ERVARINGEN MET HET IDENTIFICEREN VAN OORZAKEN VAN TOXICITEIT

ERVARINGEN MET HET IDENTIFICEREN VAN OORZAKEN VAN TOXICITEIT in communaal en industrieel afvalwater, en diffuus verontreinigd water

RIZA Werkdocument nr.: 99.078X

Drs. R.P.M. Berbee RIZA Afdeling Procestechnologie Lelystad, april 1999

1

2

Leesadvies van de auteur Het volledig doorlezen van dit rapport is niet echt nodig. Dit advies kan u heel veel tijd besparen en toch krijgt u de essentiële zaken vrij helder in beeld. Dit rapport gaat over het achterhalen van oorzaken van toxiciteit in afvalwater. Deze vraag komt bijna altijd naar voren wanneer in afvalwater toxiciteit wordt aangetroffen. Hoe de algemene aanpak is bij dit soort problemen vindt u in de inleiding. Die is dan ook zeker aan te raden. Het belangrijkste deel van dit rapport is hoofdstuk 3. De ervaringen in allerlei buitenlandse case studies zijn hierin beschreven. Alle casestudies zijn steeds samengevat als toegankelijke ‘krantenartikelen’. In de kop van zo’n artikel staat steeds de hoofdboodschap. In de staart is geprobeerd om de vergelijkbaarheid en betekenis voor de Nederlandse lozingssituaties weer te geven. Net als in een krant is het niet nodig om alle artikelen te lezen. Als u wilt kunt u zelfs met de koppen volstaan. Het doornemen van de ervaringen aan het slot van elk onderwerp (communale lozingen, industriële lozingen....) is belangrijk. Deze rapportage vorm is gekozen omdat identificatiestudies vaak zeer diepgaand zijn. Dit rapport zou anders nauwelijks te volgen zijn. De algemene les is dat de buitenlandse ervaringen zonder meer relevant zijn bij toekomstige studies naar oorzaken van toxiciteit in Nederland. Behandelde onderwerpen naar interesseveld: Communale lozingen: Via de artikelen C1, C2 en C4 in hoofdstuk 3.1 (pag. 17 e.v.) krijgt u een behoorlijk beeld. U vindt de codes in de kop van de artikelen. In 3.1.1 staan de belangrijkste conclusies over communaal afvalwater. Industriële lozingen: Met het doorlezen van de artikelen I2, I5, I6 en I10 in hoofdstuk 3.2 (pag. 23 e.v.) krijgt u een behoorlijk breed overzicht. In 3.2.1 staan de belangrijkste conclusies. Diffuse lozingen: Via de artikelen D1 en D3 in hoofdstuk 3.3 krijgt u een redelijk beeld (pag. 31 e.v.). In 3.3.1 staan de belangrijkste conclusies. Identificatieonderzoek in oppervlaktewater/waterbodems: Lees dan pag. 34 en 35. Dit onderwerp is slechts globaal behandeld. Wanneer u daarna de samenvatting doorleest heeft u relatief snel een behoorlijk inzicht wat identificatie van toxiciteit inhoudt, wat dit voor uw situatie kan betekenen en wat ongeveer de kosten zijn. Ik wens u veel leesplezier! Rob Berbee

3

4

Samenvatting In het Nederlandse waterkwaliteitsbeleid wordt meer en meer gekeken naar de mogelijkheden van het gebruik van acute toxiciteitstesten voor de beoordeling van afvalwaterstromen. Soms wordt bij dit soort testen een toxisch effect waargenomen. Daarna volgt steeds de vraag: ‘en wat is daarvan nu de oorzaak?’. Het achterliggende idee bij die vraag is eigenlijk de roep om iets aan de aangetroffen toxiciteit te doen. In dit rapport richten we ons op mogelijkheden om de oorzaken van toxiciteit te achterhalen. Methoden om de oorzaak van toxiciteit te achterhalen zijn beginjaren `90 met name door de EPA in de V.S. ontwikkeld. Deze methoden zijn keurig in protocollen vastgelegd. De EPA-methode omvat drie fases. In de eerste fase wordt een toxisch monster behandeld met een fysische of chemische methode. Daarbij wordt steeds een bepaalde stofgroep die mogelijk de toxiciteit veroorzaakt, weggenomen. Indien bijvoorbeeld metalen de oorzaak zijn, dan hoort toevoeging van een beperkte hoeveelheid EDTA tot afname van de toxiciteit te leiden. Zo zijn er voor verschillende in potentie toxische stofgroepen fysisch chemische methoden ontwikkeld. In fase 1 wordt dus geleerd in welke hoek de toxiciteit zit (metalen, organische microverontreinigingen etc.). In de tweede fase wordt geprobeerd om binnen een bepaalde stofgroep de belangrijkste toxische stoffen te traceren. Dit is meestal een zeer ingewikkelde stap. In de eenvoudigere derde fase wordt tenslotte geprobeerd om de bewijsvoering helemaal rond te krijgen. Methodieken voor toxiciteitsidentificatie zijn dus beschikbaar. De ervaring hiermee in Nederland is echter nog beperkt. Binnen Rijkswaterstaat wordt momenteel ervaring opgedaan met de praktische uitvoering van deze technieken. Ter ondersteuning hiervan is een literatuurstudie uitgevoerd om de internationale ervaringen met toxiciteitsidentificatie te achterhalen. Over de resultaten van deze literatuurstudie gaat het in dit rapport. Er is gekeken naar zowel het traceren van oorzaken van toxiciteit bij communale en industriële lozingen, maar ook bij diffuse lozingen. De identificatiemethoden worden ook gebruikt om de oorzaken van toxiciteit in bijvoorbeeld waterbodems en oppervlaktewater te achterhalen. Hier is in beperkte mate aandacht aan besteed. De kosten van een aantal studies zijn tijdens de loop van het literatuuronderzoek door het RIZA globaal geschat. In de rapportage is verder geprobeerd om de buitenlandse resultaten te spiegelen aan de huidige Nederlandse lozingssituaties. Zo’n veertig publicaties zijn bekeken, waarbij 70% van van Amerikaanse origine was. De overige kwamen uit Groot Brittannië, Zweden, Duitsland, België en Nederland. De studies blijken te zijn verricht door zowel onderzoeksinstituten (overheid en commercieel) als bedrijven (papier, chemie, bestrijdingsmiddelen, olieproductie, landbouwsector etc.). Wat zijn nu de praktijkervaringen? De belangrijkste noemen we hier kort. ◊ Toxiciteit identificatiestudies zijn vaak zeer gedetailleerd en toegespitst op een specifieke lozingssituatie. Het is steeds maatwerk en niet het simpel volgen van standaard protocollen van de EPA. ◊ Identificatieonderzoek naar oorzaken van toxiciteit hoeft zich niet te beperken tot industriële en communale lozingen. Ook bij diffuse lozingen zijn er prima toepassingsmogelijkheden. ◊ Een volledig identificatieonderzoek naar oorzaken van toxiciteit is niet zomaar een simpele analyse. Het is taai onderzoekswerk, tijdrovend en derhalve kostbaar (schatting van RIZA f 50.000,- en meer/watermonster). Een schatting van een papierbedrijf voor zijn totale lozingssituatie liep zelfs op tot f 600.000,--. Vaak worden eerst zo’n tien monsters op toxiciteit onderzocht alvorens men een identificatieonderzoek start. Gelet op de kosten is het dus belangrijk dat er regelmatig sprake is van toxisch afvalwater alvorens men overgaat tot een identificatiestudie. ◊ Identificatieonderzoek is teamwork. De meest succesvolle studies blijken te worden verricht door een combinatie van toxicologen, analytisch chemici en indien van toepassing procestechnologen van het bedrijf. Een te eenzijdige benadering leidt ertoe dat slimme identificatiemogelijkheden over het hoofd worden gezien. Ook moet worden bedacht dat disciplines als chemie en toxicologie sterk van elkaar verschillen (ander werkgebied en jargon). ◊ Bedrijven kiezen vaak voor het toepassen van stukjes van de EPA-methodiek in combinatie met een aanpak gericht op deelstromen uit hun bedrijf. In die deelstromen vermoeden zij namelijk op grond van eigen know how vaak de belangrijkste knelpunten. Volledige toepassing van de EPA methodiek doen zij meestal niet in verband met de kosten. Ook kiezen bedrijven in zijn algemeenheid voor de goedkopere toxiciteitstesten. Bedrijven zijn er op gericht om de toxiciteit van een lozing weg te nemen en interesseert de specifieke

5

◊

◊

◊

◊

oorzaak vaak veel minder. Bedrijven komen daarbij overigens vaak met hele creatieve oplossingen naar voren. In de gerapporteerde studies wordt meestal gekeken naar het ontrafelen van oorzaken van acute toxiciteit. Uit één voorbeeld blijkt dat de EPA-methodiek in principe ook bruikbaar is voor het oplossen van mutageniteitsvraagstukken. Het toepassen van de EPA-methodes voor het oplossen van chronische toxiciteitsproblemen blijkt overigens stukken moeilijker te zijn. Dit vereist nog veel ontwikkelingswerk. De ervaringen leren dat de identificatie van toxiciteit voor watervlooien met de EPA-methode ongeveer de volgende afnemende succesreeks kent: 1 insecticiden, 2 ammoniak-N, 3 zware metalen, 4 overige organische microverontreinigingen. In geval van lozingen van grote aantallen organische microverontreinigingen strandt de identificatie meestal in fase 2 door analytische problemen en door gebrek aan toxiciteitsdata. Insecticiden komen op plaats 1 omdat ze in vergelijking met de ‘normale’ microverontreinigingen (oplosmiddelen, fenolen e.d.) zo’n factor 100 tot 1000 toxischer zijn. Meestal zijn voor insecticiden ook gerichte analysemethoden beschikbaar. Deze combinatie leidt ertoe dat identificatiemethodes juist bij lozingen met dergelijke stoffen succesvol zijn. De gegevens in de literatuur wijzen uit dat allerlei verontreinigingen in principe de toxiciteit kunnen veroorzaken (ammoniak, metalen, insecticiden en andere organische microverontreinigingen). Het was opvallend dat in influenten van rwzi’s oppervlakte actieve stoffen uit schoonmaakmiddelen een behoorlijke bijdrage kunnen leveren aan de toxiciteit. In de rwzi worden deze stoffen normaliter echter met een hoog rendement verwijderd waardoor acute toxiciteitseffecten niet meer optreden. In de Nederlandse situatie hebben we heel vaak te maken met de aanwezigheid van allerlei verschillende organische microverontreinigingen in het afvalwater (aromaten, olie, fenolen, kleurstoffen e.d.). De literatuur wijst uit dat bij toxiciteitsidentificatie daar vaak problemen mee zijn. Veel analysetechnische knelpunten en een tekort aan toxiciteitsdata voor de wel geanalyseerde verbindingen zijn daarbij de belangrijkste knelpunten. Ontwikkeling c.q. gebruik van (Q)SARs (quantitative structure activity relationships) voor benadering van ontbrekende toxiciteitsgegevens voor organische microverontreinigingen lijkt zeker de moeite waard.

Samenvattend leert de literatuurstudie dat identificatieonderzoek maatwerk en teamwork is, en staat of valt met een goede voorbereiding. Het is absoluut niet nodig dat alle stappen uit de EPA-methodiek worden toegepast (kostenbesparing!). Samenwerking tussen overheid en bedrijf(stak) is zonder meer aan te raden. De opgedane ervaringen, die zijn vermeld aan het einde van de paragraaf over onder meer communale, industriële en diffuse lozingen zullen zonder meer waardevol zijn bij toekomstig identificatieonderzoek in Nederland.

6

Summary In the Netherlands application of acute toxicity tests for the assessment of waste water discharges is of growing importance. Sometimes toxic effects are observed in the waste water. Subsequently, the question arises what the cause of the observed toxicity is. The rationale of this question is in the application of methods to eliminate/avoid the toxicity. This report is focused on solutions to reveal the causes and sources of the observed toxicity. In the beginning of the nineties methods to elucidate the causes of toxicity have been developed by the U.S.E.P.A.. These so-called TIE- techniques (Toxicity Identification Evaluation) comprise of three phases. In the first phase a toxic water sample is physically or chemically treated in different ways. Each treatment method is directed on a specific group of toxic substances. For instance toxicity caused by metals will diminish by addition of EDTA. Thus, from the results in the first phase insight is generated on which groups of substances are responsible for the toxicity. In the second phase further identification of the actual toxic substances is the target. In the final phase it is tried to prove that certain toxicants are indeed responsible for the toxicity observed. Knowing that the procedures can be taken over from the EPA one may conclude that the methods for identification of toxicants are present. However, the experience in the Netherlands with the EPA-procedures is rather limited. Currently within the Institute for Inland Water Management and Waste Water Treatment pilot cases using the EPA-techniques are carried out. Besides this a literature study to the actual experiences with these methods has been carried. The results of this literature study have been described in this report. Studies directed on the application of identification procedures on municipal and industrial waste water and also on discharges from diffuse sources (traffic, agriculture) have been evaluated. Minor attention has been paid to the application of identification procedures on pore water from aquatic sediments. It is known that a full identification procedure is time consuming. Therefore for a number of cases an estimation of the costs have been made. The meaning of the various studies for the discharge situations in the Netherlands has been considered as well. The largest part (70 %) of the identification studies are from U.S.-origin. The remaining studies were carried out in the UK, Sweden, Germany, Belgium and the Netherlands. Studies were conducted by research institutes (governmental as well as commercial) and companies (paper, chemical, pesticide and oil production, agriculture, ....) What have been the practical experiences? The most important results are briefly described. ◊ Toxicity identification evaluations are very detailed studies mostly directed on specific discharge locations. ◊ Identification of the causes of toxicity are not limited to municipal and industrial discharges. In the field of diffuse sources there are very nice examples as well. ◊ A full identification study is not a simple analyses. It is rather tough research, time consuming and consequently expensive. Estimations of the costs are in the range of Dutch Fl. 50.000,-- and more for each water sample. A cost estimation of a TIE for a paper company amounted to Dutch Fl. 600.000,-- for its whole discharge situation. In view of the high costs, prior to starting an identification procedure, mostly ten effluent samples are tested on toxicity to ensure that there is indeed a toxicity problem. ◊ Carrying out identification studies is team work. The most successful studies are being carried out by a team of toxicologists, analytical chemists and engineers of the discharging company. A too limited approach may result that smart identification opportunities are being missed. One should always be aware that the required disciplines chemistry and toxicology differ rather strongly from each other (difference in working area and jargon). ◊ Companies often apply only a part of the EPA-methodology and combine this with studies to suspected waste water side streams from their plant. In contrast to research institutes, companies are less interested in identifying the true responsible pollutants than on getting rid of the toxicity. ◊ Mostly identification studies are directed on solving acute toxicity problems. The principles of the EPAprocedures are also suited for identification of substances causing mutagenicity. However, in certain research papers warnings are given not to apply it for solving chronic toxicity problems. This requires additional development of the identification techniques. ◊ A kind of diminishing success range can be derived from the results of various identification studies. Identification studies in which insecticides are the malefactor appear to be the most successful. In this respect

7

ammonia and heavy metals are in a second and third position. When a wide range of organic components (solvents, phenols, ...) are present in the waste water identification studies are often less successful. The high chance of success in case of insecticides is caused by their relative high toxicity for organisms like Daphnia. ◊ The results from the literature show that a very wide range of substances can lead to toxicity in effluents. However, it was rather surprising that in influents of sewage treatment plants surfactants were assigned as being important toxicants. Due to the rather high removal efficiency during biologically treatment there will be negligible effects of surfactants in effluents. ◊ In the Netherlands frequently a wide range of organic components with a limited toxicity in the effluents may contribute to the toxicity. Due to a lack on toxicity data for a large part of these organic components identification studies are very difficult and very often not successful. Use of toxicity data based on QSAR (quantitative structure activity relationships) might be useful in these circumstances. The results from the literature shows that identification studies are rather difficult. Successful studies appeared to be carried out in well balanced teams of ecotoxicologists and chemists. A thorough preparation prior to the start of the study is essential. It is not necessary to go through all the stages and steps of the EPA-approach. Starting with simple chemical analyses like ammonia, pH and heavy metals may be of great help during the identification of the toxicicants. In identification studies co-operation between governmental organisations and companies involved may be beneficial. The experiences described at the end of the paragraphs on municipal, industrial and diffuse discharges will be of great value in future identification studies in the Netherlands.

8

INHOUDSOPGAVE Leesadvies van de auteur .........................................................................................................................................3 Samenvatting............................................................................................................................................................5 Summary ..................................................................................................................................................................7 INHOUDSOPGAVE ...............................................................................................................................................9 1 INLEIDING ........................................................................................................................................................11 2 OPZET EN UITVOERING VAN DE LITERATUURSTUDIE ........................................................................15 3 RESULTATEN LITERATUURSTUDIE...........................................................................................................17 3.1 Identificatie oorzaken toxiciteit communaal afvalwater ..................................................................................17 3.1.1 Ervaringen bij identificatieonderzoek in communaal afvalwater..................................................................22 3.2 Industriële lozingen..........................................................................................................................................23 3.2.1 Ervaringen met identificatieonderzoek in industrieel afvalwater..................................................................29 3.3 Identificatie oorzaken toxiciteit bij diffuse lozingen .......................................................................................31 3.3.1. Landbouwgebieden ......................................................................................................................................31 3.3.2 Runoff van wegen .........................................................................................................................................32 3.3.1 Ervaringen bij identificatieonderzoek aan diffuse lozingen..........................................................................33 3.4 Identificatie oorzaken toxiciteit waterbodems en oppervlaktewater; resultaten van overig onderzoek...........34 3.4.1 Ervaringen identificatieonderzoek in waterbodems en in oppervlaktewater; resultaten overig onderzoek ..35 4 KOSTENASPECTEN.........................................................................................................................................37 5 EVALUATIE BESCHIKBARE LITERATUUR ...............................................................................................39 6 CONCLUSIES EN AANBEVELINGEN...........................................................................................................41 7 REFERENTIES ..................................................................................................................................................43 Bijlage 1 Lijst met gebruikte afkortingen ..............................................................................................................47 Bijlage 2 Overige samenvattingen artikelen ..........................................................................................................48 Bijlage 2.1 Communale lozingen...........................................................................................................................49 Bijlage 2.2. Industrieel afvalwater .........................................................................................................................51 Bijlage 3 Kosten diverse testen..............................................................................................................................53

9

10

1 INLEIDING Sinds het van kracht worden van de Wvo (Wet verontreiniging oppervlaktewateren) wordt bij het stellen van lozingseisen in vergunningen altijd veel gebruik gemaakt van somparameters zoals BZV, CZV etc.. Ook worden er eisen gesteld aan individuele stoffen zoals metalen en organische stoffen. De afgelopen tien jaar zien we het aantal kritische organische microverontreinigingen sterk groeien. Voorbeelden hiervan zijn bestrijdingsmiddelen, nonylfenolethoxylaten, ftalaten, dioxines enz.. Gaandeweg worden we ons er steeds meer van bewust dat er sprake is van een zeer groot aantal stoffen in effluenten waarvan we de structuur en aard niet kennen. Door gebruik te maken van slechts enkele beperkte chemische parameters is het dus heel goed mogelijk dat we een te beperkte beoordeling maken van het milieueffect van een lozing. In de afgelopen jaren wordt er daarom ervaring opgedaan met het karakteriseren van lozingen met behulp van biologische parameters. Het zwaartepunt ligt daarbij tot nu toe vooral bij de beoordeling van lozingen met behulp van de parameter acute toxiciteit1. Biologische parameters hebben een aantal voordelen boven chemische parameters. Ze hebben een directere relatie met het effect in het oppervlaktewater. De methoden geven een testresultaat voor alle stoffen die aanwezig zijn. Het effect van de aanwezige biologisch actieve fractie van een stof wordt zichtbaar. De testen geven een realistisch beeld wat combinatiewerking van stoffen tot gevolg heeft. Dit kan een versterkend of een verzwakkend effect geven. Er kan ook sprake zijn van een eenvoudig additief effect. Soms is er sprake van een toxisch effect in het afvalwater. In zo’n situatie komt bijna altijd de vraag op wat daarvan de oorzaak is. In feite wordt met die vraag bedoeld: ‘welke stof, stoffen of stofgroep veroorzaakt dat effect?’. Voor een waterbeheerder, maar zeer zeker voor een bedrijf, is dat belangrijke informatie. Het bedrijfsproces kan dan bijvoorbeeld worden bijgestuurd om de toxiciteit te verminderen. De vraag is echter: ‘hoe traceren we de oorzaak van de toxiciteit?’.

Ik voel me niet zo lekker.

Ik ben ook wat misselijk; hoe komt dat ?

Benzeen

figuur 1: ‘voorbeeld’ van toxiciteitsidentificatie Vooral door de EPA in de V.S. is in het verleden veel ontwikkelingswerk gedaan aan methoden om de oorzaken van toxiciteit te achterhalen. De ontwikkelde methoden staan bekend onder het begrip ‘toxiciteit identificatie evaluatie, afgekort TIE’ [EPA, 1987-1991]. In figuur 2 is een schets opgenomen van de basisprincipes van deze methode. Door het toepassen van scheidingstechnieken op een monster wordt daarbij geprobeerd de toxiciteit te laten afnemen. Het al dan niet afnemen van de toxiciteit met een bepaalde techniek geeft inzicht of we te maken hebben met toxiciteit door bijvoorbeeld metalen, organische micro’s, ammoniak of anderszins. Indien bijvoorbeeld filtratie leidt tot vermindering van de toxiciteit is dit een aanwijzing dat zwevend stof belangrijk is. Vermindering van de toxiciteit door behandeling met EDTA is een signaal dat bijvoorbeeld metalen bijdragen aan de toxiciteit. Leiden van het afvalwater over een C18-kolom kan de toxiciteit van het afvalwater ook doen verminderen. Dit is een aanwijzing dat juist organische stoffen relevant zijn. Ammoniak, een regelmatig aanwezige stof in effluenten, is sterk toxisch. Door strippen bij verhoogde pH kan ammoniak 1

Andere biologische testen zijn ook mogelijk zoals chronische toxiciteitstesten, mutageniteit, bioaccumulatie, hormonale beïnvloeding enz.

11

worden verwijderd en neemt de toxiciteit af. Indien dit bij een monster werkt, dan is dit een aanwijzing dat ammoniak verantwoordelijk is voor de toxiciteit. De hiervoor beschreven basisstappen worden allen tot de eerste fase van de identificatiemethode gerekend. In de tweede fase ligt het zwaartepunt bij het daadwerkelijk karakteriseren van de verantwoordelijke toxische stoffen. Als bijvoorbeeld organische stoffen verantwoordelijk zijn, dan wordt geprobeerd de stoffen die zijn geadsorbeerd op een C18-kolom daarvan af te spoelen met een oplopende water methanol gradiënt (van 30 tot 100% methanol). Vaak blijkt dan de toxiciteit geconcentreerd in enkele specifieke fracties (meestal 70-90% methanol). Deze fracties worden steeds apart getest op toxiciteit. Vervolgens kunnen die fracties nog verder worden gesplitst met HPLC. Met GC/MS of LC/MS kan tenslotte worden nagegaan welke stoffen nu in de toxische fracties aanwezig zijn. In de derde fase wordt geprobeerd om aan te tonen dat de toxiciteit in een afvalwatermonster inderdaad kan worden verklaard door de toxiciteit van de in fase 2 bepaalde stoffen. Daarbij kan gedacht worden aan bijvoorbeeld het spiken van schoon water met die stoffen. Die toxiciteit van het ‘nagemaakte’ monster behoort dan overeen te komen met die van het daadwerkelijke monster. Uit de verschillende fasen komt dus informatie naar voren welke de meest kritische stoffen in een toxisch afvalwatermonster zijn. In overleg tussen bijvoorbeeld bedrijf en waterbeheerder kunnen vervolgens afspraken worden over het verdere vervolg. De EPA-methode richt zich vooral op eindstromen. Er kan ook worden gezocht naar toxiciteit in bepaalde deelstromen binnen een bedrijf. Ook zo’n aanpak kan succesvol zijn om oorzaken van toxiciteit te traceren.

Toxisch afvalwater

fase 1 methodieken - filtratie (z.s) - EDTA (zw. me) - C18-kolom (omive) - pH beïnvloeding - beluchten (O2-vraag) - pH + strippen (NH3) - Na2S2O3 (oxid.stoffen)

fase 2 fractioneren organische microverontreinigingen analyse toxische fracties met GC/MS C18 kolom; scheiding op HPLC;

fase 3 definitief vaststellen oorzaken

figuur 2: identificatiemethode EPA De afgelopen jaren wordt ook in Nederland door Rijkswaterstaat ervaring opgedaan met het toepassen van identificatiemethodieken op waterbodems en effluenten [Schot, 1995; Rotteveel, 1998]. In die rapporten, maar zeker ook in de basisrapporten van de EPA, is direct bruikbare informatie opgenomen over de praktische uitvoering van dergelijk onderzoek [EPA, 1989-1991]. Een aantal vragen kwam echter op. Hoe zijn nu de praktijkervaringen met de EPA- en andere methodieken? Zijn de principes ook goed bruikbaar in de Nederlandse situatie? Welke resultaten worden nu daadwerkelijk gerealiseerd? Welke kosten zijn aan dit soort onderzoek verbonden?

12

Om deze vragen te kunnen beantwoorden is een brede literatuurstudie uitgevoerd2. Er is daarbij gekeken naar identificatieonderzoek bij zowel communale als industriële lozingen. Gelet op de groeiende aandacht voor diffuse lozingen is aan dit werkveld apart aandacht besteed. Identificatieonderzoek wordt ook gebruikt om toxiciteit van oppervlaktewater en waterbodems te verklaren. In meer globale zin is in deze literatuurstudie hier ook aandacht voor geweest. Het doel van deze literatuurstudie is dus het bundelen van ervaringen met identificatiestudies om daar bij toekomstige Nederlandse studies gebruik van te kunnen maken. In hoofdstuk 2 is kort weergegeven op welke wijze het literatuuronderzoek is uitgevoerd. In hoofdstuk 3 zijn de resultaten van de aangetroffen literatuur in de vorm van cases beschreven. Dit is gedaan in de vorm van krantenartikelen. Redenen hiervoor zijn de grote gedetailleerdheid van dergelijk onderzoek en de moeilijke onderlinge vergelijkbaarheid van dergelijke studies. Steeds is geprobeerd om de essentie van het onderzoek en de relatie met de Nederlandse situatie naar voren te halen. De meest informatieve en relevante cases zijn in hoofdstuk 3 opgenomen. De overige zijn terug te vinden in de bijlagen. Een paragraaf, bijvoorbeeld over communale lozingen, eindigt steeds met een aantal opvallende ervaringsfeiten. In hoofdstuk 4 is op de kosten van de studies ingegaan. In hoofdstuk 5 zijn een aantal algemene ervaringsfeiten en aanbevelingen beschreven. De conclusies en aanbevelingen zijn in hoofdstuk 6 opgenomen.

2 Deze literatuurstudie vormt een onderdeel van het project totaal-effluentbeoordeling; onderdeel identificatie. De basisopzet van deze literatuurstudie is beschreven in het projectvoorstel ‘bronopsporing van toxiciteit’ [Berbee, 1997].

13

14

2 OPZET EN UITVOERING VAN DE LITERATUURSTUDIE Er is gezocht naar binnen- en buitenlandse ervaringen met het identificeren van oorzaken van milieubezwaarlijkheid in (afval)water. In tabel 1 is de opzet van de literatuurstudie samengevat en zijn de geraadpleegde bestanden kort vermeld. Het zoeken in die bestanden resulteerde in enkele honderden titels, waaronder vele overheidsrapporten over bijvoorbeeld milieubezwaarlijke stoffen in stroomgebieden en toxiciteitsmetingen in meer algemene zin. Er kwamen ongeveer veertig publicaties naar voren die nauw gerelateerd zijn aan identificatieonderzoek. De resultaten vormen de basis van dit rapport. Het aantal bekeken publicaties lijkt op het eerste oog beperkt. Tijdens de uitwerking van de literatuur bleek echter dat zich geregeld een herhaling van de bevindingen plaatsvond. De meerwaarde werd daarom steeds beperkter. Daarnaast is contact opgenomen met het Umweltbundesamt in Duitsland en de Engelse Environmental Agency om hun ervaringen met identificatie te achterhalen. In Duitsland is dit type onderzoek naar de mening van het Umweltbundesamt niet erg gangbaar [Brackemann, 1998]. In Duitsland wordt meer op basis van inzicht van bezwaarlijke stoffen in bepaalde deelstromen naar oplossingsrichtingen gezocht. Één, wel degelijk relevante publicatie uit Duitsland, is echter wel gevonden. In Engeland daarentegen is meer ervaring opgedaan met het toepassen van identificatietechnieken [Forrow, 1998]. De resultaten hiervan zijn meegenomen in deze literatuurstudie. tabel 1: opzet literatuurstudie geraadpleegde bestanden zoekwoorden uitgedrukt als groep chemical abstracts milieubezwaarlijkheid (tox..., mutag....) embase type afvalwater (diffuus, industrial, sewage ....) polluab identificatie (tie, tre, reduction, .....) toxline namen specialisten ulidat namen instituten (epa, wrc ....

15

16

3 RESULTATEN LITERATUURSTUDIE Voor communale, industriële en diffuse lozingen wordt nu een overzicht gegeven van de resultaten van het uitgevoerde literatuuronderzoek. Identificatiemethodes blijken ook te worden toegepast op oppervlaktewater en poriewater uit waterbodems. De meest relevante resultaten van dit type onderzoek zijn eveneens in dit hoofdstuk beschreven. De meeste onderzoeken blijken vaak sterk toegesneden op bepaalde probleemsituaties. Daarom zijn samenvattingen gemaakt. Er is steeds is geprobeerd om de meerwaarde van het onderzoek aan het eind van de beschrijvingen kort samen te vatten.

3.1 Identificatie oorzaken toxiciteit communaal afvalwater Voornamelijk in de Verenigde Staten zijn onderzoeken uitgevoerd naar de oorzaken van toxiciteit in communaal afvalwater. De onderzoeken richten zich in hoofdzaak op acute toxiciteit. De resultaten van vijf onderzoeken worden per case kort toegelicht. In bijlage 2 zijn nog twee beschrijvingen opgenomen. Deze onderzoeken weken te sterk af van de Nederlandse situatie. Een ervan heeft echter wel meerwaarde omdat het onderzoek betreft naar de oorzaken van mutageniteit betreft. Enkele kwalitatief zeer goede onderzoeken, specifiek gericht op ‘toxiciteit van communaal afvalwater’, zijn tijdens het literatuuronderzoek ook naar voren gekomen. Deze zijn eveneens in bijlage 2 terug te vinden. In 3.1.1 zijn kort de belangrijkste bevindingen samengevat. Daarbij zijn codes vermeld waaruit de bevindingen zijn afgeleid. Die codes zijn aan het begin van de beschrijvingen vermeld.

17

-C1- Diazinon bleek oorzaak toxiciteit RWZI-effluent in de V.S. Dit was een onderzoek dat aan de basis stond van de ontwikkeling van de identificatie technieken van de EPA[Amato, 1991]. Eerst werden dertien effluent monsters onderzocht op toxiciteit voor Ceriodaphnia dubia. Vervolgens zijn alle monsters met de EPA-methode getest. Alleen de C18SPE kolom verwijderde de toxiciteit. Dit wees duidelijk op organische verbindingen die de toxiciteit veroorzaakten. De kolom met daarop de toxische verbindingen zijn vervolgens geëlueerd met watermethanol gradiënten (0-100%). In alle gevallen bleek de toxiciteit geconcentreerd in de 75%- , 80%- en 85% -methanol fractie. Deze fracties zijn vervolgens met GC/MS geanalyseerd (zie tabel 2). De LC50-waarden voor Ceriodaphnia dubia van de met GC/MS

gedetecteerde verbindingen bleken te liggen in de range van 0.96 µg/l voor het insecticide diazinon tot 1.58 g/l voor 1-methyl-piperazine. De LC50waarden voor de meeste verbindingen in de fracties blijken overigens te liggen op mg/l niveau. Uit een toxic unit berekening kwam naar voren dat de meeste verbindingen uit tabel 2 nauwelijks bijdragen aan de toxiciteit van het afvalwater. Diazinon bleek de meest potentiële kandidaat om de toxiciteit te verklaren. Het bleek zelfs zo te zijn dat de voorspelde toxiciteit op basis van de gehalten aan diazinon in de effluentmonsters goed overeenstemde met de waargenomen toxiciteit. Kortom, dit zeer toxische bestrijdingsmiddel bleek verantwoordelijk voor de toxiciteit van het afvalwater. Diazinon wordt ook geregeld in effluenten van Nederlandse RWZI’s aangetroffen in gehaltes van 0.01-0.24 µg/l [Stowa, 1997]. Dit insecticide

wordt toegepast in bijvoorbeeld vlooienbanden voor katten en honden. Het is niet waarschijnlijk dat dit gebruik tot waterverontreiniging aanleiding geeft. Via bijvoorbeeld spoelwater van groente en fruit, regenwater en wellicht door sporen in het drinkwater kan diazinon echter ook in het rioolwater terecht komen. Deze Amerikaanse studie heeft als hoofdboodschap dat een insecticide in een bijzonder laag gehalte (< 1 µg/l) in RWZI-afvalwater al een aanzienlijk effect heeft op daphnia’s. Bij toxiciteit identificatie studies bij RWZI’s is het dus belangrijk om alert te zijn om mogelijke aanwezigheid van lage gehalten aan insecticiden in het effluent. Dit voorbeeld geeft ook aan dat veel organische stoffen wel in behoorlijke gehaltes voorkomen in het afvalwater, maar nauwelijks bijdragen aan de toxiciteit.

tabel 2: resultaten GC/MS-analyse van kolomextracten met traceerbare verhoogde toxiciteit 80% methanolfractie conc. 85% methanol-fractie µg/l piperazine, 1-methyl .201 chloorbenzeen ethylbenzeen .22 1-ethenyl-3-methyleenbenzeen cyclopenteen, 1-ethenyl-3-methyleen .086 1-ethyl-4-methylbenzeen 3-hexanol .537 1,3,3-trimethylnonylbenzeen 1,4-dichloorbenzeen .191 1,3,5-trimethylbenzeen oxyraan[[2-ethylhexyl)oxy]methyl] 64.373 1,2,4-trimethylbenzeen 1-octanol .103 2,6,8-trimethyldecaan 3 tertiaire butylfenol .221 2,5,6-trimethyldecaan benzothiazool .193 1-methyl-,1-(1,1-dimethylethyl)-2-methyl1,3-propaandiyl) ester van propionzuur di 2-propenylester van ftaalzuur 1.499 4-(1,1,3,3-tetramethylbutyl)fenol diazinon .171 4-nonylfenol butyl-2methylester van ftaalzuur .253 di 2-propenylester van ftaalzuur diisoocyl ester van ftaalzuur 2.493 diazinon 1-(1-butenyoxy)-heptaan 1.084 diisoocyl ester van ftaalzuur

-C2- Matrixeffecten maskeren toxisch effect metalen in RWZI afvalwater In een tweetal effluenten van RWZI’s toonde de EPA de toxische werking aan van metalen op Ceriodaphnia dubia [Schubauer-Berigan, 1993a]. De gehalten in het afvalwater lagen in de range van achtereenvolgens 160 tot 460 µg Zn/l in het ene effluent en 160 µg Ni/l in het andere. Dit zijn gehalten die normaliter tot toxiciteit aanleiding geven (LC50 Zn 84µg/l en voor Ni 4.8 µg /l). De identificatiemethodes van de

EPA werden toegepast. De metalen bleken aanwezig te zijn in opgeloste vorm, maar ook complex gebonden te zijn aan organische stoffen. Daardoor is toxiciteit van het monster minder dan wanneer alle metalen in opgeloste vorm aanwezig zijn. Toen het effluent met daarin complex gebonden zware metalen over een C18 kolom werd geleid, bleek de toxiciteit af te nemen. Verwacht wordt dan dat organische verbindingen de veroorzaker zijn van de toxiciteit. Dat hoeft dus niet zo te zijn. De verwachte organische verbindingen en toxiciteit bleken

conc.

µg/l

.197 .733 .138 .165 .111 .111 .096 .353 .628 .253 .343 .866 .343 4.344

immers niet meer door spoelen met methanol van de kolom af te komen. De belangrijkste boodschap is dat bij zware metalen goed rekening moet worden gehouden met maskering van de toxiciteit door complexering aan organische stoffen. Het aan organisch materiaal gebonden zink is veel minder toxisch dan opgelost zink. Het onderzoek leert ook dat het aantrekkelijk is om in een vroeg stadium van het onderzoek metaalanalyses uit te voeren.

18

werd geëlueerd met een watermethanol gradiënt. Daarbij bleek de toxiciteit geconcentreerd in de 80% methanol fractie en de methanolfracties daarboven. GC/MSanalyses in de toxische fracties gaven geen duidelijkheid. Dit was nog een extra aanwijzing voor de bijdrage van oppervlakte-actieve stoffen aan de toxiciteit. Dergelijke stoffen zijn immers door hun structuur niet analyseerbaar met GC/MS. Analyses van de oppervlakte-actieve stoffen in het effluent en uiteindelijk toevoegen van deze stoffen aan niet toxisch effluent maakte duidelijk dat de veelgebruikte stoffen in wasmiddelen LAS, AEO en NPE de toxiciteit konden verklaren. Ze kwamen voor in een gehalte van 3.8 mg/l (LAS), 2.1 mg/l (AEO) en 0.4 mg/l (NPE). Dit soort stoffen heeft een LC50 van 12.3-35.4 mg/l (LAS en AEO). Gelet op de gehalten van de surfactanten zijn toxische effecten van deze stoffen dus

-C3- Surfactanten (oppervlakte actieve stoffen) zijn relevant voor toxiciteit influent van RWZI’s! Lozing van ongezuiverd voorbezonken rioolwater in de V.S. werkte nadelig door op het oppervlaktewater. Dit was de uitgangssituatie in een studie van de EPA [Ankley en Burkhard, 1992]. Welke stoffen komen normaliter voor in dergelijk afvalwater? Daarbij wordt uiteraard gedacht aan de zuurstofbindende stoffen, ammoniumN, metalen enzovoorts. Zo’n 12 influent monsters werden uitgebreid getest met Ceriodaphnia dubia en aan een identificatieprocedure onderworpen. Bij een aantal scheidingsstappen bleek de toxiciteit sterk af te nemen: beluchten, filtreren, C18-kolom. Het viel op dat zeepbelvorming optrad bij het beluchten. Dat zette de onderzoekers op het spoor van oppervlakte-actieve stoffen. C18-kolom materiaal waaraan de organische stoffen waren gebonden,

niet verwonderlijk. Een sluitende bewijsvoering is dit echter niet. Effecten van het ongetwijfeld eveneens aanwezige NH3 werd onvoldoende bekeken. Lozing van ongezuiverd afvalwater komt in Nederland niet veel voor. Toch zijn bepaalde elementen van deze studie ook belangrijk voor Nederlandse RWZI’s. Bekend is dat surfactantgehalten van bijvoorbeeld LAS in influenten van Nederlandse RWZI’s 5.2 mg/l bedraagt en dat van AEO ca. 3 mg/l [Vollebregt, 1997]. Dergelijke gehalten zijn goed vergelijkbaar met die in het onderzochte Amerikaanse afvalwater. Voor de toekomst kan hieruit worden geleerd dat bij identificatiestudies aan communale influenten of overstorten altijd rekening moet worden gehouden met een bijdrage van surfactanten aan de toxiciteit.

voorbezonken afvalwater blijkt toxisch voor Ceriodaphnia dubia

identificatie stap 1: pH aanpassing pH beluchten Na2S2O3 behandeling EDTA-complexering filtratie (1 µm) filtratie + SPE-C18

tox. vermindering tox. vermindering tox. vermindering

fractioneren kolom methanol + watergradiënt tox. in 80-100 methanol fracties gc/ms niet succesvol expert judgement LAS, AEO, NPE vermoedelijk verantwoordelijk

- spiking detergenten - geavanceerde chemische analyse

uiteindelijke verificatie waaruit bleek dat surfactanten de toxiciteit waarschijnlijk veroorzaken

Figuur 3: toxiciteitsidentificatie voorbezonken rioolwater

19

-C4- Combinatie van toxiciteitsidentificatie, aanpak van deelstromen en eindzuivering als oplossing van toxiciteitsproblemen Een Amerikaanse RWZI (ca. 90.000 i.e.) is primair ontworpen op de verwijdering van CZV en nitrificeert niet [Morris, 1989]. De NH3-N gehalten in de zuivering liggen dan ook op een bijzonder hoog niveau (100 mg/l). Het effluent blijkt toxisch voor Mysidopsis bahia (zout water vlo kreeftje). De LC50 van het afvalwater voor dit organisme bedraagt ongeveer 10% (v/v). De zuiveringsinstallatie ontvangt naast huishoudelijk afvalwater ook industrieel afvalwater (28%). Dit water is afkomstig van farmaceutische industrie, pesticiden producenten, chemische industrie, metaalbewerking, metaal-

identificatie met Ceriodaphnia dubia

identificatie fase 1: - NH3-N bepalingen - zeoliet effect - luchtstrippen pH11 - filtratie + C18-kolom - filtratie + zeoliet - filtratie + C18-kolom + zeoliet

identificatie fase 2: spiken voor bezonken afvalwater met risicovolle effluenten die normaliter lozen op het riool in een verhouding 1 deel primair effluent + vijf delen spike effluent

oppervlaktebehandeling en tankercleaners. Identificatie onderzoek is uitgevoerd met Ceriodaphnia dubia als testorganisme. Doorleiden van lucht bij verschillende pH (ammonia aantonen), doorleiden door een zeolietkolom (afvangen metalen en ammonia) en adsorptie aan een C-18 kolom hadden alle een reductie van de toxiciteit tot gevolg. Acht monsters werden op deze wijze onderzocht. Een C18-kolom met daaraan geadsorbeerde verontreinigingen werd vervolgens geëlueerd met een water methanol-gradiënt. In de fracties boven de 75% methanol bleek het grootste deel van de toxische stoffen te zitten. Uit bepaalde knooppunten van het rioolstelsel en bepaalde industriële effluenten werden vervolgens monsters getrokken en gemengd met primair

voorbezonken afvalwater uit de zuivering (verhouding 5:1). Vervolgens werden daarin toxiciteitstesten gedaan. Het idee daarachter was om de meest toxische stromen te achterhalen. Hieruit bleek dat drie bedrijven in aanzienlijke mate bijdroegen aan de toxiciteit. Verder onderzoek maakte duidelijk dat ongeveer 20 verbindingen verantwoordelijk zijn voor de toxiciteit van het afvalwater. Wat leverde dit nu uiteindelijk op? De beheerder van de RWZI gaat begrijpelijkerwijs de mogelijkheden na voor nitrificatie van het effluent. De brontracering van toxiciteit was verder de leidraad bij welke bedrijven het best saneringsinspanningen konden gebeuren. De hier gevolgde denkwijze bij de uiteindelijke brontracering is wellicht bruikbaar voor soortgelijk onderzoek bij Nederlandse RWZI’s.

- sterfte van Mysidopsis bahia (zout water vlo kreeft) - eveneens sterfte Ceriodaphnia dubia

- NH3-N ca. 100 mg/l is relevant - organische micro’s zijn relevant

- ongeveer de helft van de effluenten lozend op het riool bleek toxisch - 20 stoffen konden in potentie de toxiciteit veroorzaken

Oplossingen: - invoeren van nitrificatie - PACT bioloog - bronmaatregelen

Figuur 4: identificatieonderzoek bij een Amerikaanse RWZI

20

-C5- Identificatie oorzaak toxiciteit in afvalwater metaalindustrie en uit een RWZI De meeste identificatietesten worden uitgevoerd met zoet water organismen. In dit Amerikaanse onderzoek werd een aantal zeewaterorganismen gebruikt: Mysidopsis bahia, Menidia beryllina en Cyprinodon variegatus (vis), Champia parvula (macroalg) en Abacia punctulata (zee-egel) [Burgess, 1995]. In het artikel werd gesteld dat marine organismen vaak wat gevoeliger zijn voor toxische stoffen dan zoet water organismen. Voor chloride houdende lozingen op zeewater geven deze organismen ook een reëler beeld. De standaard identificatiemethoden van de EPA werden toegepast (fase 1 en 2). Het industriële effluent kwam uit een galvanobedrijf. Dit effluent was voorgezuiverd na behandeling met

ijzersulfaat en soda. De beschrijving van de communale lozingssituatie was matig. Het betrof een zuiverings(?)installatie waar zowel huishoudens als industrieel afvalwater op loost. Het effluent van de installatie wordt zo nu en dan nabehandeld met actief chloor. De toxiciteit voor het galvanobedrijf werd veroorzaakt door zware metalen, maar vooral door organische stoffen. Dit bleek uit het effect van EDTA en C18 kolom op de toxiciteit. Welke organische microverontreinigingen dit veroorzaakten bleef onduidelijk. De toxiciteit in het communale afvalwater werd afwisselend veroorzaakt door organische microverontreinigingen, zware metalen en ammonia. De ammonia effecten werden diepgaand bestudeerd (spiking experimenten, pH effecten e.d.). Er werd op een prima wijze gekeken naar dissociatie van ammonia in water en de effecten

hiervan op de oorzaken van de toxiciteit. De NH4-N gehalten bedroegen ongeveer 15 mg/l. Ten aanzien van de zware metalen bleken Cu (16 µg/l) en Zn (96-370 µg/l) de hoofdproblemen te veroorzaken. De problemen met de organische microverontreinigingen bleken ondanks het uitvoeren van fase 2 methodieken en LC/MS niet te kunnen worden opgelost. Er werden kleurstoffen geloosd afkomstig van de textielindustrie. Het aantal stoffen dat werd aangetoond bleek groot en te ingewikkeld om de toxiciteit aan bepaalde stoffen toe te kennen. Hieruit kan worden geleerd dat bij lozingen van toxisch RWZIafvalwater zeer kritisch moet worden gekeken naar NH3/ NH4-N effecten en invloed van metalen. Voorts blijkt dat identificatieonderzoek bij lozingen van zeer complexe verbindingen uit de textielindustrie erg moeilijk is.

21

3.1.1 Ervaringen bij identificatieonderzoek in communaal afvalwater De belangrijkste ervaringen zijn hieronder opgesomd. Tevens is een aantal praktische aanbevelingen toegevoegd die van waarde zijn bij vervolgonderzoek. De lettercode bij de ervaringen verwijst steeds naar de voorafgaande beschrijvingen. U vindt die in de aanhef van de beschrijvingen. Deze codes geven dus in feite de verantwoording waarop de ervaringen zijn gebaseerd. ◊ Insecticiden in communaal afvalwater kunnen in hele lage concentraties (< 1µg/l) toxiciteit veroorzaken voor daphnia’s (zie C1 en C5). Tijdens toxiciteit identificatiestudies is het dus belangrijk om alert te zijn op de aanwezigheid van insecticiden in effluenten van RWZI’s. Ze zijn vaak veel relevanter dan vele andere organische microverontreinigingen. Dit komt omdat voor daphnia’s de LC50-waarden van insecticiden op een veel lager niveau liggen (µg/l) dan die van de meeste andere organische microverontreinigingen (mg/l). ◊ Uit de literatuur blijkt dat in een aantal gevallen metalen de toxiciteit veroorzaken (zie C2 en C5). Wanneer vermoed wordt dat metalen de toxiciteit veroorzaken, dan is het belangrijk rekening te houden met matrixeffecten. Identificatieonderzoek naar de toxiciteit van metalen blijkt moeilijk uitvoerbaar. Het strekt tot aanbeveling niet direct te starten met een uitgebreide identificatieprocedure, maar eerst een simpele chemische analyse op metalen uit te voeren. ◊ Nogal onverwacht blijkt dat oppervlakte-actieve stoffen uit wasmiddelen fors kunnen bijdragen aan de toxiciteit van het influent van RWZI’s (zie C3). Vaak wordt gedacht dat juist kritische verontreinigingen als metalen, ammoniak, en door de industrie geloosde organische microverontreinigingen, veel relevanter zijn. Dit hoeft dus niet zo te zijn. Aandacht voor invloed van oppervlakte actieve stoffen bij identificatieonderzoek ‘stroomopwaarts’ in de RWZI-keten is dus heel relevant. ◊ Toxiciteitsonderzoek in deelstromen kunnen inzicht geven in de effecten van de verschillende lozers op RWZI-afvalwater (zie C4). ◊ Bij zeer complex RWZI-afvalwater, bijvoorbeeld door lozingen uit de textielindustrie, blijkt het erg moeilijk te zijn op om de daadwerkelijke toxicanten te vinden (zie C5). Met name fase II van de identificatieprocedure loopt dan vaak volledig vast. Dit komt door de analytische beperkingen van GC/MS, LC/MS, en het gebrek aan toxiciteitsgegevens. Hierdoor kunnen geconstateerde toxiciteit in een watermonster en de bijdrage aan de toxiciteit van de verschillende stoffen niet met elkaar in balans worden gebracht. ◊ Ammoniak blijkt de toxiciteit van het afvalwater van RWZI’s te kunnen veroorzaken. Aandacht voor de ligging van het verdelingsevenwicht NH3/NH4+ als functie van de pH dient bij identificatieonderzoek zeer kritisch in de gaten te worden gehouden. Rechtstreekse meting van ammonium in watermonsters, spiking van blanco monsters met NH3 en eenvoudigweg meten van de pH is dus van veel waarde (zie C4 en C5). ◊ Voorbeelden van toxiciteitsidentificatie-studies bij overstorten en van hemelwater uit gescheiden stelsels zijn niet naar voren gekomen.

22

3.2 Industriële lozingen Bij een aantal bedrijven zijn pogingen gedaan om een toxiciteitsprobleem te identificeren en op te lossen. Voor identificatieonderzoek in bedrijfsafvalwater zijn de resultaten van elf cases bekeken. Een case stond zo ver van de Nederlandse praktijk af dat hij is opgenomen in de bijlage. Deze had betrekking op Zweeds identificatieonderzoek in zwaar verontreinigd ruw afvalwater uit drie bedrijfstakken. Dit afvalwater kon waarschijnlijk vrij eenvoudig biologisch gezuiverd worden. In hoofdstuk 3.2.1. zijn de belangrijkste bevindingen ten aanzien van identificatieonderzoek in industrieel afvalwater samengevat.

-I1- Zink bleek oorzaak toxiciteit industrieel effluent Door de EPA is de oorzaak van toxiciteit voor Ceriodaphnia dubia onderzocht in een industrieel effluent [Schubauer-Berigan, 1993a]. Complexering van metalen aan EDTA bleek doorslaggevend in het identificeren van de oorzaak. Uit metaalanalyses aan het effluent bleek -I2- Toxiciteit in chemisch effluent veroorzaakt door ammonium-N, vermoedelijk 2-(4morfolinyl)benzothiazool en een onbekende stof. Een Amerikaans onderzoeksbureau onderzocht de oorzaak van de toxiciteit van een chemisch effluent voor Pimephales promelas (vis) [Jop, 1991]. Er werd ten dele gebruik gemaakt van de identificatiemethode van de EPA. Het project was zeer goed voorbereid en had in tegenstelling tot de EPA-methodes een wat sterkere chemische insteek (toepassing NMR bij de identificatie, extractie bij

-I3- Geen standaard ‘identificatieprocedure’ maar maatwerk voor beheersing milieubezwaarlijkheid van een multi purpose fabriek Een Zweeds chemisch farmaceutisch bedrijf schetste haar ervaringen met het oplossen van de milieubezwaarlijkheid van haar afvalwater [Brorson, 1994]. Essentiële stappen in hun aanpak waren chemische bepalingen, afbraaktesten, analyse van bepaalde persistente organische verbindingen in het afvalwater, acute toxiciteitstesten, literatuurstudies gericht op ecotoxicologische informatie, ecotoxicologische testen aan bepaalde

dat zink de boosdoener was. In de laatste fase van het onderzoek bleek dat de toxiciteit van twaalf verschillende effluentmonsters prima overeenkwam met de theoretisch verwachte toxiciteit op basis van de zinkgehalten. Het zinkgehalte bedroeg maximaal 2 mg/l. In het qua samenstelling simpele effluent was geen sprake van matrixeffecten die de vaststelling van de oorzaak toxiciteit

bemoeilijkte. Het artikel was op het punt van de zinkgehalten overigens bijzonder moeilijk te volgen. In Nederlandse effluenten komen dergelijke metaalgehaltes soms ook voor in industrieel afvalwater. Bij identificatieonderzoek in Nederland kunnen deze ervaringen bruikbaar zijn.

verschillende pH’s, toepassing preparatieve HPLC etc.). Alle varianten voor het aantonen van toxiciteit door ammonia/ammoniak werden gebruikt. Ammoniak was voor een deel verantwoordelijk voor de toxiciteit. Na verregaande fractionering van het monster bleek dat twee organische componenten verantwoordelijk waren voor het overige deel van de toxiciteit. Van slechts een stof kon de structuur met Hen 13C-NMR, en GC/MS worden opgehelderd. Voor de andere stof bleek dat niet mogelijk. In de uiteindelijke bewijsvoering bleek dat de toxiciteit niet alleen door 2-(4-

morfolinyl)benzothiazool werd veroorzaakt. Een volledig vergelijkbare lozing bestaat in Nederland niet. Vistoxiciteit komt in Nederland gelukkig niet of nauwelijks voor. Het artikel is een prima voorbeeld van wat met een maatwerk procedure kan worden bereikt. Op het einde van het onderzoeksartikel werd een aantal adviezen m.b.t. de uitvoering van dit soort onderzoek gegeven. Met nadruk werd in de rapportage erop gewezen dat identificatiestudies een kwestie van teamwork is (toxicologen + analytisch chemici), en dat alles staat of valt met een goede voorbereiding.

verbindingen en ook een massabalans van het afvalwater van de aanwezige chemische en farmacologische fabriek. Deze massabalans betrof de waterhoeveelheden gedurende vijf weken, maar ook die van twintig veelvuldig gebruikte chemische stoffen. Het voert hier uiteraard te ver om op de details in te gaan. De verbeteringen lagen in de sfeer van afsplitsen en verbranding van bepaalde kritische afvalwaterstromen en het vervangen van bepaalde schadelijke stoffen. Over een uitgebreide ecotoxicologische screening ongeveer a’ la EPA luidde de mening: -‘For a campaign- and batch-oriented plant, the power of resolution of such a program for

making detailed considerations about the waste water may be inadequate’-. In plaats daarvan ging de voorkeur uit naar een standaard controle programma (denk aan BZV, CZV e.d.) aangevuld met parameters die cruciaal zijn voor de invulling van het voorzorgsprincipe zoals AOX, Microtox testen en nitrificatieremming van het actief slib. De gedachtengang in deze studie kan van waarde zijn voor soortgelijke multipurpose plants in Nederland. Echte identificatie van de oorzaken van de toxiciteit vindt op een dergelijke wijze niet plaats, maar zal waarschijnlijk ook niet haalbaar zijn.

23

-I4- Beperkte uitvoering van een identificatieprocedure was voldoende voor oplossing van toxiciteitsproblemen in de papierindustrie In een Canadese papierfabriek in Hull (Quebec) en een Amerikaanse papierfabriek in Port Huron (Michigan) waren twee problemen [Fein, 1994]. In de eerste fabriek in Hull werd toxiciteit voor Daphnia magna aangetroffen. In de tweede fabriek werd eveneens toxiciteit aangetroffen en daarnaast was er een CZV-probleem. Er werd op aandringen van de overheid in beide fabrieken een identificatieprocedure uitgevoerd. Gekozen werd voor het uitvoeren van het onderzoek met Microtox. De volgende argumenten werden genoemd. Daphnia magna testen zijn te duur. Zij kosten twee tot vier dagen en zijn niet geschikt bij het testen van instabiele verbindingen in watermonsters.Vooraf werd eerst de relatie bepaald tussen uitslagen van Microtoxtesten en Daphnia magna

Hull papierfabriek Ongezuiverd afvalwater - karakterisering processtromen - variabiliteit toxiciteit meten Identificatie procedure (Microtox) * pH aanpassing 11 * Na2 S2O3 * C18-adsorptie Microtox-testen op 5 process chemicaliën waaronder biociden; ontschuimingsmiddelen en sizing agent Effect van pH en Na2S2O3 op toxiciteit van specifieke process chemicaliën nagaan Één specifieke biocide verantwoordelijk voor toxiciteit

Maatregel: biocide vervangen

testen. De bedrijven zelf waren trekker van het onderzoek. Een vrij uitgebreide fase 1-identificatie stap maakte bij de eerste fabriek duidelijk dat sprake was van organische probleemstoffen die instabiel waren bij hogere pH en reduceerbaar waren. Op verdachte verbindingen werden vervolgens gericht Microtoxtesten uitgevoerd. Een biocide in de papierfabriek bleek het hoofdprobleem te zijn. Door vervanging van het biocide kon het toxiciteitsprobleem worden verholpen. Bij de tweede fabriek (Port Huron) bleek de oplossing veel complexer. De eerste identificatie fase maakte duidelijk dat bepaalde biocides en proceschemicaliën het probleem vormde. Ook hier werden toxiciteitstesten uitgevoerd op de diverse proceschemicaliën. Onjuiste biocidendoseringen en fluctuatie in het proces bleken de basis van het probleem te zijn. Een betere biocidendosering door automatisering en een goede nabehandeling van het afvalwater met bisulfiet bleek hier de

oplossing. Bij de tweede fabriek bleek dat het toxiciteitsprobleem alleen door interne procesdeskundigen kon worden opgelost (zuiver maatwerk). Opvallend was het grote aantal toxiciteitstesten dat bij de tweede fabriek moest worden uitgevoerd om het probleem op te lossen (1200 Microtoxtesten). In Nederland krijgt het papierafvalwater duidelijk een uitgebreidere end of pipe treatment dan hiervoor geschetst. Een aerobe en soms ook anaerobe zuivering is hier vrij standaard. Wel zijn er ook in Nederland geregeld vragen/problemen rond biocide- dosering. Bij het hier geschetste identificatieonderzoek bleek wel dat zorgvuldig kijken naar die dosering een must is. Ook bleek dat bepaalde hulpstoffen (schuimremmers en polymeren) een probleem kunnen vormen. Elementen die ook voor de Nederlandse situatie relevant kunnen zijn. De wijze hoe onderzoekstechnisch werd gekozen voor de goedkopere Microtoxtest kan ook in Nederland bruikbaar zijn

Port Huron papierfabriek Afvalwater 15.900 m3/hr Bestaande systeem 1) pH correctie 2) HOCl + polymeer 3) DAF eenheden 4) NaHSO3 Toxisch water! Identificatieprocedure (Microtox) * pH aanpassing * C18 adsorptie * N2 - strippen * Na2S2O3 * Sucrose Filtreren EDTA

Microtox-testen op 5 processchemicaliën waaronder biocides, polymeer, ontschuimer, bisulfiet Maatregelen: -Biocide optimalisering (zeer specifiek) door automatisering; -Microtox voor monitoring en sturing dosering bisulfiet

* behandeling leidt tot toxiciteitsreductie

Figuur 5: identificatieonderzoek in twee papierfabrieken

24

identificatieweg bewandeld. Als eerste hebben ze een goedkopere slechts twee dagen durende chronische test ontwikkeld. Die test is vervolgens toegepast op afvalwater vrijkomend bij de meeste papiermachines. Papiermachine afvalwater is vervolgens uitgebreid op toxiciteit getest in de tijd. Uiteindelijk bleek dat papierpulp of een kationisch polymeer op basis van epichloorhydrine verantwoordelijk was voor de toxiciteit. Op basis van gehalte testen van het polyelectroliet in relatie tot de toxiciteit, kon het polyelectroliet worden uitgesloten als oorzaak. De oplossing werd gevonden door het afvalwater van de betreffende papiermachine aan te sluiten op de RWZI. De laboratoriumkosten voor dit onderzoek bedroegen f100.000,-.

-I5- Geen gebruik van identificatiemethodieken voor toxiciteit maar heel kritisch kijken naar de toxiciteit van deelstromen om de toxiciteit van papierfabriek afvalwater te verhelpen. In deze papierfabriek van Procter en Gamble werd overschrijding van de chronische toxiciteitseis in het rechtstreeks geloosde afvalwater uit een Dissolved Air Flotation unit (DAF) geconstateerd [Buttke, 1994]. Dit was slechts een beperkte deelstroom. De grote BZV-rijke stroom gaat naar een RWZI. De fabriek bevat 9 papiermachines. Uitvoeren van de chronische testen volgens de standaard identificatiemethode van de EPA (fase 1 tot en met 3) werd geraamd op f 300.000-600.000,-. Dit vond het bedrijf te duur. Ze hebben dus een alternatieve

Afvalwaterbehandeling

Kostenaspecten bleken voor het betrokken bedrijf de drijvende kracht om de identificatieprocedure van de EPA naast zich neer te leggen. In plaats daarvan werd een deelstroombenadering gevolgd. Ook in Nederland zullen bedrijven deze werkwijze kunnen kiezen. Op zich is daar niets mis mee. De doelstelling van vermindering van toxiciteit wordt immers gerealiseerd. Creatief is het gebruik van een alternatieve chronische testmethodiek. Uit dit voorbeeld blijkt dat het essentieel is dat het betrokken bedrijf de beschikking heeft over grond- en hulpstoffen (pulp en polyelectroliet) om specifiek toxiciteitstesten op uit te voeren. Daardoor kunnen ze fase 2 en 3 uit de EPA-procedure overslaan.

BZV-rijke stroom RWZI

BZV-arme stroom DAF Alternatieve identificatie procedure ontwikkeling chronische test voor Ceriodaphnia dubia

rivier

tox. lozing!

Toxiciteitseisen vergunning LC50 acuut (Daphnia, vis)>100% NOEC chron (Daphnia)> 2.9% bepaald via emissie-immissie procedure

Meten chronische tox. op zijstromen + influent/effluent DAF testen chron.tox. van papierpulpvoeding en katonisch polymeer papierpulp van een van de 9 papiermachines bleek verantwoordelijk voor chron. tox. maatregel: afvalwater van papiermachine naar RWZI

Figuur 6: toxiciteitsreductie papierfabriek

25

did not prove to be technically feasible using TIE procedures and GC/MS en LC/MS. Er waren vier hoofdafvalwaterstromen op het complex. Op de vier belangrijkste deelstromen werd toxiciteitsonderzoek verricht (Mysidopsis bahia). Één deelstroom bleek de hoofdverantwoordelijke te zijn. Vervolgens werd uitgebreid zuiveringstechnisch en toxicologisch onderzoek verricht op pilotschaal. Hieruit volgde dat bepaalde moeilijk afbreekbare toxische verbindingen het probleem vormde. Doordat alle stromen tegelijk behandeld werden in de zuivering, werden vooral de makkelijk afbreekbare verbindingen aangepakt. De moeilijk afbreekbare

-I6- Iidentificatieprocedures mislukten; slimme biologische zuiveringstesten op deelstromen in combinatie met toxtesten gaf echter de oplossing Bij een Amerikaanse chemisch complex was er in het afvalwater een te hoog CZV-gehalte en sprake van toxiciteit [Looney, 199?]. Bekend was dat de toxiciteit in principe kon worden verwijderd met actief kool (flowschema onder A). Dit was echter een zeer kostbare maatregel. De identificatiemethodiek mislukte volledig. Citaat: Due to the complex mixture of unknown non-polarorganic-compounds, identification of specific compounds causing toxicity

bleven over en vormden in feite het hoofdprobleem. De oplossing bleek te liggen in aparte biologische zuivering van de toxische stroom. Betere adaptatie van het slib aan de toxische stoffen kon daarin plaatsvinden. Doordat er sprake was van gescheiden slib aeratietanks kon dit vrij eenvoudig worden doorgevoerd in de bestaande zuivering. Een en ander resulteerde in minder toxisch water en een lagere CZV van de totale afvalwaterstroom, tegen lage kosten. Dit betekende namelijk dat de aktief kool eenheid niet nodig was. De gevolgde denktrant is heel goed. Ook in bepaalde Nederlandse situaties kan deze benadering zinvol zijn.

Afvalwater van fabriek nr.: 1

2

3

4

5 t/m 13

voorbehandeling

4 beluchtingscompartimenten (actief slib) 1

2

3

4

nabezinkers

actief kool

A

lozing 200 m3/hr Vergunningeisen: LC50 Mysidopsis bahia of Cyprinodon variegatus > 100%

Figuur 7: flowschema groot chemisch complex in de V.S.

26

-I7- Identificatieonderzoek maakt duidelijk dat de probleemstof in afvalwater van een oude chemische fabriek bestaat uit kopercomplexen In een 80 jaar oude chemische fabriek in de U.K. worden landbouwbestrijdingsmiddelen en specialty chemicals gemaakt. Normaliter werd ongezuiverd geloosd op zout water. Aangescherpt beleid leidt tot extra maatregelen. Pilotexperimenten met een biologische zuivering werden daarom uitgevoerd. Gelijktijdig is er een wens om te komen tot toxiciteitseisen voor dit afvalwater. Sanering van de lozing en aanpak van

de toxiciteit werd gelijktijdig opgepakt. Na een uitgebreide selectie werd Crassostrea geselecteerd als toetsorganisme voor identificatieonderzoek. Alle scheidingstechnieken uit de eerste fase van het identificatieonderzoek bleken een reductie van de toxiciteit tot gevolg te hebben. Een simpele metaalanalyse maakte duidelijk dat waarschijnlijk koper het hoofdprobleem was in dit afvalwater. Dit kon echter niet verklaren waarom bijvoorbeeld ook beluchten een reductie van de toxiciteit tot gevolg had. Zeer diepgaand uitzoekwerk met behulp van adsorptiekarakteristieken aan C18

kolommen bij verschillende pH maakte uiteindelijk duidelijk dat het hoofdprobleem zit in organische kopercomplexen in het afvalwater. De kopercomplexen bleken overigens bij spoelen met water/methanol ook weer van het kolommateriaal af te kunnen komen. De gekozen benadering werkte vrij goed. In een relatief laat stadium werd pas een chemische analyse uitgevoerd. Ook werd alleen ‘toxicologisch’ naar het afvalwater gekeken. Van voorkennis over te verwachten chemicaliën werd geen helemaal geen gebruik gemaakt.

screening beste organisme voor identificatie -> Crassostrea

Identificatie fase 1: pH * EDTA * C18-ads * reductie * beluchten * filtratie *

meten metalen met atoom adsorptie; opstellen van een toxiciteitsbalans

studie naar effect van pH op afspoelen verontreinigingen van C18 kolommen

Cu vermoedelijk probleemstof (0.6 mg/l)

Een organisch koper complex is het hoofdprobleem

* reductie toxiciteit tot gevolg

Figuur 8: identificatie onderzoek aan een chemische fabriek in de U.K. (afvalwater pilotbioloog) -I8- Chloride en een scala aan onbekende verbindingen verantwoordelijk voor toxiciteit bij kleurstoffen productie t.b.v. de textielindustrie Sterk gekleurd gezuiverd afvalwater van een kleurstoffenproducent is uitgebreid onderzocht volgens de identificatiemethode van de EPA (fase 1 en 2) [Digianio, 1992]. De methodiek werd toegepast op een drietal monsters. Aanleiding was het overschrijden van de toxiciteitseis van de staat North Carolina. Het effluent had een LC50 voor Ceriodaphnia dubia van 5%. De lozingseis was 37%. De enige fractioneringstechniek die duidelijk toxiciteitsverlaging tot stand

bracht, was behandeling met een C18 kolom. Het effluent bevatte ook 4.6 g chloride/l. Met een anionenwisselaar (Cl- tegen OH- uitwisseling) gevolgd door bijstelling van de pH met salpeterzuur kon de toxiciteit dan ook worden teruggebracht. Op basis van een TU benadering (toxiciteitsbalans opstellen) bleek dat chloride voor 3050% verantwoordelijk was voor de toxiciteit. Eigenlijk is hier dus sprake van een randvoorwaarde probleem met Cl- in de toxiciteitstest. Een aparte stap die vervolgens werd ingelast, was behandeling van de samples met verschillende hoeveelheden actief kool. Een kleine toevoeging van actief kool liet het TOC-gehalte, maar vooral de toxiciteit van het afvalwater fors dalen.

Dit gaf aan dat een beperkt aantal organische verbindingen verantwoordelijk was voor de toxiciteit. Deze stap was waarschijnlijk ook ingelast in het EPA-protocol om te kijken of een PACT bioloog (powdered activated carbon treatment beluchtingsproces) kansen biedt. Fractioneringen van de organische toxicanten op de C18 SPE-kolommen gebeurde in fase 2. De toxiciteit bleek geconcentreerd in de fractie 75, 80 en 85% methanol. De toxische fracties werden bij elkaar gevoegd en op twee verschillende manieren op een HPLC kolom gescheiden. De toxische fracties werden geanalyseerd met GC/MS. Een groot aantal GC-pieken bleek aanwezig (41 tot 78 pieken). Ruwweg

27

een derde deel kon worden gekarakteriseerd. Één stof, 2,4,7,9tetramethyl-5-decyn-4.7 diol, werd in hoge gehalten aangetroffen (1-2 mg/l). Deze stof is de ‘actieve stof’ van de schuimremmer Surfynol 104 g. Over deze oppervlakte actieve stof werd geopperd dat het als een soort activator kan optreden voor de toxiciteit van de overige verbindingen. Daarnaast werd een aantal componenten aangetroffen die gerelateerd bleken aan kleurstoffenproductie. Van een aantal

van die stoffen werd de toxiciteit in de zuivere vorm gemeten. De toxiciteit van het monster kon bij lange na niet verklaard worden met deze organische stoffen. De hoofdconclusie was dat alleen chloride als echte toxicant kon worden getraceerd. Dit was teleurstellend na 800 bioassays en een jaar onderzoek. Of ze in de betreffende fabriek daadwerkelijk een PACTsysteem gingen gebruiken, bleef onduidelijk. Productie van kleurstoffen vinden we niet in Nederland; echter wel in het

Rijnstroomgebied. Erg goed in dit artikel was de gevolgde aanpak. Vooral de inpassing van het actief kool in het onderzoek was creatief. De schuimremmer Surfynol vinden we ook heel vaak in de Nederlandse rivieren en ook in het effluent van sommige Nederlandse bedrijven. Reden hiervan is waarschijnlijk dat deze stof door haar sterk vertakte structuur en de alkyn-basis moeilijk afbreekt. De stof is overigens niet erg toxisch.

-I9- Alternatieve fractionering van afvalwater uit de Duitse leerindustrie

tenslotte scheiding bij verschillende pH’s op een SPE C18 kolom. De resultaten van de fractionering werden gevolgd door continue meting van DOC, DON en UV-adsorptie. Toxiciteitsmetingen vonden plaats met Vibrio fisheri. Daadwerkelijke karakterisatie van toxische verbindingen bleef helaas achterwege. Het artikel is erg goed voor het verkrijgen van inzicht in het gedrag van stoffen bij anaerobe en aerobe zuivering en de de invloed op de toxiciteit. De toxiciteit bleek vooral te worden veroorzaakt door polaire stoffen met lagere molgewichten. Anaerobe en aerobe afbraak lieten de toxiciteit fors teruglopen. Normaliter wordt een TU balans gemaakt door 1/EC50 van het afvalwater te vergelijken met de

gesommeerde toxiciteitsbijdragen van de verschillende stoffen. Hier werd gepresenteerd dat voor oplossingen met vergelijkbare effecten, maar met verschillende DOC, gebruik kan worden gemaakt van 1/dEC50. Daarbij worden de TU nog eens gedeeld door het DOC-gehalte. Dit getal geeft dan aan dat bij een lagere 1/dEC50 de toxiciteit geconcentreerd is in de lichtere verbindingen. In Nederland is nog nauwelijks leerindustrie te vinden. Desondanks is het denkstramien in deze aanpak erg goed. Bij knelpunten met zuiveringsprocessen (anaerobe of aeroob) geeft dit onderzoek ook veel bruikbare informatie. Bij identificatieprojecten is de alternatieve scheidingsmethode erg goed en beter dan de EPA-methodes. Dit onderzoek zal overigens wel erg kostbaar zijn geweest.

In een uitstekend onderzoek van de universiteit van Berlijn is de fractionering op volstrekt alternatieve wijze aangepakt [Klinkow, 1998]. In plaats van de EPAidentificatiemethode werd hier een geheel ander spoor gekozen. Basis was een drietal soorten afvalwater: ongezuiverd afvalwater van het afbranden van huiden van leerlooierijen, hetzelfde water na behandeling in een anaerobe installatie en tenslotte na nog eens een aerobe zuivering. De fractionering gebeurde op drie wijzen. Afscheiden van deeltjes met een molmassa > 1000 AE in een ultrafiltratie. Daarna vond scheiding van het permeaat plaats via gel permeatie chromatografie en

1 toepassen ultrafiltratie op afvalwater

2 gelpermeatie chromatografie (verdere opsplitsing stoffen in 5 molgewicht klassen 4000-2000 tot <30

Stap 1-3 werden toegepast op: - ruw afvalwater leerindustrie - anaeroob gezuiverd water - anaeroob/aeroob gezuiverd water Combinatie met on line DOC-, DONen UV-meting en geautomatiseerde toxiciteitsmeting Microtox (EC50 30 min)

3 verdere opsplitsing op SPE C18 (polair/apolair scheiding) bij pH 7 en pH 3

toxiciteit vooral geconcentreerd in de polaire laag moleculaire fracties

Figuur 9: alternatieve toxiciteitsidentificatie

28

-I10- Geslaagde identificatie van insecticiden in effluenten In dit artikel werd de identificatiemethode zeer gedetailleerd toegelicht en toegepast op een effuent [Burckhard, 1991]. Vooral de experimentele beschrijving van de methoden zat erg goed in elkaar. Fase 1,2 en 3 van de EPA-methode werden doorgewerkt en veel technische tips gegeven voor de uitvoering van de identificatiemethoden. In de onderzochte effluenten bleken insecticiden aanwezig, die de toxiciteit bleken te veroorzaken. In een monster

werd de toxiciteit diepgaand ontrafeld. Beslissende analyse vond plaats met GC/MS. De uiteindelijk berekende TU’s van de afzonderlijke insecticiden stemden gesommeerd behoorlijk overeen met de TU’s van het monster zelf. De gehalten van de bestrijdingsmiddelen waren 0.5 µg/l voor diazinon, 0.35 µg/l voor chloorfenvinphos en 2.85 µg/l voor carbaryl. Uiteindelijk werd een zestal monsters van het effluent genomen. De gehalten van deze drie bestrijdingsmiddelen werden bepaald en TU’s berekend. De gesommeerde TU’s werden uiteindelijk vergeleken

met de toxiciteit van de monsters. Dit kwam in behoorlijke mate overeen. Op deze wijze werd bevestigd dat de betreffende insecticiden verantwoordelijk zijn voor de toxiciteit. In Nederland zullen insecticiden in normaal bedrijfsafvalwater slechts in hoge uitzondering voorkomen. Bij bestrijdingsmiddelen producerende bedrijven is het niet uit te sluiten. Ook in de toepassingssfeer zijn insecticidengehalten als hiervoor geschetst, zeer zeker geen uitzondering.

3.2.1 Ervaringen met identificatieonderzoek in industrieel afvalwater De belangrijkste ervaringen zijn hieronder opgesomd. Tevens is een aantal praktische aanbevelingen toegevoegd die van waarde zijn bij vervolgonderzoek. De lettercode bij de ervaringen verwijst steeds naar de voorafgaande beschrijvingen. U vindt die in de aanhef van de knipsels. Deze codes geven dus de verantwoording waarop de ervaringen zijn gebaseerd. ◊ Identificatieonderzoek in bedrijfsafvalwater is maatwerk. ◊ Van de twaalf toxiciteit identificatiestudies, waaronder ook die in de bijlage, werd in acht gevallen om verschillende redenen geen gebruik gemaakt van de identificatiemethode van de EPA (zie I2, I3, I4, I5, I6, I8). ◊ Bedrijven kiezen er vaak voor om met een stuk voorkennis gericht in deelstromen te kijken en daarin de oorzaak van de toxiciteit te identificeren. Tegelijkertijd kan dan het toxiciteitsprobleem worden opgelost. Soms wordt wel van een onderdeel van de EPA-methodiek gebruik gemaakt. Kostenaspecten van de identificatiemethode speelden in de onderzoekskeuzes zeer zeker een rol (zie I3, I4, I5, I6). ◊ Bedrijven zijn vaak niet geïnteresseerd in de echte oorzaak van de toxiciteit maar vinden het ‘uitschakelen’ van een toxische deelstroom voldoende (zie I3, I4, I5, I6). ◊ Onderzoeksinstituten en universiteiten kiezen veelal voor de identificatiemethode van de EPA. Bedrijven zoeken vaak een alternatieve, meer op hun situatie toegesneden oplossing (zie I3, I4, I5, I6). ◊ In de standaard methoden van de EPA wordt heel vaak gebruik gemaakt van testen met Ceriodaphnia dubia (een kleine watervlo). Bedrijven kiezen vaak in verband met de kostenaspecten veelal voor de goedkopere Microtox testen of ontwikkelen zelf een test (zie I3, I4, I5). Dit blijkt vaak goed te doen. Aandacht voor een goede vergelijkbaarheid van de uitslagen van Microtox- en Daphnia-testen is dan wel nodig. ◊ In een voorbeeld werd door het betrokken bedrijf gesteld dat voor een multi purpose plant de identificatiemethode van de EPA volstrekt onbruikbaar is. Gelet op de sterke variatie van de lozingen is dat begrijpelijk (zie I3). ◊ Bij toxisch bedrijfsafvalwater door insecticiden heeft de identificatiemethode van de EPA met daphnia’s een behoorlijke kans van slagen (zie I10). Ammoniak en metalen komen ongeveer op een tweede en derde plaats (zie I1, I2, I7). Voor identificatie van toxiciteit door metalen is de moeilijkheidsgraad van het identificatieonderzoek overigens vaak erg hoog (zie I1, I7). Redenen hiervoor zijn matrixeffecten en het vormen van complexen tussen metalen en organische stoffen. ◊ Bij echt complex afvalwater zoals bijvoorbeeld in de chemische industrie, wordt de toxiciteit meestal door een groot aantal organische microverontreinigingen met een matige toxiciteit bepaald. Om twee redenen stranden identificatiepogingen op de wijze van de EPA in dat soort situaties vrijwel altijd (zie I6, I8). Door gebrek aan toxiciteitsgegevens voor de aangetoonde organische microverontreinigingen blijkt het onmogelijk om tot een sluitende toxiciteitsbalans te komen. Daarnaast blijkt dat de huidige analysemogelijkheden (GC/MS en LC/MS) niet alle stoffen kunnen analyseren. Bepaalde toxische stoffen kunnen daardoor over het hoofd worden gezien. In dergelijke situaties kan een gerichte aanpak van stoffen in deelstromen effectiever zijn. ◊ Gebrek aan toxiciteitsgegevens van vele stoffen is een probleem. Bedrijven hebben geregeld gemakkelijker de beschikking over problematische stoffen dan onderzoeksinstituten. Daardoor kunnen ze rechtstreeks de

29

toxiciteit van de problematische stoffen (laten) meten (zie I4, I5). Dit is een ogenschijnlijk simpel maar belangrijk voordeel in toxiciteit identificatie studies. ◊ Een waarschijnlijk zeer persistente maar niet zo toxische schuimremmer werd in een Amerikaans onderzoek aangetoond (Surfynol 104 g). Deze stof wordt ook geregeld in Europese rivieren en bedrijfsafvalwater aangetroffen (zie I8).

30

3.3 Identificatie oorzaken toxiciteit bij diffuse lozingen Het aantal artikelen over diffuse lozingen was niet erg groot. Ze waren inhoudelijk gezien echter van hoog niveau. In twee situaties stonden landbouwgebieden in de VS centraal. In Engeland is verder oppervlaktewater langs een snelweg onderzocht op oorzaken van toxiciteit. De drie onderzoeken worden eerst kort toegelicht. De vergelijking van deze resultaten met overeenkomstige Nederlandse lozingssituaties is eveneens gemaakt. In paragraaf 3.3.3 zijn de ervaringen samengevat.

3.3.1. Landbouwgebieden Bij de twee onderzoeken die we hier bespreken, bleek in beide gevallen een ‘ingekrompen’ EPA identificatietechniek te worden toegepast. Er werd overigens zeer gericht gekeken naar de meest waarschijnlijke probleemstoffen in de landbouwgebieden. -D1- Problemen in het oppervlaktewater in Amerikaans rijstteeltgebied bleken vooral veroorzaakt door insecticiden. Hoge concentraties van bestrijdingsmiddelen in het uitgeslagen oppervlaktewater uit een rijstteeltgebied in Californië vormde de basis van de onderzoeksvraag. De studie werd uitgevoerd door de EPA als case studie voor hun eigen identificatie methode [Norberg-King, 1991]. Een screening vooraf maakte duidelijk dat het voornaamste probleem was gelegen in intensief gebruikte bestrijdingsmiddelen. Uit voorafgaande onderzoeken van de regionale waterbeheerder was reeds duidelijk dat het oppervlaktewater in het gebied geregeld toxisch bleek voor watervlooien. Het oppervlaktewater van zowel het intredende als het uittredende water werd op toxiciteit onderzocht met Ceriodaphnia dubia. Drie oppervlaktewatermonsters werden onderzocht met onderdelen van de -D2- Een variant op de identificatieprocedures van de EPA succesvol om oorzaak toxiciteit in een landbouwgebied te traceren. In deze studie werd eerst een stuk know how over het fysisch chemisch gedrag en analyses van enkele zorgvuldig geselecteerde bestrijdingsmiddelen opgebouwd (carbofuran, diazinon en chloorpyrifos) [Baily, 1996]. De selectie van de bestrijdingsmiddelen was gebaseerd op verbruik in de landbouwsector. Het effect van pH aanpassing werd zeer uitgebreid bestudeerd. Snelheid van ontleding van de modelverbindingen werd onderzocht

identificatiemethodiek van de EPA. Adsorptie van bestrijdingsmiddelen op een C18-SPE-kolom bleek effectief om toxiciteit weg te nemen. Standaard fractioneringsstappen en concentratie in bepaalde toxische fracties (vooral 80% methanol) gevolgd door GC/MSanalyse maakte duidelijk dat drie bestrijdingsmiddelen het hoofdprobleem vormde. Het herbicide Molinate bleek ondanks het hoge gehalte (100 µg/l) niet het hoofdprobleem. De LC50 voor Ceriodaphnia dubia (48 hr) lag namelijk boven de 5000µg/l. De 48 hr LC50 waarden van de eveneens aanwezige insecticiden methyl parathion (1-2 µg/l) en carbofuran (12 µg/l) voor Ceriodaphnia dubia lagen op een veel lager niveau (LC50 beide 2.6 µg/l). Deze twee insecticiden bleken dan ook de hoofdschuldigen voor het toxiciteitsprobleem in dit gebied. Tevens werd aangetoond dat de toxische werking van deze bestrijdingsmiddelen simpelweg bij elkaar kan worden opgeteld. Verder

onderzoek naar de effecten op de voedselketen in het oppervlaktewater werd noodzakelijk geacht alvorens beleidsmatige conclusies aan deze resultaten kunnen worden verbonden. Deze studie geeft een prima illustratie van een toxiciteitsidentificatieprocedure in een landbouwgebied. De gemeten insecticidengehalten in deze Amerikaanse studie komen in behoorlijke mate overeen met gehalten van de insecticiden die soms worden aangetroffen in het oppervlaktewater in Delfland ethylparathion (0.6-1 µg/l) dichloorvos (1.3-4.3 µg/l))[Gorter, 1994]. De sterfte van watervlooien in het Delflandse oppervlaktewater is dan ook niet verrassend. Insecticiden bleken voor het betreffende toetsorganismen veel relevanter dan herbiciden.

als functie van de pH. Het maskerend effect van piperonylbutoxide op de toxiciteit van diazinon kwam ook uitgebreid aan de orde. Het effect van C18 en C8 SPE-kolommen bij identificatieonderzoek aan met insecticiden verontreinigd oppervlaktewater is ook diepgaand bestudeerd.Vervolgens werd de opgedane kennis toegepast bij de identificatie van oorzaken van toxiciteit voor Ceriodaphnia dubia in oppervlaktewater in een aantal landbouwgebieden in Californië. Alleen adsorptie op een C8 SPE-kolom gevolgd door fractionering werd toegepast. Op die wijze bleek het

mogelijk met een redelijke waarschijnlijkheid aan te tonen dat bepaalde insecticiden voor de aangetroffen toxiciteit verantwoordelijk waren. De hier gevolgde werkwijze was minder betrouwbaar dan in het voorgaande onderzoek. Nadeel was dat een GC/MS-analysestap ontbrak. Wel bleek dat een minder instrumenteel geoutilleerd laboratorium toch een heel eind kan komen met een identificatieprocedure.

31

3.3.2 Runoff van wegen De meeste onderzoeken aan afstromend wegwater richten zich vooral op de aanwezigheid van zware metalen, PAK en olie [Berbee,1996]. Een parameter als toxiciteit wordt veel minder als parameter gebruikt. Enkele recente Engelse publicaties gaan wel in op de toxiciteit van afstromend wegwater en dan in het bijzonder die van snelwegen [Maltby, 1995a,b]. -D3- PAKs in runoff bleek de meest kritische component te zijn voor de vlokreeft Gammarus pulex die voorkomt in het ontvangend oppervlaktewater Afstromend wegwater van de M1 snelweg in de U.K. mondt uit in een kreek. Het water stroomopwaarts en stroomafwaarts is geanalyseerd op aanwezige metalen, PAK, olie en verder is de toxiciteit van het water bepaald[Maltby 1995b]. Ook het sediment is onderzocht. De waterfracties bleken niet toxisch voor Gammarus pulex. Dit is een ongeveer één tot twee centimeter groot vlokreeftje. Het sediment stroomafwaarts bleek schadelijker voor Gammarus pulex dan het niet door runoff beïnvloedde stroomopwaartse deel van de kreek.

De sedimenten van beide lokaties zijn vervolgens geëxtraheerd met methyleenchloride. Voor en na de extractie is de toxiciteit gemeten. ‘Standaard water’ is gespiked met de ingedampte extracten en de toxiciteit voor Gammarus pulex is bepaald. Spiking met stroomafwaarts extract had een negatief effect op Gammarus pulex. Dit trad niet op bij spiking met extract van het stroomopwaarts gelegen sediment. De extracten zijn gesplitst op een kolom met silica en geëlueerd met pentaanmethyleenchloride mengsels. Na indampen zijn verschillende fracties van de extracten aan standaard water toegevoegd. Daaruit bleek dat de voornaamste toxiciteit wordt veroorzaakt door de PAK aanwezig in het sediment en niet aan de metalen of de overige microverontreinigingen

(olie, weekmakers, alkylfenolen). In het bijzonder de middelzware PAK fluorantheen, pyreen en chryseen blijken kritisch te zijn. De directe acute effecten van het sediment op Gammarus pulex bleek nog redelijk beperkt, maar behoorlijk eenduidig toe te kennen aan de PAK. Dit resultaat is wat moeilijk te vergelijken met de Nederlandse situatie. In Nederland wordt op het hoofdwegennet veelal gebruik gemaakt van ZOAB (zeer open asfaltbeton). Daardoor zitten er nog nauwelijks PAK in het water [Berbee, 1996]. Dit probleem zou in Nederland dus minder moeten zijn. Bij provinciale wegen die rechtstreeks afwateren op oppervlaktewater zal in theorie het probleem met Gammarus pulex echter ook kunnen optreden.

Onderzoeksstap

Resultaat

1 meten water stroomopwaards en stroomafwaards van lozing

stijging metaal- en PAK-gehalten geen toxiciteitsverschil watermonsters

2 meten sediment stroomopwaards en stroomafwaards van lozing

stijging metaal- en PAK-gehalten toxiciteitsstijging Gammarus pulex

3a extractie verontreinigd sediment 3b spiken verontreinigingen aan schoon water

duidelijk toxisch effect op Gammarus pulex toxiciteit door organische microverontreinigingen

4 fractioneren organische fracties + GC/MS analyse

aangetoond zijn PAK, olie en alkylfenolen

5 extractie organismen en meten organische micro verontreinigingen in de organismen

toxiciteit specifiek veroorzaakt door PAK; in het bijzonder fluorantheen, pyreen en chryseen

figuur 10: gevolgde identificatieprocedure

32

3.3.1 Ervaringen bij identificatieonderzoek aan diffuse lozingen De belangrijkste ervaringen zijn hieronder opgesomd. Tevens is een aantal praktische aanbevelingen toegevoegd die van waarde zijn bij vervolgonderzoek. De lettercode bij de ervaringen verwijst steeds naar de voorafgaande beschrijvingen. U vindt die in de aanhef van de ‘krantenknipsels’. Deze codes geven dus de verantwoording waarop de ervaringen zijn gebaseerd. ◊ Het aantal identificatiecases waarin diffuse lozingen centraal stonden, is duidelijk lager dan bij communale en industriële lozingen. ◊ In twee cases is gekeken naar de oorzaken van toxiciteit van oppervlaktewater in landbouwgebieden. Daaruit bleek zeer duidelijk dat insecticiden voor het toetsorganisme (watervlo) veel relevanter zijn dan herbiciden (D1, D2). De projecten bleken meestal erg goed te zijn voorbereid. ◊ In afstromend wegwater bleek uit toxiciteitsidentificatie-onderzoek dat voor het toetsorganisme Gammarus pulex de middelzware PAK (pyreen, fluorantheen, chryseen) het voornaamste probleem zijn. De PAK waren voor dit waterbodemorganisme belangrijker dan olie en de zware metalen Cu en Zn (zie D3). ◊ Het is opvallend dat er nauwelijks toepassingen zijn van identificatieonderzoek waarbij algentesten worden gebruikt. Deze kunnen schadelijke effecten van herbiciden traceren. Dergelijk onderzoek is in de literatuur niet gevonden.

33

3.4 Identificatie oorzaken toxiciteit waterbodems en oppervlaktewater; resultaten van overig onderzoek Identificatieonderzoek richt zich niet alleen op effluenten. In oppervlaktewater- en waterbodem-onderzoek wordt ook gekeken naar de oorzaken van toxiciteit. Daarnaast zijn er nog een aantal artikelen die op deelaspecten van de identificatiemethodes ingaan. Hier wordt volstaan met een ongetwijfeld niet uitputtend overzicht van de beschikbare informatie (zie tabel 3). Tabel 3: identificatieonderzoek oppervlaktewater en waterbodems referentie oppervlaktewater Hendriks, 1994 Thomas, 1999 Johnson, 1998

waterbodem Ankley, 1990

doelstelling

resultaten

opmerkingen

concentreren, fractioneren, pogingen om toxiciteit en mutageniteit van Nederlands oppervlaktewater te verklaren verklaren toxiciteit in de rivieren Tyne, Tees and Mercey (U.K.)

-slechts 11% van de toxiciteit is verklaarbaar

oorzaken beperktheid analyse mogelijkheden en onvoldoende toxiciteitsdata

onderzoek naar oorzaken toxiciteit t.g.v. calamiteit in het Kennet en Avon-kanaal (U.K.)

toxiciteits identificatieonderzoek in sediment

Burgess, 1993

identificatie onderzoek in mariene sediment

Schot, 1995 Sprang, 1997

poriewater-onderzoek zeewatersediment verklaren toxiciteit van poriewater uit waterbodem Schelde voor Thamnotox ontwikkeling kationenwisselaars als onderdeel voor identificatiemethodieken in mariene milieu toxiciteits identificatieonderzoek in sediment invloed zeoliet op toxiciteit waterbodems

Burgess, 1997 Ho, 1997 Besser, 1998 Kosian, 1998

divers Jop, 1992 en 1994

Schubauer, 1993 Tietge, 1996

identificatieonderzoek naar PAK in sediment. PAK werden geactiveerd door bestralen met UV-licht. Biologische beschikbaarheid werd ook meegenomen. toepassing identificatieonderzoek met chronische Ceriodaphnia dubia testen

studie naar effect van pH op de toxiciteit door metalen modelberekeningen om effecten van macroparameters als chloride en ammoniak te voorspellen

Hockett, 1996

effect van EDTA en thiosulfaat op toxiciteit door metalen (relevante stap bij identificatieprocedures)

Sauer, 1997

onderzoek naar de oorzaken toxiciteit van productiewater bij oliewinning

chloorfenolen in Tyne verantwoordelijk alkylfenolsurf in Tees en Dieldrin in de Mercey -toxicant is van biologische origine -mogelijk is de oorzaak een hoog moleculair lipopolysacharide afgescheiden door bacteriën -ammonia bleek effect te hebben op watervlooien en algen; echter geen effect op Microtox - toxiciteit wordt veroorzaakt door metalen, organische microverontreinigingen, NH3-N en H2S NH4-N is belangrijke voor de toxiciteit hoge gehalten NH4-N (176-337 mg/l) hoofdoorzaak -zware metalen kunnen prima met kationen wisselaars worden afgevangen -PCB bleken het hoofdprobleem

- toepassen modelbenaderingen NH4-N toxiciteit EPA zie bijlage 2.2 vrij diepgaand gekeken naar de chemisch analytische aspecten

-zeoliet toevoegen 20% (v/v) vermindert toxiciteit door ammonia -geen effect op Cd en Cu - PAK normaliter niet relevant; - na UV bestraling wel degelijk; - ongeveer 140 verbindingen aanwezig; waarvan 9 waarschijnlijk belangrijk -tips worden gegeven hoe de chronische testen uit te voeren; -wees alert op veranderingen in gehalten van macrostoffen als Na+ e.d. tijdens fractioneringen; bij chronische testen is dat veel belangrijker. - de toxiciteit voor metalen verandert al sterk in een vrij smalle pH bandbreedte -voor Ceriodaphnia dubia (watervlo) en Pimephalas promelas (vis) kloppen de modelberekeningen en de praktijk prima. Voor Daphnia magna nauwelijks. -EDTA verlaagt de toxiciteit van alle metalen behalve Cr3+, Fe2+, Ag+ -thiosulfaat minder effectief dan EDTA -thiosulfaat reduceert toxiciteit van Ag+ en seleniet (Se6+) -aantal standaard parameters als saliniteit, H2S, vluchtige stoffen hebben allemaal invloed

wanneer chronische testen worden toegepast zijn deze artikelen relevant

-relevante studie i.g.v. toxiciteit door metalen -zie bijlage 2.2

-relevante studie i.g.v. toxiciteit door metalen

34

3.4.1 Ervaringen identificatieonderzoek in waterbodems en in oppervlaktewater; resultaten overig onderzoek De volgende constateringen kunnen naar aanleiding van tabel 3 worden gedaan: ◊ Analoog aan effluenten zien we bij onderzoek in oppervlaktewater eveneens dat slechts een beperkt deel van de toxiciteit kan worden verklaard. Ook hier geldt dat dit wordt veroorzaakt doordat de analysemogelijkheden hun beperkingen hebben en er onvoldoende toxiciteitsdata zijn. ◊ Uit verschillende artikelen blijkt dat ammonium-N vaak een belangrijke bijdrage levert aan de toxiciteit van waterbodems. In een aantal specifieke verontreinigingssituaties blijken bepaalde organische componenten en metalen ook belangrijk te zijn voor de toxiciteit. ◊ Het valt op dat bij waterbodems soms wel zeer exotische handelingen worden verricht. Toevoegen van zeoliet om toxiciteit terug te dringen heeft wetenschappelijke waarde voor methodiekontwikkeling, maar gaat wel erg ver. Ditzelfde geldt voor het bestralen van PAK-achtige verbindingen met UV-straling om zo fototoxiciteit op te wekken. UV kan inderdaad van invloed zijn op de milieubezwaarlijkheid van stoffen. Dit vereist echter ook dat dan rekening wordt gehouden met UV-adsorptie door zwevende delen in de waterkolom en de diepte van de kolom. ◊ Er is een aantal interessante mogelijkheden m.b.t. tot toepassing van QSARs voor het voorspellen van effecten van macroparameters als Cl- en NH4-N. ◊ Het is heel belangrijk om steeds kritisch te kijken naar de relatie tussen pH, NH3/NH4 en metaaltoxiciteit bij identificatieprocedures. ◊ Bij toepassing van chronische testen tijdens identificatieonderzoek is het uiterst belangrijk om effecten op de toxiciteit door verandering van de gehalten van macroelementen (Cl-, K+) tijdens de fractioneringsstappen heel goed in de gaten te houden.

35

36

4 KOSTENASPECTEN Tijdens het literatuuronderzoek is in een aantal gevallen een raming opgesteld van de kosten van de verschillende identificatieonderzoeken (excl. BTW). De basis hiervan vormden de huidige Nederlandse marktprijzen voor toxiciteitstesten en chemische analyses (zie bijlage 3) en de aantallen testen die werden verricht. Stelposten zijn verder opgenomen voor laboratoriumwerkzaamheden, begeleiding en rapportagekosten (beide 20 kf). Dit is niets meer en minder dan een schatting. Met name in fase 2 en 3 van identificatieonderzoeken dienen zeer veel laboratoriumwerkzaamheden te worden verricht. Denk daarbij aan de fractionering van watermonsters, maar ook specifieke analyses (HPLC, GC/MS, LC/MS). Ook de noodzakelijke literatuurstudie naar toxiciteitsgegevens vraagt de nodige tijd. Een totaal beeld van de verschillende kosten is opgenomen in bijlage 3. De kosten voor dit type onderzoek blijken hoog te zijn f 70.000,-- tot meer dan f 100.000,--. Een kanttekening hoort daar echter bij. In een aantal gevallen zijn namelijk ook de kosten van oriënterend toxiciteitsonderzoek opgenomen. Deze belopen snel f10.000-30.000,-. Hiervoor gecorrigeerd betekent dit dat de kosten van dit soort onderzoek snel f 50.000,-- en meer kunnen bedragen. Bij sommige artikelen worden veel hogere cijfers genoemd (kf 300-600). Voorafgaand een goede raming van de experimenten maken (technisch en financieel) is dan ook een must. Mogelijkheden om de kosten te drukken is een goede fasering van het onderzoek en het toepassen van goedkope toxiciteitstesten (bijv. Microtox). Deze toxiciteitstest werkt op basis van lichtgevende bacteriën en is veel goedkoper dan testen met bijvoorbeeld watervlooien, vissen en algen. Uiteraard kan de specifieke werking van bepaalde stoffen op Microtox verschillen van die op andere organismen. Bij de keuze van een organisme voor een identificatiestudie dient dit grondig te worden geëvalueerd.

37

38

5 EVALUATIE BESCHIKBARE LITERATUUR Het overgrote deel van de literatuur is van Amerikaanse origine (70%). Dit is uiteraard niet vreemd want de identificatiemethodieken zijn eind jaren ’80 door de EPA ontwikkeld. Door het zelf uitvoeren van allerlei praktijkcases is de toepassing van de methodiek door de EPA gestimuleerd. In eerste instantie lag de nadruk op het toepassen van identificatietechnieken bij lozingen op zoet en zout oppervlaktewater. De laatste jaren ligt de nadruk steeds meer op de toepassing in oppervlaktewater. In de V.S. worden de technieken door overheidsinstituten, universiteiten, bedrijven en onderzoeksburo’s gebruikt. In West Europa zien we toepassingen van dergelijke technieken ongeveer vanaf 1994. Het zwaartepunt ligt nog duidelijk bij toepassing door overheden en onderzoeksbureaus. De beste identificatiestudies komen tot stand door een team van ecologen, procestechnologen en analytisch chemici. De deskundigheid van de verschillende disciplines geeft samen duidelijk een toegevoegde waarde. Toepasbaarheid EPA technieken in de Nederlandse situatie In een aantal beschreven cases werd prima gebruik gemaakt van een stuk voorkennis over de lozingen. Dit was het geval bij industriële lozingen, communale lozingen en lozingen in een landbouwgebied. Dit blijkt uiterst belangrijk voor het kunnen traceren van de verantwoordelijke toxische stoffen.

39

40

6 CONCLUSIES EN AANBEVELINGEN Hierbij wordt volstaan met het noemen van de belangrijkste conclusies en ervaringen uit de hoofdstukken 3-5. Conclusies ◊ Toxiciteit identificatiestudies zijn vaak zeer gedetailleerd en toegespitst op de specifieke lozingssituatie. Het is duidelijk maatwerk en niet het simpel volgen van de standaard protocollen van de EPA. ◊ Identificatie van toxiciteit hoeft zich niet te beperken tot industriële en communale lozingen. Ook bij sommige diffuse lozingen blijken de methodes goed bruikbaar. ◊ Een volledig identificatieonderzoek naar oorzaken van toxiciteit is niet zomaar een simpele analyse. Het is taai onderzoekswerk, dus tijdrovend en derhalve kostbaar (schatting van RIZA f 50.000,- en meer/monster). Er moet dus sprake zijn van regelmatige toxiciteit in het afvalwater alvorens men een identificatiepad opgaat. ◊ Identificatieonderzoek is teamwork. De meest succesvolle studies blijken te worden verricht door een combinatie van toxicologen, analytisch chemici en indien van toepassing procestechnologen uit een bedrijf. Een te eenzijdige benadering leidt ertoe dat slimme identificatiemogelijkheden over het hoofd worden gezien. ◊ Bedrijven kiezen vaak voor het toepassen van stukjes van de EPA-methodiek in combinatie met een aanpak gericht op deelstromen. In bepaalde deelstromen vermoeden zij namelijk op grond van eigen know how vaak de belangrijkste knelpunten. Volledige toepassing van de EPA methodiek doen zij meestal niet in verband met de kosten. Ook kiezen bedrijven in zijn algemeenheid voor de goedkopere toxiciteitstesten. Bedrijven zijn er op gericht om de toxiciteit van een lozing weg te nemen en hen interesseert de specifieke oorzaak vaak veel minder. Zij komen daarbij overigens vaak met hele creatieve oplossingen naar voren. ◊ De ervaringen leren dat de identificatie van toxiciteit met behulp de EPA-methode ongeveer de volgende afnemende succesreeks kent: 1 insecticiden, 2 ammoniak-N, 3 zware metalen, 4 overige organische microverontreinigingen. In geval van lozing van grote aantallen verschillende organische microverontreinigingen strandt de identificatie meestal in fase 2 door analytische problemen en door gebrek aan toxiciteitsdata. Insecticiden komen op plaats 1 omdat ze in vergelijking met de normale microverontreinigingen (oplosmiddelen, fenolen e.d.) zo’n factor 100 tot 1000 toxischer zijn. Een andere reden is dat voor de meeste insecticiden ook gerichte analysemethoden beschikbaar zijn. ◊ In de meeste studies wordt gekeken naar het ontrafelen van oorzaken van acute toxiciteit. Uit één voorbeeld blijkt dat de EPA-methodiek in principe ook bruikbaar is voor het oplossen van mutageniteitsvraagstukken. Het toepassen bij het oplossen van chronische toxiciteitsproblemen blijkt overigens stukken moeilijker te zijn en vereist nog heel veel ontwikkelingswerk. Aanbevelingen ◊ In de Nederlandse situatie speelt heel vaak het probleem van grote aantallen organische microverontreinigingen die in het afvalwater voorkomen. De literatuur wijst uit dat door gebrek aan toxiciteitsgegevens voor de meeste van die stoffen toxiciteit identificatie studies volledig stranden. Ontwikkeling c.q. gebruik van (Q)SARs (quantitative structure activity relationships) voor benadering van ontbrekende toxiciteitsgegevens voor organische microverontreinigingen is daarom absoluut noodzakelijk. Meestal is er een behoorlijke terughoudendheid ten aanzien van het gebruik van QSARs. Een onderbouwde schatting met behulp van een QSAR is echter 100% bruikbaarder dan helemaal geen toxiciteitsdata. Het strekt tot aanbeveling om hier een apart onderzoek/project voor te starten. ◊ Bij het toepassen van identificatiestudies in Nederland wordt aanbevolen de beschreven ervaringen in dit rapport steeds nauw bij de uitvoering van het onderzoek te betrekken 3.1.1 (communaal), 3.2.1 (industrie), 3.3.1 (diffuus) en 3.4.1 (overig). ◊ Bij toekomstig identificatieonderzoek in Nederland is het zeker niet nodig om steeds alle stappen uit de EPAidentificatieprocedure toe te passen. Het is steeds een kwestie van maatwerk en logisch denken. Wanneer bijvoorbeeld bekend is dat bij een bedrijf geen metalen worden geloosd dan kunnen allerlei identificatiestappen met EDTA simpelweg worden overgeslagen. Voorafgaand aan de idenificatieprocedure bepaalde chemische analyses verrichten kan ook duidelijk kostenbeparend werken (ammonium, pH, metalen enzovoorts). ◊ Het lijkt de moeite waard om in Nederland meer aandacht te gaan schenken aan het toepassen van de parameter toxiciteit/milieubezwaarlijkheid bij diffuse lozingen. Als mogelijke toepassingsmogelijkheden worden bijvoorbeeld gezien: hemelwaterafvoer gescheiden stelsels, runoff, infiltratiepunten van hemelwater

41

in de bodem of overstorten. Ook bij lozingen uit bijvoorbeeld de glastuinbouw en atmosferische depositie is oriënterend onderzoek naar toepassingsmogelijkheid van bioassays zinvol. In een daaropvolgend stadium kan zonodig identificatieonderzoek worden opgestart. Een onontgonnen veld blijkt identificatieonderzoek met algen te zijn. Daarmee kan meer inzicht worden gekregen in de effecten van herbicide-emissies uit de landbouw.

42

7 REFERENTIES Amato, J.R., Mount, D.I., Durhan, E.J., Lukasewycz, M.T., Ankley, G.T., Robert E.D., An example of the identification of diazinon as a primary toxicant in an effluent, Environmental Toxicology and Chemistry, 11, pag. 209-216, (1992). Ankley, G.T., Katko A. en Arthur, J.W. Identification of ammonia as an important sediment associated toxicant in the lower Fox river and Green Bay, Wisconsin, Environmental Toxicology and Chemistry, 9, 1990. Ankley G.T., Burkhard, L.P., Identification of surfactants as toxicants in a primary effluent, Environmental Toxicology and Chemistry, 11, 1235-1248 (1992). Bailey H.C., Giorgio C. Di, Kroll K.. Miller J.L., Hinton D.E., Starret, G., Development of procedures for identifying pesticide toxicity in ambient water: carbofuran, diazinon, chlorpyrofos, Environmental Toxicology and Chemistry, 15, pag. 837-845, (1996). Berbee, R.P.M., Rijs, G.B.J. en Brouwer M.W. de, Behandeling afstromend wegwater van snelwegen, RIZA Notanr. 96.017, februari 1996. Berbee, R.P.M., Projectvoorstel literatuurstudie ‘bronopsporing toxiciteit’, RIZA december 1997. Besser, J.M., Ingersoll, C.G., Leonard, E.N. en Mount, D.R. Effect of zeolite on toxicity of ammonia in fresh water sediments: implications for toxicity identification evaluation procedures, Environmental Toxicology and Chemistry, 17, pag. 2310-2317, 1998. Burckhard, L.P. en Durhan E.J. Identification of nonpolar toxicants in effluents using toxicity-based fractionation with gaschromatography/mass spectrometry, Analytical Chemistry, 63, pag. 277-283, (1991). Burgess, R.M., Charles, J.B., Kuhn, A., Ho, Kay T., Patton, L.E.en Govern D.G. Mc Development of cationexchange methodology evaluation applications, Environmental Toxicology and Chemistry, 16, pag 1203-1221, (1997). Buttke, G., Kocher, U., Tepper, B. Simplifying industrial toxicity reduction evaluations for chronically toxic effluents, International Environmental Conference Book 2-1994, pag. 893-897, Portland Oregan, april 1994, Tappi, Atlanta (GA). Brackemann, H., Brief van Umweltbundesamt inzake toxicity tracking, V.3.2, 27 april 1998. Brorson, T., Björklund, I., Svenstam G., en Lantz R. Comparison of two strategies for assessing ecotoxicological aspects of complex wastewater from a chemical-pharmaceutical plant, Environmental Toxicology and Chemistry, 13, pag. 543-552, (1994). Burgess, R.M., Schweitzer, K.A., Kinney, R.A., Phelps, D.K. Contaminated marine sediments: water column and interstitial effects, Environmental Toxicology and Chemistry, 12, pag. 127-138, 1993. Burgess, R.M., Ho K.T., Tagliabue D., Kuhn A., Comeleo R., Comeleo P., Modia G. en Morrison G.E. Toxicity Characterisation of an industrial and municipal effluent discharging to the marine environment, Marine Pollution Bulletin, 30, pag 524-535, (1995). Dickerson, K.K., Hubert W.A., Bergman H.L., Environmental Toxicology and Chemistry, 15, 1097-1101 (1996). Digiano F.A., Clarkin C., Charles M.J., Maerker M.J., Fransisco D.E. en LaRocca C. Testing of the EPA Toxicity Identification Evaluation Protocol in the textile dye manufacturing industry, Water Science and Technology, 25, 55-63 (1992).

43

Doerger, J.U., Meier, J.R., Dobbs, R.A., Johnson R.D. en Ankley, G.T. Toxicity Reduction Evaluation at a Municipal Waste Water Treatment Plant Using Mutagnicity as an Endpoint. Arch. Environmental Contamination Toxicology, 22, pag 384-388, (1992). EPA, Biomonitoring to Achieve Control of Toxic Effluents, EPA/625/8-87/013, Duluth, september 1987. EPA, Mount, D.I. and Anderson L. Methods for aquatic toxicity identification evaluations, Phase II Toxicity Characterisation Procedures, EPA/600/3-88/035-, Duluth MN, february 1989. EPA, Mount, D.I. Methods for aquatic toxicity identification evaluations, Phase III Toxicity Characterisation Procedures (second edition), EPA/600/3-88/036-, Duluth MN, february 1989. EPA, Norberg-King, T.J. et al Methods for aquatic toxicity identification evaluations, Phase I Toxicity Characterisation Procedures (second edition), EPA/600/6-91/003-, Duluth MN, february 1991. Fein, J.R., Omotani, K., Hunter, H., Potts, D. Toxicity identificantion and reduction for two fine paper mill effluents, International Environmental Conference Book 2-1994, pag. 899-922, Portland Oregan, april 1994, Tappi, Atlanta (GA). Forrow, D., brief Environment Agency U.K. aan Berbee/RIZA, d.d. 21 juli 1998. Gorter, M. en Mangelaars, J. Het water uitgevlooid, Hoogheemraadschap van Delfland, proj.OW93-12, Delft, november 1994. Hendriks, A.J., Maas-Diepeveen, Noordsij A. en Gaag M.A. van der Response in static assays, Water Research 28, pag. 581-598, (1994). Ho, K.T., Kinney, R. A. Mac, Kuhn A., Pelletier, M.C., Burgess, R.M. Identification of acute toxicants in New Bedfor harbor sediments, Environmental Toxicology and Chemistry, 16, pag. 551-558, (1997). Hockett, J.R. en Mount, D.R. Use of metal chelating agents to differentiate among sources of acute aquatic toxicity, Environmental Toxicology and Chemistry, 15, pag. 1687-1693, (1996). Jäger, I., Gartiser St. en Willmund R. Anwendung von biologischen Testverfahren an Abwässern der Textilindustrie, Acta Hydrochimica Hydrobiologica, pag. 22-30, 24, (1996). Johnson, I., Barnard, S., Sims, I., Conrad A., James H., Parr W., Hedgecott S en Cartwright N. Technical Investigation of the Kennet and Avon Canal Pollution Incident (March 1998), Water Research Center/Environmental Agency, Draft report, Bristol, 1998. Jop, K.M., Kendall T.Z., Askew, A.M. en Foster, R.B. Use of fractionation procedures and extensive chemical analysis for toxicity identification of a chemical plant effluent, Environmental Contamination and Toxicology, 10, pag. 981-990, (1991). Jop, K.M., Askew, A.M., Terrio K.F., Simoes, A.T., Application of the Short-Term Chronic Test with Ceriodaphnia dubia in identifying sources of toxicity in industrial wastewaters, Bulletin Environmental Contamination and Toxicology, 49, pag 765-771, 1992. Jop, K.M. en Askew, A.M., Toxicity identification evaluation using a short-term chronic test with Ceriodaphnia dubia, Bulletin Environmental Contamination and Toxicology, 53, pag. 91-97, (1994). Katznelson, R., Jewell, W.T. en Andeson, S.L. Spatial and temporal variations in toxicity in an urban-runoff treatment marsh, 14, pag 471-482, 1995. Klinkow, N., Oletsky-Frenzel, J. en Jekel M. Toxicity-directed fractionation of organic compounds in tannery wastewater with regard to their molecular weight and polarity, Wat. Res. 32, 2583-2595, 1998. Kosian, P.A., Makynen, E.A., Monson, P.D., Mount, D.R., Spacie, A., Ovanes G. en Ankley, G.T. Application of toxicity-based fractionation techniques and structure-activity relationship models for the identification of

44

phototoxic polycyclic aromatic hydrocarbons in sediment pore water, Environmental Toxicology and Chemistry 17, pag 1021-1033, 1998. Looney, J.H.H., Collins, M.A., Stein, M.S., Harper, S.R., Overall cost savings and treatment optimisation by segregation of the component waste streams in a toxicity reduction evaluation, pag 217-229, in Toxic Impacts of Wastes on the Aquatic Environment, Ed. Tapp, J.F., The royal society of chemistry, information services (199?). Maltby, L., Boxall A.B.A., Forrow D.M., Calow P., Betton C.I., The effects of motorway runoff on freshwater ecosystems: 1 Field study, Environmental toxicology and Chemistry, Volume 14(6), pp. 1079-1092, (1995) Maltby, L., Boxall A.B.A., Forrow D.M., Calow P., Betton C.I., The effects of motorway runoff on freshwater ecosystems: 2 identifying major toxicants Environmental toxicology and Chemistry, Volume 14(6), pp. 10931101, (1995). Morris T., Fare G. en Spadone J. Toxicity reduction evaluation at the Linden Roselle Sewerage Authority Waste Water Treatment Plant, Water Environment and Technology 8, pag. 13-16 (1989). Mount, D.R. et al, Environmental Toxicology and Chemistry, 16, 2009-2019, 1996. Norberg-King T., J. Durhan E.J., Ankley G.T., Robert, E., Application of toxicity indentification evaluation procedures to the ambient waters of the Colusa basin drain, California , Environmental Toxicology and Chemistry, Volume 10, pag. 891 1991. Pitt, R., Field, R., Lalor, M. en Brown, M. Urban stormwater toxic pollutants: assesment, sources and treatablility, Water Environment Research 67(3), pag. 260, 1995. Rotteveel, S. De toepasbaarheid van Toxicity Identification Evaluation op Nederlandse effluent- en waterbodemmonsters, RIZA Werkdocument nr.: 97.106X, Lelystad april 1998. Sauer, T.C., Helder, J.C., Brown, J.S. en Ward, T.J. Toxicity identification evaluation of produced-water effluents, Environmental Toxicology and Chemistry, 16, pag 2020-2028, 1997. Schot, M., Schout, P., Jol, J., Vonck, W., Ho, K., Spronk, G. en Stronkhorst J. Vergelijking van Mysidopsis bahia en Corophium volutator in een mariene toxicity identification evaluation (TIE), RIKZ Werkdocument, Kamperland, december 1995. Schubauer-Berigan, M.K., Amato J.R., Ankley, G.T., Baker, S.E., Burkhard, L.P., Dierkes, J.R., Jenson, J.J., Lukasewycz, M.T. en Norberg-King, T.J. The behavior and identidentification of toxic metals in complex mixtures; examples from effluent and sediment pore water toxicity identification evaluations, Arch. Environ. Contam. Toxicol. 24, pag. 298-306, 1993a. Schubauer-Berigan, M.K., Dierkes, J.R., Monson, P.D. en Ankley, G.T. pH-Dependant toxicity of Cd, Cu, Ni, Pb and Zn to Ceriodaphnia dubia, Pimephales promelas, Hyallella azteca and Lumbriculus variegatus, Environmental Toxicology and Chemistry, 12, pag. 1261-1266, Environmental Toxicology and Chemistry, 12, pag. 1261-1266, 1993b. Sprang, P.A. en Janssen C.R. Identification and confirmation of ammonia toxicity in contaminated sediments using a modified toxicity identification evaluation, Environmental toxicology and chemistry 16, pag. 2501 (1997). Svenson, A., Norin, H. en Hynning, P. Toxicity-directed fractionation of effluents using the bioluminescence of vibrio fischeri and gas chromatography/mass spectroscopy-identification of the toxic components, Environmental toxicology and water quality 11, pag. 277-284 (1996). Stowa, Bestrijdingsmiddelen in communaal afvalwater, rapportnr. 97.15, juni 1997. Thomas, K., Thain, J.E. and Waldock, M Identification of toxic substances in United Kingdom Estuaries, Environmental Tocicology and Chemistry, 18, pag. 401-411, 1999.

45

Tietge, J.E., Hockett J.R. and Evans, J.M. Mayor ion toxicity of six produced water to three freshwater species: application of ion toxicity models and TIE procedures,Environmental Toxicology and Chemistry, 16, p. 20022008, (1997). Vollebregt, L.H.M. en Westra, J. Milieueffecten van tensiden, Chemiewinkel, Amsterdam december 1997.

46

Bijlage 1 Lijst met gebruikte afkortingen AEO AOX BZV CZV C18 SPE GC/MS EPA LAS LC50 NPE RWZI TIE TRE WRC

alkylpolyethyleenglycolether adsorbeer organisch halogeen biologisch zuurstof verbruik chemisch zuurstof verbruik kolommateriaal waaraan een sterk apolaire C18 verbinding is gebonden gaschromatografie gevolgd door massaspectrometrie environmental protection agency (V.S.) lineair alkylbenzeensulfonaat die concentratie waarbij 50% van de organismen sterft nonylfenolethoxylaat rioolwater zuivering inrichting toxiciteit identificatie evaluatie toxiciteit reductie evaluatie water research centre (UK)

47

Bijlage 2 Overige samenvattingen artikelen

48

Bijlage 2.1 Communale lozingen Exceptioneel hoge gehalten zink en organische micro’s oorzaak van toxiciteit De lozing van één RWZI maakt ongeveer 60% uit van het totale debiet van een rivier in Ohio. Het rivierwater bleek ernstig verontreinigd. De aanwezige populaties van waterorganismen wezen op sterk verontreinigd water en de organismen zelf bleken ook nog aangetast. De lozing van de RWZI is uitgebreid onderzocht [EPA,1987]. Uit de verschillende identificatiestappen bleek

dat toevoegen van EDTA en adsorptie van verontreinigingen aan een C18kolom in aanzienlijke mate de toxiciteit wegnamen. Fractionering van deze C18-kolom met een water-methanol gradiënt maakte duidelijk dat het grootste deel van de toxiciteit was geconcentreerd in de methanolfracties 80-95%. GC/MS-analyses maakte duidelijk dat in het effluent methylnaftalenen en 3,5-bis (1,1dimethylethyl)fenol voorkwamen op mg/l niveau. Het was bekend dat zeer hoge zinkgehalten voorkwamen in het

influent van de zuivering (tot 600 mg/l). De effluentgehalten lagen op een veel lager niveau (26-274 µg/l). Het aanwezige zink was afkomstig van de metaalindustrie en gebruik in de zuivering zelf. Zowel de organische verbindingen als het zink werden geïdentificeerd als de meest waarschijnlijke oorzaak van de toxiciteit. Dit voorbeeld is absoluut niet vergelijkbaar met de lozingssituatie in Nederland.

Effluent cokesfabriek verantwoordelijk voor mutageniteit in een RWZI In Amerikaanse RWZI’s werden geregeld mutagene effecten in het effluent aangetoond. In een van die RWZI’s (>100.000 i.e.) werd geprobeerd de oorzaak daarvan vast te stellen [Doerger, 1992]. Op de RWZI was een cokesfabriek, drie papierfabrieken en huishoudelijk afvalwater aangesloten. Bij het lozingspunt van de cokesfabriek, en het influent en effluent van de zuivering werd de mutageniteit van het afvalwater bepaald met behulp van Amestesten (TA 98 en 100; met en zonder S9 activering). Belangrijkste resultaten waren dat de RWZI slechts 30 % van de mutageniteit verwijderde en dat de cokesfabriek veruit de belangrijkste leverancier was van

mutagene stoffen (98% van de totale influentvracht). Uit extractieproeven bij verschillende pH, gevolgd door mutageniteitstesten, bleek dat de voornaamste mutagene stoffen neutrale verbindingen zijn. Het afvalwater van de betreffende cokesfabriek bleek ook acuut toxisch te zijn voor vis (LC50 ~2% v/v voor fathead minnow). Door adsorptie aan een C18-kolom gevolgd door fractionering met een methanolgradiënt werden de toxiciteit en mutageniteit van het cokesoven afvalwater gefractioneerd. De toxiciteit bleek geconcentreerd in de 50 t/m 80% methanolfracties en de mutageniteit in de 75 en 80% methanolfracties. Geprobeerd werd de 75% en 80% methanolfractie nog verder te scheiden met behulp van HPLC. Deze scheiding leverde geen nieuwe

inzichten. Achterhalen van de oorzaken van de mutageniteit had via GC/MS kunnen worden bereikt, maar is achterwege gebleven. Een vergelijkbare situatie in Nederland wordt nauwelijks aangetroffen, maar zal hooguit bij een industriële AWZI kunnen voorkomen. Er zal in een dergelijke situatie kunnen worden gespeculeerd over de oorzaken van de mutageniteit. PAK zullen niet verantwoordelijk zijn omdat ze grotendeels verwijderd worden in een RWZI. Heterocyclische PAK (stikstof, zwavel of zuurstofhoudend) of andere aan cokesfabrieken gerelateerde wateroplosbare stoffen zullen in zo’n situatie verbindingen zijn om kritisch naar te kijken.

Cokesfabriek

Huishoudelijk afvalwater

1.240.000 rev./l* HOCl

?

?

20.200 rev./l

Biologische RWZI

13.100 rev./l 9500 rev./l

Rend. op mutag. 30%

Papierfabrieken * - amestest: TA 98 + S9 - reversions staan voor omzettingen en is een maat voor de mate van mutageniteit

figuur 11: mutageniteitsonderzoek in een RWZI

49

Overige literatuur Tijdens het uitvoeren van de literatuursearch kwam ook een aantal zeer uitgebreide toxiciteit-meetprogramma’s naar voren op het gebied van communaal afvalwater. In Amerikaans onderzoek werd de toxiciteit bestudeerd voor verschillende soorten communaal afvalwater (daken, parkeergelegenheden, opslagplaatsen, straten etc.). Ook werd gekeken naar de effecten van maatregelen op de toxiciteit van het afvalwater [Pitt, 1995]. Dergelijk onderzoek is qua insteek en omvang vergelijkbaar met onderzoek dat in het verleden in Nederland is uitgevoerd in het kader van de Nationale Werkgroep Riolering en Waterbeleid (NWRW). In Duitsland zijn ook uitgebreide onderzoeken uitgevoerd aan allerlei vormen van communaal afvalwater [Jäger, 1996]. Omdat deze onderzoeken verder vrij veel afweken van de ‘standaard’ identificatietechnieken worden ze hier niet verder behandeld. Ten aanzien van de toxiciteit uit wetlands en rietvelden blijkt inmiddels ook de nodige expertise te zijn opgedaan [Katznelson, 1995]. Ook voor Nederland kunnen die resultaten relevant zijn.

50

Bijlage 2.2. Industrieel afvalwater Resultaten van Zweedse onderzoek aan afvalwater van drie verschillende bedrijven blijken niet toepasbaar op de gangbare Nederlandse situatie Een onderzoeksinstituut onderzocht diepgaand de oorzaken van toxiciteit van afvalwater afkomstig uit een farmaceutisch bedrijf, een textielbedrijf en tenslotte een bedrijf dat zich bezig houdt met de verwerking van bosbouw producten [Svenson, 1996]. De aanpak van de EPA vormde het uitgangspunt in het onderzoek. Alleen op één punt

zien we een duidelijk verschil met de Amerikaanse aanpak. Microtoxtesten werden namelijk gebruikt, terwijl in de meeste Amerikaanse studies meestal Ceriodaphnia dubia wordt gebruikt als toetsorganisme. De identificatieanalyses maakte duidelijk dat het toxiciteitsprobleem zich toespitste op de organische stoffen. Adsorptie op een C18-kolom gevolgd door elueren met water-methanol gradiënt gaf aan dat de meeste toxiciteit geconcentreerd was in de

methanolfracties boven 70%. GC/MSanalyses leerde dat een scala van stoffen verantwoordelijk was voor de toxiciteit. Deze stoffen kwamen veelal voor op mg/l-niveau. Gelet op de gehalten en aard van de stoffen zijn dit lozingssituaties die niet in Nederland voorkomen. Waarschijnlijk is er sprake van ongezuiverde lozingen. De meeste van die stoffen kunnen prima worden aangepakt met een biologische zuiveringsinstallatie.

- 3 x samples van eindstroom fabrieken - toxiciteit testen met microtox

Identificatie - stabiliteit toxiciteit bij pH 3-11* - Na2S2O3 - Kationenwisselaar* - Anionenwisselaar* - N2-purge - filtratie - C18 kolom*

* vermindering tox.

- gc/ms analyse eluent van kolom; - toxiciteit vooral in methanolfractie >70%

Verificatie door meten EC50 van zuivere stoffen

Conclusies t.a.v. verantwoordelijke stoffen: - farmaceutische fabriek: thiazool verbinding; fenylazijnzuur - bosbouw produkten: vetzuren, vetzuuramide - textiel: hogerealcoholen, vetzuren

Figuur 12: identificatie oorzaken toxiciteit farmaceutisch, bosproducten- en textielbedrijf

51

Anorganische zouten beïnvloeden de uitslagen van toxiciteitstesten Modelberekeningen kunnen een hulpmiddels zijn bij het voorspellen van de invloed van zouten op de toxiciteit van watermonsters voor Ceriodaphnia dubia en Pimephales promelas. In Nederland zijn er constant vragen over de invloed van macroionen als Ca2+, Mg2+, Cl- op de uitslagen van toxiciteitstesten. In een Amerikaans artikel is de toepassing van bestaande modelbenaderingen voor het voorspellen van de toxiciteit van watermonstermonsters beschreven [Tietge, 1996]. De watermonsters hadden een saliniteit in de range van

1.7-58 g/l. De betreffende watermonsters kwamen waarschijnlijk vrij bij het boren van olie (productiewater). De resultaten van de modelberekeningen werden vergeleken met de resultaten van de toxiciteitstesten met Ceriodaphnia dubia, Daphnia magna en Pimephales promelas. Monsters met dezelfde zoutconentraties werden ook nagemaakt. De toxiciteit daarvan werd ook bepaald. In gevallen dat er veel meer toxiciteit was dan verwacht werd een TIE-procedure uitgevoerd. Er bleek een bijzonder goede correlatie voor Ceriodaphnia dubia, een redelijke voor Pimepahles promelas en een

beroerde voor Daphnia magna. Ook in Nederland dient rekening te worden gehouden met het effect van ionen als NH4+, Na+, Cl- enz. op de toxiciteit. Meestal wordt dit benaderd door gebruik te maken van randvoorwaarden waarbinnen toxiciteitstesten betrouwbaar zijn. In de praktijk zal dit vragen blijven oproepen. In de VS is vrij brede ervaring opgedaan met dergelijke correlaties. Het is zeker de moeite waard om dergelijke modellen te bekijken [Mount, 1996, Dickerson, 1996]. Ze kunnen vervolgens op de resultaten van Nederlandse watermonsters worden toegepast.

Zware metalen kun je prima met een ionenwisselaar afvangen Verschillende typen kolommaterialen werden gebruikt om metalen te verwijderen uit met metalen gespiked zeewater[Burgess, 1997]. Verschillende typen kolommen en ‘losse’ ionenwisselaars werden getest. Ze verwijderden het grootste deel van de metalen. De metalen worden daarbij uitgewisseld tegen Na+ of H+. De meeste metalen kunnen daarna weer prima van de kolom worden afgehaald

met 1 N HCl. De meeste standaard metalen gaan daarbij vlot van de kolom af. Alleen Cu is problematischer. Een aanzienlijk deel blijft daarvan blijft op de kolom achter (25%). Aanbevolen werd om de testen uit te voeren in identificatiestap 2. Sommige toxische organische micro’s blijven namelijk ook op een ionenwisselaar achter. Het gebruik van EDTA in fase 1 kent dat bezwaar duidelijk niet. De kolommen werden ook gebruikt om zoute galvano

effluenten te testen. Metalen in zeer hoge gehalten (tot 35.7 mg/l) bleken de hoofdoorzaak te zijn van de toxiciteit. Bedacht dient men te zijn voor de invloed van hoge ijzer gehalten in het afvalwater. Het maken van een doorbraakcurve van ijzer is dan ook heel belangrijk. Voor identificatietesten in Nederland is het relevant om goede kennis te hebben van de ervaringen in dit onderzoek.

52

Bijlage 3 Kosten diverse testen In onderstaande tabel is een overzicht opgenomen van de geschatte kosten die verbonden zijn aan de verschillende onderdelen van de identificatiestudies. In figuur 13 is voor een aantal studies uit deze studie geraamd welke kosten aan het onderzoek zijn verbonden. Via de literatuurlijst en de namen in de figuur zijn de diverse studies te traceren. Bedacht moet worden dat ook het vooronderzoek ter controle of het effluent geregeld toxisch is, daarin verdisconteerd zijn. tabel 4: overzicht kosten onderdelen identificatiestudies (1998) kosten testen opmerkingen ex BTW

f

bemonstering

500

transport

100

invriezen

50

ac. tox. daphnia

1065

ac. tox. vis

1250

microtox

250

algen zoet

1400

thamnotox mutageniteit

300 1500

gc analyse

250

hplc analyse

250

analyse detergenten gc/ms analyse uitgebreid gc/ms screening

200 1200 700

doc/toc

70

eox/aox

200

p

10

n-kj analyse

15

metalen analyse

ames

75

rapportage

20000

laboratoriumhandling

20000

incl. begeleiding

53

geschatte kosten voor identificatieonderzoek ind. effl. 3X svenson

divers laboratoriumkosten

ind. effl. brorson

rapportage chem.testen

sediment sprang

biologische testen logistiek

opp.water bailey opp.water landbouw norberg-king rwzi doerger rwzi effl. morris rwzi effl. schubauer ind. effl. schubauer rwzi infl (voorbezonken) ankley rwzi effl. amato 0

20000 40000 60000 80000 10000 12000 14000 16000 18000 20000 0 0 0 0 0 0 f

54

55