag naar een milieucompartiment. PNECaquai is de PNEC5 voor aquatische ecosystemen voor stof i. PNECterri is de PNEC voor terrestische ecosystemen voor stof i.PECwaterwater, 1,4-diochlorobenzene is de voorspelde concentratie in water als gevolg van de emissie van 1,4-dichlorobenzene geëmitteerd naar water. PECagricultural soilindustrial soil, 1,4-diochlorobenzene is de voorspelde concentratie in landbouwbodem als gevolg van de emissie van 1,4-dichlorobenzene geëmitteerd naar industrie bodem. PNECaqua1,4-dichlorobenzene is de PNEC voor aquatische ecosystemen voor 1,4dichlorobenzene. PNECterr1,4-dichlorobenzene is de PNEC voor terrestrische ecosystemen voor 1,4dichlorobenzene. Voor FSET (sediment) wordt een vergelijkbare formule gehanteerd. Deze methode van karakterisering verschilt sterk ten opzichte van eerdere methoden. Belangrijkste verbeteringen zijn dat verspreiding en blootstelling via de compartimenten realistischer zijn gemodelleerd. Fotochemische oxidantvorming wordt geclassificeerd op basis van Photochemical Ozone Creation Potentials (POCP) met de karakteriseringfactoren uit [Derwent, 1998] en [Jenkin, 1998]. De formule luidt:

Fotochemische oxidantvorming = ∑ POCPi × mi i

waarin mi de massa is van de geëmitteerde stof in kg. The totale indicator score wordt uitgedrukt in kg ethyleen equivalenten. Uitputting van abiotische grondstoffen wordt geclassificeerd op basis van een Abiotic Depletion Factor (ADF). Per abiotische grondstof wordt hiertoe het verbruik (afname van de reserve) gedeeld door het kwadraat van de voorraad, dat om tot hanteerbare getallen te komen wordt vermenigvuldigd met het kwadraat van de voorraad antimoon (referentiestof) gedeeld door het jaarlijks verbruik daarvan. In formulevorm ziet dat er als volgt uit:

4 5

PEC = predicted environmental concentration PNEC = predicted no effect concentration

50


abiotische uitputting = ∑ ADFi × mi ADFi =

DRi

(Ri )

2

(R )

i

2

×

ref

DRref

De totale indicator score wordt uitgedrukt in kg van de referentie grondstof (antimoon). ADFi (kg1 -1 ·jr ) is de Abiotische Uitputtingsfactor van grondstof i, mi (kg) is de gebruikte hoeveelheid grondstof i, Ri (kg) is the voorraad van grondstof i, en DRi (kg·jr-1) is de de-accumulatie van Ri. Rref (kg) is de voorraad antimoon, de referentiegrondstof, en DRref (kg·jr-1) is de de-accumulatie van Rref. Als reserve (voorraad) wordt het ‘voorkomen’ aangehouden omdat het begrip economisch winbare reserve teveel bezwaren kent. Fysieke aantasting van ecosystemen wordt op basis van life support en biodiversiteit berekend. De methode om verandering van een ecosysteem in LCA op te nemen is niet operationeel. Voor het bezet houden van een ecosysteem (om de huidige situatie te relateren aan de natuurlijke referentie situatie) luiden de formules:

 α ref − α act   biodiversiteitsverlies = a × t ×    α ref   life support verlies = a × t × ( fNPPref − fNPPact ) Hierin is a de oppervlakte van het gebruikte land, t de tijd dat het land bezet wordt gehouden, fNPP de vrije netto primaire biomassaproductie6 en α het aantal plantsoorten per m2. act is actuele and ref is referentie. Om biodiversiteit en life support in een LCA mee te kunnen nemen moeten het oppervlak en de tijd per type landgebruik worden geïnventariseerd. Fysiek ruimtebeslag (of landgebruik) zal worden uitgerekend door het gebruikte oppervlak te vermenigvuldigen met de tijdseenheid (m2.s of ha.yr). Deze informatie is ook nodig voor fysieke aantasting van ecosystemen. finaal (te storten) afval als maat voor ruimtegebruik, uitgedrukt in ton. Hierbij wordt onderscheid gemaakt in gevaarlijk en niet-gevaarlijk afval volgens het Besluit Aanwijzing Gevaarlijke Afvalstoffen. Bij de inventarisatie dient hier dus rekening mee te worden gehouden.

6

Dit is de hoeveelheid biomassa die de natuur vrijelijk kan benutten voor de eigen ontwikkeling, ook als de mens de rest van de geproduceerde biomassa voor eigen consumptie gebruikt (zoals bij bos- en landbouw).

51


52


BIJLAGE 2 GEKARAKTERISEERDE EN GENORMALISEERDE EFFECTSCORES Tabel B2-1

Gekarakteriseerde scores (*E-4) van werkpakketten voor onkruidbestrijding (zie fig. 2) Chemisch

Abiotische Uitputting Broeikaseffect Ozonlaagaantasting Smogvorming Humane toxiciteit Ecotoxiciteit aquatisch-zoet Ecotoxiciteit sediment Ecotoxiciteit terrestrisch Verzuring Vermesting Lifesupport Biodiversiteit

Tabel B2-2

Borstelen / maaien

Heet water

Branden

11.400 51.100 0,09 253 13.300

103.000 1.120.000 0,10 524 128.000

102.000 1.120.000 0,10 503 127.000

186.000 1.490.000 0,19 420 96.100

266.000 2.050.000 0,04 2.190 37.500

785.000

99.800

190.000

35.200

66.200

768.000

223.000

311.000

53.900

52.900

472 183 18 6.940 539

1.180 4.660 2.810 648.000 42.100

1.160 4.650 2.810 649.000 42.200

1.550 3.490 724 19.500 1.280

2.620 7.340 2.030 46.400 2.960

Genormaliseerde scores (*E-13) van werkpakketten voor onkruidbestrijding (zie fig. 3) Chemisch

Borstelen / maaien


Tabel B2-3

Borstelen / chemisch


Heet water

Branden

458 203 87 1.440 74

4.130 4.450 101 2.980 708

4.120 4.450 95 2.860 704

7.460 5.900 185 2.390 531

10.700 8.140 40 12.400 208

80.900

10.300

19.500

3.630

6.810

44.200

12.800

17.900

3.100

3.040

1.270 335 50 31 28

3.180 8.520 7.590 2.880 2.170

3.110 8.510 7.590 2.880 2.170

4.170 6.390 1.950 87 66

7.040 13.400 5.480 206 152

Gevoeligheid voor emissiecompartiment van glyfosaat - genormaliseerde effectscores (*E-13, zie figuur 4a) Chemisch

Abiotische Uitputting Broeikaseffect Ozonlaagaantasting Smogvorming Humane toxiciteit Ecotoxiciteit aquatisch-zoet

Borstelen / maaien


Heet water

Branden

456 201 87 1.440 73

4.130 4.450 101 2.980 708

4.120 4.450 95 2.860 704

7.460 5.900 185 2.390 531

10.700 8.140 40 12.400 208

896

10.300

10.200

3.630

6.810

53


Ecotoxiciteit sediment Ecotoxiciteit terrestrisch Verzuring Vermesting Lifesupport Biodiversiteit

Tabel B2-4

478

12.800

12.800

3.100

3.040

1.400 334 49 30 27

3.180 8.520 7.590 2.880 2.170

3.140 8.510 7.590 2.880 2.170

4.170 6.390 1.950 87 66

7.040 13.400 5.480 206 152

Gevoeligheid voor streefkwaliteit van het straatbeeld - genormaliseerde effectscores (*E-13, zie figuur 4b) Chemisch


Tabel B2-5

Borstelen / maaien


Heet water

385 184 70 1.150 61

5.770 5.820 159 4.720 1.511

5.740 5.820 150 4.520 1.500

7.940 6.300 197 2.540 567

82.000

53.000

64.500

3.870

44.800

69.800

76.100

3.300

1.070 287 43 29 27

4.660 12.300 32.500 3.410 2.620

4.560 12.300 32.500 3.410 2.630

4.440 6.800 2.080 97 74

Gevoeligheid voor hoeveelheid obstakels - genormaliseerde effectscores (*E-13, zie figuur 4c) Chemisch


Borstelen / maaien


Heet water

Branden

846 334 174 2.860 140

3.240 3.430 110 2.810 591

3.150 3.450 75 2.230 573

9.900 7.860 245 3.170 704

14.300 10.800 50 16.100 273

100.000

10.100

82.400

4.800

8.910

54.800

12.600

52.100

4.090

3.980

2.350 593 87 46 41

2.800 6.610 6.940 2.200 1.660

2.570 6.570 6.940 2.210 1.680

5.530 8.480 2.590 109 83

9.190 17.800 7.280 275 203

54


BIJLAGE 3 WEEGFACTOREN Tabel B3-1: LCA-thema

Weegfactoren per methode Alle thema’s even Distance-to-Target1 Panelmethode2 belangrijk 0,083 0 0,124 uitputting abiotische grondstoffen 0,083 0,0486 0,24 broeikaseffect 0,083 0,249 0,09 aantasting ozonlaag 0,083 0,0665 0,083 fotochemische oxidantvorming 0,083 0,120 0,128 verzuring 0,083 0,150 0,098 vermesting 0,083 0,0665 0,113 humane toxiciteit 0,083 0,0665 0,042 ecotoxiciteit – aquatisch zoet 0,083 0,0665 0,042 ecotoxiciteit- sediment 0,083 0,0665 0,042 ecotoxiciteit- terrestrisch 0,083 0 0 life support 0,083 0 0 biodiversiteit 0 0,1 0 finaal afval 1 1 1 som 1

Bij deze methode is het verschil tussen kwantitatieve beleidsdoelstellingen en de actuele situatie in een basisjaar bepalend voor de hoogte van de weegfactor. In dit geval is als basisjaar uitgegaan van 1997..De doelstellingen hebben betrekking op 2010 en zijn afgeleid van het NMP3. Factoren zijn afkomstig uit MER Landelijk Afvalbeheerplan, AOO, Utrecht, 2002 . Een in dit MER ontbrekende factor voor ecotoxiciteit – sediment is bijgeschat analoog aan de overige toxiciteitsthema’s; 2 Bij deze methode wordt aan een panel van personen gevraagd om weegfactoren toe te kennen aan de thema’s. Dit panel (circa 40 personen uit overheid en bedrijfsleven) werd bijeengeroepen in het kader van een studie voor de Nogepa (Nederlandse branchevereniging voor gas- en oliewinningsbedrijven). De gepresenteerde lijst met factoren is afkomstig uit Huele, R. et al. Ontkoppelingsindicator. CML, Leiden, 1999. Bij de oorspronkelijke lijst met (Nogepa-)factoren ontbraken abiotische uitputting en ecotoxiciteit omdat de Nogepa-studie alleen thema’s beschouwde die door luchtemissies worden beïnvloed. De ontbrekende thema’s zijn in genoemde CML-studie bijgeschat. Verder is in de onderhavige studie de score voor ecotoxiciteit evenredig verdeeld over de subthema’s.

Gewogen (genormaliseerde) effectscores (alle scores *E-11) Alle thema’s even Distance-to-Target Panelmethode belangrijk Chemisch 107 86 Borstelen/maaien 50 64 Borstelen/chemisch 61 73 Heet water 30 26 Branden 56 53 Tabel B3-2:

56 49 54 41 73

De weegmethode heeft invloed op de evaluatie van de milieueffectscores. Dit geldt niet voor weegmethode 1 die niets anders is dan een optelling van de genormaliseerde scores. Bij deze weegmethode heeft chemische bestrijding de laagste milieuvoorkeur en bestrijding met heet water de hoogste voorkeur. De overige methoden verschillen te weinig van elkaar om te spreken van verschillen in voorkeur. Bij weegmethode 2 (Distance-tot-Target) is een weegfactor voor finaal afval opgenomen. Hierdoor wordt de score voor de werkpakketten met borstelmachines relatief hoger. Dit komt doordat de toegerekende slijtage aan verhardingen tot een relatief grote hoeveelheid afval leidt (afval bij betonproductie). Bij deze methode zijn chemische bestrijding en bestrijding met borstelen de methoden met de laagste milieuvoorkeur. Chemische bestrijding heeft een iets hogere (dus iets slechtere) milieuscore.

55


Onkruidbestrijding met heet water heeft hier de hoogste milieuvoorkeur. Onkruidbestrijding met branders neemt een tussenpositie in. Bij de derde weegmethode (panelweging) ontstaat eveneens een ander beeld. Dit heeft als belangrijkste oorzaak de relatief hoge weegfactor voor broeikaseffect waardoor methoden met een relatief hoog energieverbruik (heet water, branden) ook relatief hogere scores hebben. Tegelijkertijd is er een relatief lage weegfactor voor de afzonderlijke ecotoxiciteitsthema’s waardoor de glyfosaatemissie een minder sterke invloed heeft. Bij deze methode heeft branden de minste voorkeur. De verschillen tussen de overige methoden zijn betrekkelijk gering.

56


BIJLAGE 4 TOEGEREKENDE MATERIALEN EN EMISSIES PER WERKPAKKET PER FUNCTIONELE EENHEID

Werk pakket 1

2a

2b

KLASSE 2 (zeer geringe onkruidbegroeiing) Werkweinig obstakels pakket kg 3 0,045 LAS 1,625 Benzine Staal (galv.) 0,048 0,006 Rubber 0,006 PE Staal (galv.) 0,016 0,0004 PE 11,25 (MJ) Electriciteit Glyfosaat CO2 CO NOx SO2 CxHy Stof Diesel Staal (galv.) Rubber Staal Benzine Staal Diesel Beton

0,0568 0,9 0,7 0,00225 0,00025 0,156 0,001 10,44 0,77 0,023 2,52 0,26 0,001 1,42 630

CO2 CO NOx SO2 CxHy Stof

35,4 0,482 0,564 0,039 0,062 0,056

Afval LAS Diesel Staal (galv.) Rubber Staal Diesel Benzine Beton Electriciteit

62,5 0,0052 10,08 0,756 0,023 2,52 4,26 0,6 417 1,29 (MJ)

Glyfosaat CO2 CO NOx SO2 CxHy Stof

0,0066 44,5 0,681 0,708 0,049 0,095 0,070

Afval

62,5

4

KLASSE 2 (zeer geringe onkruidbegroeiing weinig obstakels kg 0,45 Staal (galv.) 0,055 PE 36,3 Diesel 5,71 (m3) Drinkwater CO2 CO NOx SO2 CxHy Stof

126,5 0,340 0,435 0,036 0,025 0,052

Staal (galv.) Rubber Diesel LPG Benzine

1,18 0,031 5,68 50 0,2

CO2 CO NOx SO2 CxHy Stof

185,1 4,52 1,38 0,02 1,52 0,039

57


58


BIJLAGE 5 RISICOBEOORDELING GLYFOSAAT, AMPA EN POLYOXYETHYLEENAMINE

RISICOBEOORDELING GLYFOSAAT, AMPA EN POLYOXYETHYLEENAMINE IN HET WERKPAKKET CHEMISCHE ONKRUIDBESTRIJDING OP VERHARDINGEN

November 2001

Natascha Staats Chemiewinkel UvA Onderzoeks- en Adviescentrum Chemie Arbeid Milieu

59


1 INLEIDING Bij gemeentelijk gebruik van glyfosaat voor bestrijding van onkruid op verhardingen kan via afspoelend regenwater emissie optreden van de werkzame stof (glyfosaat) en andere bestanddelen naar het stedelijk oppervlaktewater (sloten, grachten). In deze risicobeoordeling wordt een inschatting gemaakt van de risico's van een dergelijke emissie, met de nadruk op het beoordelen van het risico op lokaal niveau (Scenario 3). Ter vergelijking wordt ook een inschatting gemaakt van de risico's bij emissie naar grote watermassa's (rivier), hetzij via een gemengd rioolstelsel (Scenario 1), hetzij via een gescheiden rioolstelsel (Scenario 2), dat wil zeggen met respectievelijk zonder afvoer naar een RWZI. Deze risicoschatting wijkt op bepaalde punten af van de in risicobeoordelingen gangbare methodiek, aangezien de inschatting van de blootstelling meestal niet op lokaal niveau maar op grotere schaal gedaan wordt. Dit heeft tot gevolg dat er bepaalde aannamen gedaan zijn die soms afwijken van wat in risicobeoordelingen gebruikelijk is. In hoofstuk 2 wordt aangegeven welke aannamen zijn gedaan, en in hoofdstuk 3 wordt in detail aangegeven hoe de blootstelling in de diverse compartimenten is berekend. Glyfosaat wordt afgebroken tot onder andere AMPA (aminomethylfosfonzuur). Van het afbraakproduct AMPA wordt ook een risicobeoordeling gegeven. De in veel typen Roundup toegepaste surfactant is polyoxyethyleenamine (POEA), ook van deze stof wordt een risicobeoordeling gegeven7. De compartimenten die geëvalueerd worden zijn: afvalwater (zuiveringsslib; alleen scenario 1), oppervlaktewater en bodem.

2 METHODIEK Blootstelling Voor de berekening van de maximale voorspelde concentraties (PEC-waarden: Predicted Environmental Concentration) in de diverse compartimenten (afvalwater, oppervlaktewater en bodem) wordt uitgegaan van de gebruikshoeveelheid glyfosaat per jaar op verhardingen. Aansluitend op de LCA-studie wordt aangenomen dat 10 % van het glyfosaat wordt opgenomen door planten. Glyfosaat dient bij bestrijding van onkruid op verhardingen toegepast te worden tijdens niet te warm, bewolkt maar droog weer (Mandersloot, 1993). Daarmee is de kans op neerslag na applicatie niet te verwaarlozen. In deze risicobeoordeling wordt dan ook aangenomen dat er na applicatie van Glyfosaat sprake is van neerslag, waarin glyfosaat en POEA oplossen. Vervolgens vindt ofwel afspoeling ofwel infiltratie plaats. Spray-drift wordt buiten beschouwing gelaten. Glyfosaat is goed oplosbaar in water (12 g/l). In veel studies naar de vrijkomende hoeveelheden glyfosaat bij gebruik op permeabele bodems (bosgronden, akkerbodems) is geen significante hoeveelheid glyfosaat gemeten in afspoelingswater, waarschijnlijk omdat het merendeel infiltreert in de bodem. De maximale glyfosaatconcentratie gemeten in afspoelingswater was in dergelijke studies minder dan 1,9 % van de aangebrachte hoeveelheid (Rueppel et al. 1977; Edwards et al., 1980). Gemiddeld wordt minder dan 1 % teruggevonden in afspoelingswater, en 99 % daarvan in de eerste regenval na applicatie. Bij gebruik op verhardingen is echter sprake van een heel ander situatie: er zal veel minder glyfosaat infiltreren. Op sommige verhardingen, waar regenwater niet in infiltreert, zal het grootste deel van het regenwater afstromen. Op andere typen verhardingen, zoals bijvoorbeeld betonklinkers, infiltreert wel een flinke hoeveelheid regenwater (De Rooy, 2001). Er worden dan ook in ieder scenario twee PECwaarden berekend, namelijk een voor 100 % afspoeling en 0 % infiltratie en een voor 25 % afspoeling en 75 % infiltratie. (100 % afspoeling is voor bepaalde typen ondoordringbare verhardingen zeker geen onrealistische waarde, aangezien het materiaal dat op de verharding blijft liggen in opeenvolgende regenbuien afgespoeld kan worden. In beide berekeningen wordt aangenomen dat geen residuen achterblijven aan het oppervlak van de verhardingen. De mate van afspoeling (25% of 100%) is dus anders dan de gehanteerde mate van afspoeling in de LCA-studie (50%). De LCA-studie is dan ook meer gericht op een zo realistisch mogelijk 7

Naderhand is van Monsanto vernomen dat in de huidige (2001) toegelaten formuleringen zoals Roundup Evolution geen POEA wordt toegepast maar een andere, onbekende surfactant. Door gebrek aan gegevens is voor deze stof geen risico-analyse opgesteld.

60


kwantificering van de gemiddelde potentiële milieu-effecten. In de risicoschatting wordt meer rekening gehouden met de spreiding in de gegevens om zodoende onterechte over- of onderschattingen zo veel mogelijk uit te sluiten. Bij de bepaling van de PECoppervlaktewater in scenario 1 (gemengd rioolstelsel) en scenario 2 (gescheiden rioolstelsel, regenwater naar rivier) is er vanuit gegaan dat de RWZI loost op groot oppervlaktewater, als gevolg waarvan het effluent flink verdund wordt. Sommige RWZI’s lozen echter op klein oppervlaktewater, waarbij dus een kleinere verdunning optreedt. Aangezien de resulterende waarde voor PECoppervlaktewater lineair afneemt met de verdunningsfactor, is hiervoor geen aparte berekening opgenomen in deze risicobeoordeling. Wel is geëvalueerd op welke manier de PEC/NEC-waarde wordt beïnvloed wanneer een andere verdunning wordt aangenomen (hoofdstuk 5). Glyfosaat wordt vooral gebruikt in de maanden april, mei en september (Dekker et al., 2000). Bij de berekening van de maximale PEC-waarde is hiermee op de volgende wijze rekening gehouden: er is van uit gegaan dat een derde van de in totaal gebruikte hoeveelheid glyfosaat in september wordt toegepast, en twee derde in april/mei. Vervolgens is allereerst een jaargemiddelde concentratie berekend. De maximale PEC (dat wil zeggen direct na gebruik) is verkregen door die concentratie te vermenigvuldigen met een factor vier (12 maanden/3 maanden), als correctie voor het gebruik in 3 maanden in plaats van 12 maanden. Hoewel er aanwijzingen zijn dat glyfosaat ten dele adsorbeert aan bestanddelen in het sediment, is hier geen rekening mee gehouden. Dit heeft meerdere redenen. Allereerst vergt een verdeling van glyfosaat in het oppervlaktewater (opgelost en gebonden) dat er ook twee NEC-waarden moeten worden afgeleid. Binnen de beperkingen van deze studie bleek het niet mogelijk een NEC-waarde (NECsediment) voor gebonden glyfosaat vast te stellen. Als dan toch een wordt verondersteld dat een deel van de glyfosaat naar sediment ‘verdwijnt’, wordt er derhalve een incomplete risico-schatting gemaakt. Bovendien is het onzeker of glyfosaat in sediment wordt gebonden of aan onopgeloste bestanddelen in het oppervlaktewater. In het laatste geval houdt de huidige NEC-waarde voor glyfosaat toch wel rekening met een gebonden glyfosaatfractie. Tenslotte wordt er in de gevoeligheidsanalyse rekening gehouden met adsorptieprocessen indien de afbraaksnelheid (zie hieronder) wordt verdisconteerd. In deze afbraaksnelheid, die in feite een vermindering van biobeschikbaarheid weergeeft, is de adsorptie van glyfosaat in ieder geval ten dele ook meegenomen. In de berekende PEC-waarden zijn de afbraaksnelheden voor glyfosaat en POEA nog niet verdisconteerd. In de discussie van de PEC/NEC-waarden wordt geëvalueerd in hoeverre afbraak en/of omzetting invloed heeft op de PEC-waarde. Voor wat betreft de metaboliet AMPA wordt de hoogste aangetroffen AMPA-concentratie zoals aangegeven door het CTB gehanteerd [CTB, 2000]. In de discussie van de berekende PEC-waarden wordt vervolgens geëvalueerd hoe verdere afbraak van AMPA de concentratie zal doen afnemen.

Effecten Toxiciteitsgegevens werden verzameld uit de openbare literatuur en uit de ECOTOX-database (die via internet toegankelijk is). Veel toxiciteitsgegevens zijn afkomstig uit Giesy et al. (2000), waarin nog niet eerder gepubliceerde toxiciteitsgegevens vermeld worden. De afleiding van de NEC-waarden uit toxiciteitsgegevens werd uitgevoerd volgens de richtlijnen beschreven in ECB (1996) en Traas (2001). Om vanuit toxiciteitsgegevens tot NEC-waarden te komen zijn extrapolatiefactoren toegepast. Met behulp van deze factoren wordt een correctie toegepast voor de hoeveelheid beschikbare gegevens. Kortweg geldt: hoe minder gegevens, hoe groter de extrapolatiefactor, hoe kleiner de NEC-waarde.

Risicoschatting Het risico is gedefinieerd als de verhouding tussen de PEC-waarde (Predicted Environmental Concentration) en de NEC-waarde (No Effect Concentration). Bij een PEC/NEC >1 is het mogelijk dat schadelijke effecten optreden, en dient nader onderzoek gedaan te worden naar de concentraties en naar de toxiciteit van de stof. Bij een PEC/NEC < 1 is er geen of een zeer beperkt risico dat schadelijke effecten optreden. Hierbij dient opgemerkt te worden dat de PEC/NEC-waarde slechts een indicatie is van het mogelijk optreden van schadelijke effecten (de PEC/NEC-waarde kan bijvoorbeeld variëren met lokale omstandigheden).

61


3 SCHATTING BLOOTSTELLING 3.1 SCENARIO 1 GEMENGD RIOOLSTELSEL 3.1.1 Afvalwater glyfosaat Er wordt uitgegaan van een gebruikshoeveelheid van gemiddeld 1,40 kg per hectare per jaar, gebruikt in een tijdsbestek van drie maanden. Dit gemiddelde komt voort uit de in de LCA gehanteerde gebruikshoeveelheid voor een klasse 2 streefbeeld van de straatkwaliteit, rekening houdend met een hogere dosering bij een gemiddeld aantal obstakels (1,1 kg/ha per jaar). Bij een groot aantal obstakels zou de verbruikte hoeveelheid 1,7 kg per hectare per jaar zijn. Het gemiddelde is derhalve 1,4 kg/ha per jaar. Twee scenario's voor afspoeling worden gehanteerd: - 25 % afspoeling (wel infiltratie naar de bodem) (exclusief de door planten opgenomen hoeveelheid) - 100 % (geen infiltratie naar de bodem) (exclusief de door planten opgenomen hoeveelheid) De totale hoeveelheid glyfosaat die afspoelt per hectare per jaar, aangenomen dat 10 % door planten wordt opgenomen: - 25 % afspoeling: (1400 g – 140 g) * 25 % = 315 g per hectare per jaar - 100 % afspoeling: (1400 g – 140 g) *100 % = 1260 g per hectare per jaar De totale afgespoelde hoeveelheid in Nederland per jaar kan berekend worden uit het behandeld oppervlak in hectares (aangenomen wordt een behandeld oppervlak van 12000 hectare (Bakker, 2001)). - 25 % afspoeling: 315 g * 12000 = 3780 kg - 100 % afspoeling: 1260 g * 12000 ha = 15120 kg De in een aëratietank (beluchtingstank) aanwezige hoeveelheid secundair slib in RWZI’s in Nederland is per jaar ongeveer 120 * 106 kg (Kuiper, 2002). Uitgangspunt is dat glyfosaat, gezien de korte verblijftijd in een rwzi, niet of nauwelijks wordt omgezet in AMPA. Op basis hiervan is de jaargemiddelde concentratie waaraan de micro-organismen in het zuiveringsslib worden blootgesteld als volgt te berekenen: - 25 % afspoeling: 3780 kg glyfosaat/120 * 106 kg slib = 31,5 mg/kg - 100 % afspoeling: 15120 kg glyfosaat/120 * 106 kg slib = 126 mg/kg De PECzuiveringsslib is: - 25 % afspoeling: 31.5 * 4 = 126 mg/kg - 100 % afspoeling: 126 * 4 = 504 mg/kg AMPA => Aangenomen wordt dat, gezien de korte aanvoer- en verblijftijd naar/in een RWZI, geen glyfosaat is omgezet in AMPA. Op basis van deze aanname is PECzuiveringsslib dus: 0 mg/kg => Wanneer er voor AMPA een "worst case"-situatie wordt aangenomen van 50 % vorming van AMPA in (of in aanloop naar) de RWZI, zijn de volgende jaargemiddelde concentraties te berekenen (1 g glyfosaat leidt tot vorming van 0.66 g AMPA): - 25 % afspoeling: jaargemiddelde = 50 % * (0,66 * 31,5) = 10,4 mg/kg - 100 % afspoeling: jaargemiddelde = 50 % * (0,66 * 126) = 41,6 mg/kg De PECzuiveringsslib is: - 25 % afspoeling: 10,4 * 4 = 41,6 mg/kg - 100 % afspoeling: 41,6 * 4 = 166,3 mg/kg (N.B.: in het vervolg van dit scenario is doorgerekend met 100 % glyfosaat en 0 % AMPA in het effluent van de RWZI.)

62


Polyoxyethyleenamine De gewichtsconcentratie van POEA in Roundup-formuleringen is 15 % of minder, voor deze risicoanalyse wordt 15 % aangehouden. Uitgaande van een gebruikshoeveelheid werkzame stof van 1.40 kg per hectare per jaar en een glyfosaatconcentratie van 36 % (zoals in de formulering Roundup Evolution), is de toegepaste hoeveelheid POEA 0.58 kg per hectare per jaar. De totale hoeveelheid POEA die afspoelt per hectare per jaar: - 25 % afspoeling: 580 g * 25 % = 145 g per hectare per jaar - 100 % afspoeling: 580 g * 100 % = 580 g per hectare per jaar De totale afgespoelde hoeveelheid in Nederland per jaar kan berekend worden uit het behandeld oppervlak in hectares (aangenomen wordt een behandeld oppervlak van 12000 hectare (Bakker, 2001)). - 25 % afspoeling: 145 g * 12000 = 1740 kg - 100 % afspoeling: 580 g * 12000 ha = 6960 kg De in een aëratietank (beluchtingstank) aanwezige hoeveelheid secundair slib in RWZI’s in Nederland is per jaar ongeveer 120 * 106 kg (Kuiper, 2002). Op basis hiervan is de jaargemiddelde concentratie waaraan de micro-organismen in het zuiveringsslib worden blootgesteld als volgt te berekenen: - 25 % afspoeling: 1740 kg POEA/120 * 106 kg slib = 14,5 mg/kg - 100 % afspoeling: 6960 kg POEA/120 * 106 kg slib = 58,0 mg/kg De PECzuiveringsslib is: - 25 % afspoeling: 14,5 * 4 = 58,0 mg/kg - 100 % afspoeling: 58,0 * 4 = 232,0 mg/kg 3.1.2 Oppervlaktewater Glyfosaat De totale hoeveelheid afvalwater die jaarlijks door RWZI's in Nederland wordt verwerkt is 2014 miljoen m3. Aangenomen wordt een verwijderingspercentage van 0 %. Op basis hiervan is de jaargemiddelde effluentconcentratie te berekenen als: - 25 % afspoeling: 3780 kg/2014 * 109 liter = 1,88 µg/l - 100 % afspoeling: 15120 kg/2014 * 109 liter = 7,51 µg/l Van effluent naar oppervlaktewater wordt een verdunning van 44 aangenomen, gebaseerd op de verhouding tussen het debiet van afvalwater en het debiet van oppervlaktewater (respectievelijk 2014 * 106 m3 per jaar en 8,86 * 1010 m3 per jaar (CBS; RIVM)). Dit geeft de volgende waarden voor de jaargemiddelde concentraties: - 25 % afspoeling: 1,88/44 = 0,04 µg/l - 100 % afspoeling: 7,51/44 = 0,17 µg/l De PECoppervlaktewater is: - 25 % afspoeling: 0,04 * 4 = 0,16 µg/l - 100 % afspoeling:: 0,17 * 4 = 0,68 µg/l AMPA Aangenomen wordt dat 16% van het glyfosaat op enig moment is omgezet in AMPA c.q. CO2 (daarbij levert 1 g glyfosaat 0,66 g AMPA op) (CTB, 2000). Afgeleid van de PEC-waarden voor glyfosaat zijn de waarden voor de PECoppervlaktewater van AMPA als volgt te berekenen:

63


- 25 % afspoeling: 0,66 * 0,16 * 0,16 = 0,017 µg/l - 100 % afspoeling: 0,66 * 0,16 * 0,68 = 0,072 µg/l Polyoxyethyleenamine De totale hoeveelheid afvalwater die jaarlijks door RWZI's in Nederland wordt verwerkt is 2014 miljoen m3. Aangenomen wordt een verwijderingspercentage van 92 % (Vollebregt & Westra, 1998). Op basis hiervan is de jaargemiddelde effluentconcentratie te berekenen als: - 25 % afspoeling: (1740 kg – 1601 kg)/2014 * 109 liter = 0,07 µg/l - 100 % afspoeling: (6960 kg – 6403 kg)/2014 * 109 liter = 0,28 µg/ Van effluent naar oppervlaktewater wordt een verdunning van 44 aangenomen, gebaseerd op de verhouding tussen het debiet van afvalwater en het debiet van oppervlaktewater (respectievelijk 2014 * 106 m3 per jaar en 8.86 * 1010 m3 per jaar) . Dit geeft de volgende jaargemiddelde concentraties: - 25 % afspoeling: 0.07/44 = 1,59 * 10-3 µg/l - 100 % afspoeling: 0.28/44 = 6,36 * 10-3 µg/l De PECoppervlaktewater is: - 25 % afspoeling: 1,59 * 10-3 * 4 = 6,36 * 10-3 µg/l - 100 % afspoeling:: 6,36 * 10-3 * 4 = 0,025 µg/l 3.1.3. Bodem Glyfosaat De totale hoeveelheid glyfosaat die in de bodem onder de verharding of in het talud naast de verharding infiltreert, aangenomen dat 10 % door planten wordt opgenomen, bedraagt: - 25 % afspoeling: (1400 g – 140 g) * 75 % = 945 g per hectare per jaar - 100 % afspoeling: (1400 g – 140 g) * 0 % = 0 g per hectare per jaar Aangenomen wordt dat de opgebrachte hoeveelheid glyfosaat zich evenredig verdeelt over de bovenste 15 cm. De bodemdichtheid wordt geschat op 1500 kg per m3 (Giesy et al., 2000). Een hectare is daarmee equivalent aan 2250000 kg grond. De jaargemiddelde concentratie is: - 25 % afspoeling: 945 g per 2250000 kg = 420 µg/kg - 100 % afspoeling: 0 µg/kg PECbodem is: - 25 % afspoeling: 420 * 4 = 1680 µg/kg - 100 % afspoeling: 0 µg/kg AMPA Aangenomen wordt dat 29% van alle glyfosaat op enige moment is omgezet in AMPA c.q. CO2 (daarbij levert 1 g glyfosaat 0.66 g AMPA op). [CTB, 2001] Afgeleid van de PEC-waarden voor glyfosaat zijn de waarden voor de PECbodem van AMPA als volgt te berekenen: - 25 % afspoeling: 0,66 * 0,16 * 1680 = 322 µg/kg - 100 % afspoeling: 0 µg/kg Polyoxyethyleenamine De totale hoeveelheid POEA die in de bodem infiltreert per hectare per jaar: - 25 % afspoeling: 580 g * 75 % = 435 g per hectare per jaar - 100 % afspoeling: 580 g * 0 % = 0 g per hectare per jaar

64


Aangenomen wordt dat de opgebrachte hoeveelheid POEA zich evenredig verdeelt over de bovenste 15 cm., en een bodemdichtheid van 1500 kg per m3. Een hectare is daarmee equivalent aan 2250000 kg grond. De jaargemiddelde concentraties is: - 25 % afspoeling: 435 g per 2250000 kg = 193 µg/kg - 100 % afspoeling: 0 µg/kg De PECbodem is: - 25 % afspoeling: 193 * 4 = 772 µg/kg - 100 % afspoeling: 0 µg/kg

3.2 SCENARIO 2 GESCHEIDEN RIOOLSTELSEL, REGENWATER NAAR RIVIER 3.2.1 Rivier Glyfosaat Er wordt uitgegaan van een gebruikshoeveelheid van 1,40 kg per hectare per jaar, toegepast in een tijdsbestek van 3 maanden. De totale hoeveelheid glyfosaat die afspoelt in Nederland per jaar, aangenomen dat 10 % door planten wordt opgenomen en een behandeld oppervlak van 12000 hectare: - 25 % afspoeling: 3780 kg - 100 % afspoeling: 15120 kg. Het debiet van de grote rivieren (uitgaande van debiet van Rijn en Maas bij respectievelijk Lobith en Eijsden) is 8.86 * 1010 m3 per jaar. Op basis hiervan is de jaargemiddelde concentratie als volgt te berekenen: - 25 % afspoeling: 3780 kg/8,86 * 1013 liter = 0,04 µg/l - 100 % afspoeling: 15120 kg/8,86 * 1013 liter = 0,17 µg/l De PECoppervlaktewater is: - 25 % afspoeling: 0,04 * 4 = 0,16 µg/l - 100 % afspoeling: 0,17 * 4 = 0,68 µg/l AMPA Aangenomen wordt dat 16% van alle glyfosaat na enige tijd is omgezet in AMPA (daarbij levert 1 g glyfosaat 0.66 g AMPA op). Afgeleid van de PEC-waarden voor glyfosaat zijn de waarden voor de PECoppervlaktewater van AMPA als volgt te berekenen: - 25 % afspoeling: 0,66 * 0,16 *0,16 = 0,017 µg/l - 100 % afspoeling: 0,66 * 0,16 * 0,68 = 0,072 µg/l Polyoxyethyleenamine Er wordt uitgegaan van een gebruikshoeveelheid van 0,58 kg per hectare per jaar. De totale hoeveelheid POEA die afspoelt in Nederland per jaar, een behandeld oppervlak van 12000 hectare aangenomen: - 25 % afspoeling: 1740 kg - 100 % afspoeling: 6960 kg Het debiet van de grote rivieren (uitgaande van debiet van Rijn en Maas bij respectievelijk Lobith en Eijsden) is 8.86 * 1010 m3 per jaar. Op basis hiervan is de jaargemiddelde concentratie te berekenen als: - 25 % afspoeling: 1740 kg/8,86 * 1013 liter = 0,02 µg/l - 100 % afspoeling: 6960 kg/8,86 * 1013 liter = 0,08 µg/l

65


De PECoppervlaktewater is: - 25 % afspoeling: 0,02 * 4 = 0,08 µg/l - 100 % afspoeling: 0,08 * 4 = 0,32 µg/l 3.2.2. Bodem De schatting van de blootstelling van glyfosaat, AMPA en POEA zijn in scenario 3.1, 3.2 en 3.3 voor het bodemcompartiment hetzelfde.

3.3 SCENARIO 3 GESCHEIDEN RIOOLSTELSEL, REGENWATER NAAR SLOOT/GRACHT 3.3.1 Sloot/gracht Glyfosaat Er wordt uitgegaan van een gebruikshoeveelheid van 1.40 kg per hectare per jaar, gebruikt in een tijdsbestek van drie maanden. De totale hoeveelheid glyfosaat die afspoelt per hectare per jaar, aangenomen dat 10% door planten wordt opgenomen: - 25% afspoeling: (1400 g – 140 g) * 25% = 315 g per hectare per jaar - 100% afspoeling: (1400 g –140 g) *100% = 1260 g per hectare per jaar Aangenomen wordt dat (per jaar) de hoeveelheid glyfosaat opgebracht op 10 hectare afgevoerd wordt naar een slootoppervlakte van 1 hectare met een diepte van 2 m (slootvolume: 20000 m3) (Giesy et al., 2000). Deze afvoer geschiedt via een regenwaterafvoer, niet via berm of slootkant. Er zijn overigens meerdere afspoelingsscenario’s ontwikkeld, onder meer door Kraay en Verstappen (RIZA, 1991?). Het hier gebruikte scenario is het meest recente en is om praktische redenen gebruikt. De invloed van het gebruikte scenario is lineair (mate van verdunning) zodat het vrij eenvoudig is om de consequenties van het gekozen scenario in kaart te brengen. In deze studie is dat overigens niet gebeurd omdat deze studie niet beoogde om een vergelijking van afspoelingsscenario’s te maken. Op basis hiervan zijn de jaargemiddelde concentraties te berekenen als: - 25 % afspoeling: 3150 g/20 * 106 l = 158 µg/l - 100 % afspoeling: 12600 g/20 * 106 l = 630 µg/l En de PECoppervlaktewater is: - 25 % afspoeling: 158 * 4 = 632 µg/l - 100 % afspoeling: 630 * 4 = 2520 µg/l AMPA Aangenomen wordt dat 16% van alle glyfosaat na enige tijd is omgezet in AMPA (daarbij levert 1 g glyfosaat 0.66 g AMPA op). [CTB, 2001] Afgeleid van de PEC-waarden voor glyfosaat zijn de waarden voor de PECoppervlaktewater van AMPA als volgt te berekenen: - 25 % afspoeling: 0,66 * 0,16 * 632 = 66,7 µg/l - 100 % afspoeling: 0,66 * 0,16 * 2520 = 266 µg/l Polyoxyethyleenamine Er wordt uitgegaan van een gebruikshoeveelheid van 0.58 kg per hectare per jaar.

66


De totale hoeveelheid POEA die afspoelt per hectare per jaar: - 25 % afspoeling: 580 g * 25 % = 145 g per hectare per jaar - 100 % afspoeling: 580 g *100 % = 580 g per hectare per jaar Aangenomen wordt dat (per jaar) de hoeveelheid POEA opgebracht op 10 hectare afgevoerd wordt naar een slootoppervlakte van 1 hectare met een diepte van 2 m (slootvolume: 20000 m3). Tevens wordt aangenomen dat deze afvoer geschiedt via een regenwaterafvoer, en niet via berm of slootkant. Op basis hiervan is de jaargemiddelde concentratie te berekenen als: - 25 % afspoeling: 1450 g/20 * 106 liter = 72,5 µg/l - 100 % afspoeling: 5800 g/20 * 106 liter = 290 µg/l De PECoppervlaktewater wordt: - 25 % afspoeling: 72,5 * 4 = 290 µg/l - 100 % afspoeling: 290 * 4 = 1160 µg/l 3.3.2. Bodem De schatting van de blootstelling van glyfosaat, AMPA en POEA zijn in scenario 3.1, 3.2 en 3.3 voor het bodemcompartiment hetzelfde.

3.4 MONITORINGGEGEVENS Glyfosaat Gemiddelde glyfosaatconcentraties in rivieren zoals gemeten in 1995 op verschillende meetpunten varieerden van 0,01 tot 0,22 µg/l (maximale waarde: 0,49 µg/l) (Hopman & Puijker, 1996). Gemeten glyfosaatconcentraties in grachtwater na applicatie van glyfosaat op verhardingen variëren van minder dan 0.2 µg/l tot 376 µg/l (Dekker et al. 2000). Deze laatste waarde werd zelfs nog gemeten enige maanden na toepassing van het herbicide. Deze gemeten waarden, en dan met name het verschil tussen grote en kleine watermassa's, komen qua ordegrootte goed overeen met de in § 3.3.1 en 3.2.1 berekende PEC-waarden, en bevestigen dat afspoeling van glyfosaat naar kleine watermassa's tot een veel hogere blootstelling leidt dan afspoeling naar grote watermassa's. In akker- en bosbodems zijn in verschillende studies direct na applicatie concentraties glyfosaat gemeten variërend van 0,07 tot 39,8 mg/kg (Giesy et al., 2000). Op verhardingen zal echter veel minder infiltratie en adsorptie plaatsvinden dan in permeabele bodems. Van de mate van infiltratie, en de resulterende concentraties glyfosaat in bodems bij gebruik op verhardingen zijn echter geen meetgegevens bekend. AMPA Gemiddelde AMPA-concentraties in rivieren zoals gemeten in 1995 op verschillende meetpunten varieerden van 0,04 tot 1,48 µg/l (maximale waarde: 5,40 µg/l) (Hopman & Puijker, 1996). Gemeten AMPA-concentraties in grachtwater na applicatie van glyfosaat op verhardingen variëren van minder dan 0,25 µg/l tot 46 µg/l (Dekker et al., 2000). Ook voor AMPA geldt dus dat afspoeling naar kleine watermassa's tot een hogere blootstelling leidt dan afspoeling naar grote watermassa's. Polyoxyethyleenamine Van POEA zijn geen monitoringgegevens bekend.

67


3.5 AFBRAAK De PEC-waarden zoals berekend in §3.1 t/m 3.3 moeten beschouwd worden als maximale concentraties die kunnen optreden als gevolg van het gebruik van glyfosaat op verhardingen. In werkelijkheid zullen zowel glyfosaat, AMPA als POEA in alle compartimenten (verder) afbreken. Glyfosaat Glyfosaat wordt in oppervlaktewater relatief snel microbieel omgezet in AMPA. Met name in stilstaande wateren wordt de afbraaksnelheid sterk bepaald door de lokaal heersende condities. Tabel 1 geeft een overzicht van DT50-waarden (de tijd waarin 50 % van de stof is afgebroken) zoals gerapporteerd door het CTB. Giesy et al. (2000) schat de halfwaardetijd van afbraak van glyfosaat in water op 7 tot 14 dagen. Tabel 1. DT50-waarden van glyfosaat in oppervlaktewater Studie DT50 (water + sediment) DT50 (water) (dagen) (dagen) I 15,2 – 23,4 3,7 – 3,8 II > 30 1,5 – 3,5

bron CTB CTB

De belangrijkste afbraakroute van glyfosaat in de bodem is de biologische degradatie tot AMPA, dat verder wordt omgezet naar CO2. Abiotische afbraakprocessen zoals fotolyse en hydrolyse dragen slechts weinig bij aan de afbraak van glyfosaat in het milieu (Giesy et al., 2000). De afbraaksnelheid in de bodem hangt af van de microbiële activiteit van de bodem, maar is over het algemeen in zowel bosals akkerbodemvrij laag. Giesy et al. (2000) rapporteert een DT50 (tijd waarin 50 % van het glyfosaat is afgebroken) voor afbraak in de bodem van 32 dagen. AMPA Tabel 2 geeft een overzicht van DT50-waarden van AMPA in oppervlaktewater zoals gerapporteerd door het CTB. Tabel 2. DT50-waarden van AMPA in oppervlaktewater DT50 (water + sediment) DT50 (water) Bron (dagen) (dagen) 19-45 2-5 CTB Giesy et al. (2000) schat de halfwaardetijd van AMPA op 7 tot 14 dagen, dus vergelijkbaar met de DT50 van glyfosaat. Microbiële afbraak van AMPA in de bodem is veel langzamer dan van glyfosaat. Giesy et al. (2000) rapporteert een DT50 voor afbraak in de bodem van 145 dagen. Polyoxyethyleenamine POEA wordt in oppervlaktewater afgebroken door microbiële processen. De halfwaardetijd voor microbiële afbraak wordt geschat op minder dan 3 tot 4 weken (Giesy et al., 2000). POEA wordt in de bodem voornamelijk afgebroken door middel van microbiële afbraak. Giesy et al (2000) rapporteert een geschatte halfwaardetijd van minder dan een week, wellicht 1 à 2 dagen.

68


4 EFFECTEN 4.1 RWZI zuiveringsslib Glyfosaat De laagste bekende lange termijn NOEC-waarde is 10 mg/kg (voor nitrificatie-, denitrificatie- en ammonificatie-processen) (Tu, 1994; Giesy et al., 2000). Bij beschikbaarheid van één lange termijn NOEC wordt volgens de TGD-methode (in het geval van zuiveringsslib) de NEC gelijkgesteld aan de NOEC (ECB, 1996). Op basis van deze gegevens is de NECzuiveringsslib: 10 mg/kg. AMPA Van AMPA zijn voor micro-organismen (geen microphyten) geen toxiciteitsgegevens bekend. Polyoxyethyleenamine Van POEA zijn voor micro-organismen (geen microphyten) geen toxiciteitsgegevens bekend. 4.2 Oppervlaktewater Glyfosaat De basisset toxiciteitsgegevens van glyfosaat is compleet, dat wil zeggen er zijn LC50-waarden bekend voor algen, kreeftachtigen (Daphnia) en vis. Tevens zijn er lange termijn NOEC-waarden bekend voor drie trofische niveaus waarvan de laagste waarden zijn weergegeven in tabel 3. Per trofisch niveau is slechts van een beperkt aantal soorten een NOEC beschikbaar, namelijk voor twee soorten voor algen en voor vissen. Van een aantal zeer gevoelige algensoorten, dat wil zeggen met zeer lage EC50waarden, zoals Skeletonema costatum en Myriophyllum sibiricum zijn geen NOEC’s beschikbaar. Volgens de TGD-methode moet dan een assessment factor (‘veiligheidsfactor’) van 50 worden gebruikt (ECB, 1996). Op basis van deze gegevens is de NECoppervlaktewater: (9 mg/l)/50 = 180 µg/l. Tabel 3. NOEC-waarden van glyfosaat Soort Duur Lemna gibba (macrofyt) 14 dagen Daphnia magna (invertebraat) 21 dagen Pimephales promelas (vis) 255 dagen

Waarde 9 mg/l 9,4 mg/l 26 mg/l

Macrofyten behoren niet tot de standaardtoetsorganismen die het CTB toepast. Het uitgangspunt hier is echter dat ook macrofyten (waterplanten) tot te beschermen organismen behoren. Dit heeft gevolgen voor de NEC (die wordt lager) omdat macrofyten logischerwijs gevoelig zijn voor afgespoelde herbiciden zoals glyfosaat. De toepassing van de NOEC-waarde van afwijkende toetsorganismen is in de TGD-methode ook aangeduid als een acceptabele optie. AMPA Er zijn alleen lange termijn NOEC-waarden bekend voor microfyten. Omdat de basisset niet compleet is mag de TGD-methode niet worden toegepast (ECB, 1996). Met de EPA-methode, die bij beschikbaarheid van alleen NOEC-waarden mag worden gebruikt (Traas, 2001), kan de volgende NEC-waarde worden afgeleid: 3 dagen-NOEC (Scenedesmus subspicatus) = 7,9 mg/l (> LC50/1000); de "assessment factor" is in dit geval 10: 7,9/100 = 0,079 mg/l.

69


Polyoxyethyleenamine Er zijn geen NOEC-waarden bekend van POEA. Wel zijn van twee trofische niveaus LC50-waarden bekend (tabel 4). Bij beschikbaarheid van twee LC50's voor verschillende trofische niveaus wordt volgens de EPA-methode een "assessment factor" van 1000 aangehouden (Traas, 2001). Op basis van deze gegevens is de NECoppervlaktewater: (0,65 mg/l)/1000 = 0,65 µg/l. Tabel 4. LC50-waarden voor POEA Soort Waarde Daphnia magna (invertebraat) 2 mg/l Oncorhynchus mykiss (vis)

0,65 mg/l

4.3 Bodem Glyfosaat Er zijn lange termijn NOEC-waarden bekend voor twee trofische niveaus, de laagste waarden zijn weergegeven in tabel 5. Bij beschikbaarheid van twee lange termijn NOEC's voor verschillende trofische niveaus wordt volgens de TGD-methode een "assessment factor" van 50 aangehouden (ECB, 1996). Op basis van deze gegevens is de NECbodem: (10 mg/kg)/50 = 0,2 mg/kg. Tabel 5. NOEC-waarden voor glyfosaat Soort/proces nitricatie, denitricatie, ammonificatie Eisenia foetida (invertebraat)

Duur 7/14/21 dagen 14 dagen

Waarde 10 mg/kg 188,7 mg/kg

AMPA Van AMPA zijn voor terrestrische organismen geen toxiciteitsgegevens bekend. Polyoxyethyleenamine Van POEA zijn voor terrestrische organismen geen toxiciteitsgegevens bekend.

70


5 RISICOSCHATTING GLYFOSAAT Scenario 1 Compartiment

PEC 25% afspoeling

PEC 100% afspoeling

NEC

PEC/NEC 25% afspoeling


RWZI zuiveringsslib oppervlaktewater

126

504

10

12,6

50,4

0,16

0,68

180

8,9*10-4

3,8*10-3

bodem

1,68

0

0,2

8,4

0

PECzuiveringsslib en NECzuiveringsslib zijn weergegeven in mg/kg PECoppervlaktewater en NECoppervlaktewater zijn weergegeven in µg/l PECbodem en NECbodem zijn weergegeven in mg/kg

Scenario 2 compartiment

PEC 100% afspoeling

NEC



oppervlaktewater 0,16

0,68

180

8,9*10-4

3,8*10-3

bodem

1,68

0

0,2

8,4

0

PEC 25% afspoeling

PEC 100% afspoeling

NEC



oppervlaktewater 632

2.520

180

3,5

14

bodem

0

0,2

8,4

0


PEC 25% afspoeling

1,68

Zuiveringsslib Voor zuiveringsslib (alleen van toepassing in scenario 1) zijn de PEC/NEC-ratio’s groter dan 1. Volgens scenario 1 is risico voor zuiveringsslib in RWZI's als gevolg van het gebruik van glyfosaat op verhardingen derhalve niet uit te sluiten. Oppervlaktewater Voor oppervlaktewater zijn alleen de PEC/NEC-waarden in scenario 3 groter dan 1. Hieruit kan geconcludeerd worden dat het gebruik van glyfosaat op verhardingen geen risico oplevert wanneer regenwater afgevoerd wordt ofwel naar een RWZI (scenario 1), ofwel naar grote watermassa's zoals een rivier (scenario 2), aangezien in die gevallen voldoende verdunning optreedt. Bij afvoer van regenwater naar kleine watermassa's (zoals sloten, grachten) is risico voor aquatische organismen als gevolg van glyfosaat niet uit te sluiten. In alle scenario’s is de PEC-waarde van oppervlaktewater hoger dan de drinkwaternorm (0,1 µg/l). Er zijn aannamen gedaan die de uitkomst van de risicoschatting mogelijk sterk beïnvloeden: 1) In de PEC-waarden is afbraak van glyfosaat nog niet verdisconteerd. Glyfosaat wordt in oppervlaktewater relatief snel afgebroken. Stel dat de DT50 ongeveer 20 dagen is (vgl. tabel 1), dan is in scenario 3 na 80 dagen over: 40 µg/l bij 25% afspoeling, 158 µg/l bij 100% afspoeling, dus in beide gevallen onder de NEC-waarde. De overschrijding van de NEC-waarde in scenario 3 zal derhalve

71


hoogstens enkele maanden aanhouden. Wel dient hierbij aangetekend te worden dat de DT50 hier uitgaat van een lineaire afbraak (zgn. 1e orde kinetiek). In de praktijk echter zal de afbraakcurve anders verlopen, afhankelijk van de mate van adaptatie van micro-organismen. 2) In scenario 1 is aangenomen dat de RWZI loost op groot oppervlaktewater. Sommige RWZI’s lozen echter op relatief klein oppervlaktewater. Wanneer een verdunning van 2 wordt aangenomen in plaats van 44 (zie § 3.1.2) is de PEC-waarde 44 maal hoger. In dat geval zal de PEC/NEC-waarde nog steeds kleiner dan 1 zijn. De mate van verdunning van effluent in oppervlaktewater heeft dus weinig invloed op de uitkomst van de risicoschatting in scenario 1. 3) In scenario 1 is aangenomen dat alle afgespoelde water in een gemengd rioolstelsel komt. In werkelijkheid wordt gemiddeld 75% opgevangen in een gemengd rioolstelsel en 25% in een gescheiden rioolstelsel. Voor de risicobepaling van oppervlaktewater is dit niet relevant. De PEC/NEC-waarde voor zuiveringsslib kan dus een overschatting blijken met ongeveer een factor 1,3. 4) In scenario 3 is de verhouding “behandeld oppervlak/slootvolume” gesteld op 10 ha/20000 m3. Indien hiervoor een tien keer zo kleine ratio wordt aangenomen, vindt geen overschrijding plaats van de NEC-waarde. Deze verhouding bepaalt dus in sterke mate de uitkomst van de risicoschatting in scenario 3. Bodem Voor de bodem is de PEC/NEC-waarde groter dan 1 wanneer het merendeel van het regenwater naar de bodem infiltreert. Het gebruik van glyfosaat op verhardingen kan derhalve een risico vormen voor terrestrische organismen. Dit is afhankelijk van het type verharding waarop het toegepast wordt (op relatief permeabele typen verharding zal meer infiltratie optreden). Glyfosaat wordt in de bodem relatief langzaam afgebroken (halfwaardetijd 32 dagen). Bij een DT50 van 32 dagen is na 100 dagen een concentratie van 0,2 mg/kg (de NEC-waarde) bereikt. De overschrijding van de NEC-waarde kan dus meerdere maanden aanhouden. AMPA Scenario 1 compartiment

PEC 100% afspoeling

PEC 25% afspoeling

NEC

50% 0% 50% n.b. vorming vorming vorming 41,6 0 166,3



RWZI zuiveringsslib

0% vorming 0

0% 50% 0% 50% vorming vorming vorming vorming 0 n.b. 0 n.b.

oppervlaktewater bodem

0,017

0,072

79

2,2 * 10-4

9,1 * 10-4

0,322

0

n.b.

n.b.

0

n.b.: niet bekend PECzuiveringsslib en NECzuiveringsslib zijn weergegeven in mg/kg PECoppervlaktewater en NECoppervlaktewater zijn weergegeven in µg/l PECbodem en NECbodem zijn weergegeven in mg/kg

Scenario 2 Compartiment

PEC PEC 25% afspoeling 100% afspoeling

NEC



oppervlaktewater

0,017

0,072

79

2,2 * 10-4

9,1 * 10-4

Bodem n.b.: niet bekend

0,322

0

n.b.

n.b.

0

72




NEC



Oppervlaktewater

66,7

266

79

0,85

3,4

bodem

0,322

0

n.b.

n.b.

0

n.b.: niet bekend

Zuiveringsslib Voor zuiveringsslib zijn van AMPA geen toxiciteitsgegevens bekend. Het is derhalve onduidelijk of de vorming van AMPA als gevolg van het gebruik van glyfosaat op verhardingen voor organismen in zuiveringsslib risico oplevert. Oppervlaktewater Voor oppervlaktewater zijn in scenario 1 en 2 de PEC/NEC-waarden kleiner dan 1, in scenario 3 groter dan 1 bij 100% afspoeling. Hieruit kan geconcludeerd worden dat de vorming van AMPA door het gebruik van glyfosaat op verhardingen geen risico oplevert wanneer regenwater afstroomt ofwel naar een RWZI (scenario 1), ofwel naar grote watermassa's zoals een rivier (scenario 2), aangezien in die gevallen voldoende verdunning optreedt. Bij afvoer van regenwater naar kleine watermassa's (zoals sloten, grachten) is risico voor aquatische organismen als gevolg van de vorming van AMPA niet uit te sluiten maar wel betrekking gering. In scenario 1 en 2 is de PEC-waarde iets hoger dan de drinkwaternorm (0,1 µg/l). Er zijn aannamen gedaan die de uitkomst van de risicoschatting mogelijk sterk beïnvloeden: 1) In de PEC-waarden is afbraak van AMPA nog niet verdisconteerd. Stel dat de DT50 ongeveer 30 dagen is (vgl. tabel 2), dan is in scenario 3 na 40 dagen over: 67 µg/l bij 100% afspoeling. De overschrijding van de NEC-waarde in scenario 3 zal dus hoogstens enkele weken kunnen aanhouden. 2) In scenario 1 is aangenomen dat de RWZI loost op groot oppervlaktewater. Sommige RWZI’s lozen echter op relatief klein oppervlaktewater. Wanneer een verdunning van 2 wordt aangenomen in plaats van 44 (zie § 3.1.2) is de PEC-waarde 44 maal hoger. In dat geval zal de PEC/NEC-waarde nog steeds kleiner dan 1 zijn. Voor AMPA geldt dus dat de mate van verdunning van effluent in oppervlaktewater de uitkomst van de risicoschatting niet beïnvloedt. 3) In scenario 3 is de verhouding “behandeld oppervlak/slootvolume” gesteld op 10 ha/20000 m3. Wanneer hiervoor een 10 keer zo kleine ratio wordt aangenomen, is de PEC-waarde 10 maal lager en is de PEC/NEC-waarde in alle gevallen kleiner dan 1. Deze verhouding bepaalt dus in sterke mate de uitkomst van de risicoschatting van AMPA in scenario 3. 4) Het ontbreken van voldoende toxiciteitsgegevens voor AMPA maakt de afleiding van de NECwaarde relatief onnauwkeurig. Er zijn meer toxiciteitsgegevens van AMPA verkregen nodig om de NEC-waarde met grotere nauwkeurigheid te kunnen vaststellen. Bodem Voor de bodem zijn van AMPA geen toxiciteitsgegevens bekend. Het is derhalve onduidelijk of de vorming van AMPA als gevolg van het gebruik van glyfosaat op verhardingen voor terrestrische organismen risico oplevert. Wel is duidelijk dat AMPA in de bodem slechts zeer langzaam afbreekt (halfwaardetijd 145 dagen). De hier berekende PEC-waarden zouden dus gedurende zeer lange tijd aanwezig kunnen blijven.

73


POLYOXYETHYLEENAMINE Scenario 1 compartiment


NEC



RWZI zuiveringsslib oppervlaktewater

58

232

n.b.

n.b.

n.b.

6,36 * 10-3

0,025

0,65

0,01

0,04

bodem

0,772

0

n.b.

n.b.

0

n.b.: niet bekend PECzuiveringsslib en NECzuiveringsslib zijn weergegeven in mg/kg PECoppervlaktewater en NECoppervlaktewater zijn weergegeven in µg/l PECbodem en NECbodem zijn weergegeven in mg/kg



NEC



oppervlaktewater

0,08

0,32

0,65

0,12

0,49

bodem

0,772

0

n.b.

n.b.

0


NEC



Oppervlaktewater

290

1.160

0,65

446

1.785

Bodem

0,772

0

n.b.

n.b.

0

n.b.: niet bekend


n.b.: niet bekend

Zuiveringsslib Voor organismen die in zuiveringsslib voorkomen zijn van POEA geen toxiciteitsgegevens bekend. Het is derhalve onduidelijk of de optredende concentraties POEA voor organismen in zuiveringsslib een risico vormen. Oppervlaktewater Voor oppervlaktewater zijn alleen de PEC/NEC-waarden in scenario 3 groter dan 1. Hieruit kan geconcludeerd worden dat de optredende concentraties POEA geen risico oplevert wanneer regenwater afgevoerd ofwel naar een RWZI (scenario 1), ofwel naar grote watermassa's zoals een rivier (scenario 2), aangezien in die gevallen voldoende verdunning optreedt. Bij afvoer van regenwater naar kleine watermassa's (zoals sloten, grachten) is er wel een aanzienlijk risico voor aquatische organismen als gevolg van de optredende POEA-concentraties. Dit resultaat is vergelijkbaar met een risico-analyse van het CTB die aangaf dat POEA naar schatting een hoger risico opleverde dan glyfosaat. Er zijn aannamen gedaan die de uitkomst van de risicoschatting mogelijk sterk beïnvloeden: 1) In de PEC-waarden is afbraak van POEA nog niet verdisconteerd. De halfwaardetijd voor afbraak van POEA in oppervlaktewater wordt geschat op 3 tot 4 weken. Bij een geschatte DT50 van 25 dagen is in scenario 3 na 100 dagen over: 18 µg/l bij 25 % afspoeling, 73 µg/l bij 100 % afspoeling, dus in beide gevallen ruim boven de NEC-waarde. De overschrijding van de NEC-waarde in scenario 3 kan dus meerdere maanden aanhouden.

74


2) In scenario 1 is aangenomen dat de RWZI loost op groot oppervlaktewater. Sommige RWZI’s lozen echter op relatief klein oppervlaktewater. Wanneer een verdunning van 2 wordt aangenomen in plaats van 44 (zie § 3.1.2) is de PEC-waarde 44 maal hoger. In dat geval zal de PEC/NEC-waarde bij 100% afspoeling groter zijn dan 1 en is risico voor organismen in het oppervlaktewater niet uit te sluiten. De mate van verdunning van effluent in oppervlaktewater bepaalt dus sterk de uitkomst van de risicoschatting in scenario 1. 3) In scenario 3 is de verhouding “behandeld oppervlak/slootvolume” gesteld op 10 ha/20000 m3. Ook wanneer deze verhouding 10 maal lager gesteld wordt, vindt overschrijding van de NEC-waarde plaats. Deze verhouding bepaalt dus slechts in beperkte mate de uitkomst van de risicoschatting van POEA in scenario 3. Wel is de mate van overschrijding sterk afhankelijk van de waarde die voor deze verhouding wordt aangenomen. 4) Het ontbreken van lange termijn-toxiciteitsgegevens van POEA maakt de afleiding van de NECwaarde relatief onnauwkeurig. Er zijn meer toxiciteitsgegevens van POEA nodig om de NEC-waarde met grotere nauwkeurigheid te kunnen vaststellen. Bodem Voor bodemorganismen zijn van het toegepaste POEA geen toxiciteitsgegevens bekend. Het is derhalve onduidelijk of de optredende concentraties POEA als gevolg van het gebruik van glyfosaat op verhardingen voor bodemorganismen een risico vormen.

RISICOSCHATTING VOOR DE MENS Blootstelling In een studie naar blootstelling aan glyfosaat bij toepassing van spuitapparatuur werd geen verhoogd blootstellingsniveau gemeten bij gebruikers (Jauhiainen et al., 1991). Effecten Aangezien de metabolische route waarop glyfosaat effect heeft niet voorkomt in dieren en mensen, is glyfosaat voor dieren en mensen acuut en chronisch weinig giftig. Vergiftigingsverschijnselen treden alleen op bij zeer hoge doses. Het geformuleerde product Roundup kan tot oog- en huidirritatie leiden, wat waarschijnlijk het gevolg is van de surfactant en niet van glyfosaat. Glyfosaat is niet mutageen, en ondanks zwakke aanwijzingen voor carcinogeniteit wordt glyfosaat niet als zodanig beoordeeld (Matser & Van Raalte, 1991). Risicoschatting Gezien het lage blootstellingsniveau en de lage toxiciteit van glyfosaat voor de mens, is het risico van glyfosaat voor de toepasser verwaarloosbaar. Wel kan oog- en huidirritatie optreden door de surfactant POEA.

75


76


CONCLUSIES - De PEC/NEC-waarde van glyfosaat voor zuiveringsslib (scenario 1) is groter dan 1. Dit betekent dat bij afvoer van regenwater naar een RWZI niet is uit te sluiten dat glyfosaat een risico vormt voor organismen voorkomend in het zuiveringsslib (dit kan het functioneren van de microörganismen remmen en dus interfereren met de waterzuivering). Echter, dit is gebaseerd op de "worst case"aanname dat in (in de aanloop naar) de RWZI nog geen glyfosaat is afgebroken. Gezien de ruimte mate waarin de PEC-waarden de NEC-waarde overschrijden zou ook bij het optreden van enige afbraak, de PEC-waarde groter blijven dan de NEC-waarde. Een nauwkeuriger vastelling van de heersende concentraties in een RWZI zou hierover meer duidelijkheid kunnen geven. - Voor glyfosaat, AMPA en POEA wordt een overschrijding van de NECoppervlaktewater gevonden in het scenario waarin afspoeling naar kleine watermassa's plaatsvindt, zoals sloten en grachten. Monitoringgevens van glyfosaat in kleine gemeentelijke oppervlaktewateren bevestigen dat overschrijding van de NEC-waarde sterk lokaal gebonden is. Er dient dan ook op lokaal niveau nader onderzoek gedaan te worden naar de concentraties van deze stoffen in kleine wateren door middel van het uitvoeren van metingen. Overigens is de uitkomst in het geval van glyfosaat en AMPA sterk afhankelijk van de verhouding die is aangenomen voor het behandelde oppervlak versus de sloot-/grachtinhoud. Wanneer hiervoor een 10 maal lagere verhouding wordt aangenomen, is geen risico te verwachten (PEC/NEC < 1). Voor POEA blijven de conclusies onveranderd. In de scenario's waarin afspoeling naar grote watermassa's, zoals een rivier plaatsvindt (via riool of direct) wordt voor geen enkele van de onderzochte stoffen een overschrijding van de NEC-waarde gevonden. Wel blijkt de uitkomst van de risicoschatting van POEA voor oppervlaktewater bij emissie via een RWZI, sterk bepaald door de mate van verdunning die wordt aangenomen van het effluent in het oppervlaktewater. Wanneer een zeer kleine verdunning wordt aangenomen, is de uitkomst juist dat er wel risico zou kunnen optreden (PEC/NEC > 1). Voor AMPA en POEA geldt dat de NEC-waarde voor aquatische organismen is gebaseerd op relatief weinig toxiciteitsgegevens. Voor een nauwkeuriger afleiding van de NEC-waarden zijn meer toxiciteitsgegevens nodig. - De waarden van PECoppervlaktewater van glyfosaat overschrijden de drinkwaternorm (0,1 µg/l) in alle berekende gevallen. Voor AMPA is dit alleen in scenario 3 het geval. - Of glyfosaat wel of geen risico vormt voor bodemorganismen is afhankelijk van de mate van infiltratie, en dus van het type verharding. Wanneer het merendeel infiltreert, kunnen mogelijk risicovolle glyfosaatconcentraties aanwezig blijven gedurende meerdere maanden. Voor AMPA en POEA kan met betrekking tot het risico voor bodemorganismen geen uitspraak gedaan worden, omdat geen toxiciteitsgegevens van deze stoffen voor bodemorganismen bekend zijn.

77


BRONNEN http://www.epa.gov/ecotox http://www.cbs.nl http://www.rivm.nl http://www.bib.wau.nl/ctb

http://hazard.com/msds2 Bakker, L. (2001). Uitvoeringsdocument onkruidbestrijding verhard oppervlak. RIZA. CTB (2000). Nieuwe tekst WG/GA Roundup Pro. http://www.bib.wau.nl/ctb, d.d 24-10-2001 Dekker, C.G.C., Brijder, T. & Kroon, K. (2000). Chemische onkruidbestrijding op straatverharding. Waterschap Zuiderzeeland. De Rooy, M. (2001). Persoonlijke mededeling. ECB (1996). Technical Guidance Document in support of Commission Directive 93/67/EEC on risk assessment for new notified substances and the Commission Regulation (EC) No. 1488/94 on risk assessment for existing substances. EC Catalogue numbers CR-48-96-001, 002, 003, 004-EN-C. Edwards, W.M., Triplett, G.B. & Kramer, R.M. (1980. A watershed study of glyphosate transport in runoff. J. Environ. Qual. 9, 661-665. Giesy, J.P., Dobson, S. & Solomon, K.R. (2000). Ecotoxicological risk assessment for Roundup® herbicide. Rev. Environ. Contam. Toxicol. 167, 35-120. Hopman, R. & Puijker, L.M. (1996). Glyfosaat en AMPA: aanwezigheid in de bronnen en verwijdering tijdens de drinkwaterbereiding. H2O 29, 42-44. Jauhiainen, A., Räsänen, K., Sarantila, R., Nuutinen, J. & Kangas, J. (1991). Occupational exposure of forest workers to glyhosate during brush saw spraying work. Am. Ind. Hyg. Assoc. J. 52, 61-64. Kuiper, P. (2002). Persoonlijke mededeling. RIZA Mandersloot, H.J. (1993). Gewasbeschermingsgids. Ministerie van LNV. Matser, E. & Van Raalte, A. (1991). De toxiciteit van een zevental bestrijdingsmiddelen. Chemiewinkel UvA. Rueppel, M.L., Brightwell, B.B., Schaefer, J. & Marvel, J.T. (1977). Metabolism and degradation of glyphosate in soil and water. J. Agric. Food Chem. 25, 517-528. Traas, T.P. (2001). Guidance document on deriving environmental risk limits. RIVM report 601501012.

78


Tu, C.M. (1994). Effects of herbicides and fumigants on microbial activities in soil. Bull. Environ. Contam. Toxicol. 53, 12-17. Zaranyika, M.F. & Nyandoro, M.G. (1993). Degradation of glyphosate in the aquatic environment: an enzymatic kinetic model that takes into account microbial degradation of both free and colloidal (or sediment) particle adsorbed glyphosate. Journal of Agricultural and Food Chemistry 41, 838-842.

79

Beslisfactoren voor onkruidbestrijding op verhardingen

Recommend Documents