Microplastics in de Nederlandse zoete wateren

Microplastics in de Nederlandse zoete wateren Herkomst en samenstelling van microplastics in relatie tot degradatie van plastics, en de mogelijke gevolgen van (micro)plastics voor mens en milieu ADVIESRAPPORT

ILONA LANGELAAN, ISABEL NUYTTENS & MARC JANSEN ONDERZOEK UITGEVOERD HEERLEN, 2014

IN OPDRACHT VAN

DELTARES, UTRECHT, NL

MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Colofon Naam PWAE-adviesrapport TEAM-M130 PLASTICS (Langelaan Nuyttens Jansen) 20140814.doc document Opdrachtgever Dit onderzoek is uitgevoerd in opdracht van Deltares, dr. Erwin Roex. Uitgave InCompany Milieuadvies, faculteit Natuurwetenschappen, Open Universiteit, Postbus 2960, 6401 DL Heerlen, NL. www.ou.nl/nw Projectteam Ilona Langelaan, Isabel Nuyttens & Marc Jansen (auteurs) Projectteam TEAM-M130 Plastics, VMAB2014vj (nummer) Projectcoach dr. Ansje Löhr, Open Universiteit Nederland – InCompany Milieuadvies (docent) Datum (laatst 14-08-14 bijgewerkt) Status in bewerking ✘ ✘

voor review (intern: team/projectcoach; extern: opdrachtgever) ter beoordeling definitief

InCompany Milieuadvies hanteert de APA 6th Style als norm voor haar wetenschappelijke rapportages. Copyright

InCompany Milieuadvies

© 2014 Open Universiteit, Heerlen De auteursrechten op dit materiaal berusten bij de Open Universiteit. Behoudens uitzonderingen door de Wet gesteld mag zonder schriftelijke toestemming van de rechthebbende(n) op het auteursrecht niets uit deze uitgave worden verveelvoudigd en/of openbaar gemaakt door middel van druk, fotokopie, microfilm of anderszins, hetgeen ook van toepassing is op de gehele of gedeeltelijke bewerking. Copyright on this material is vested in the Open Universiteit. Save exceptions stated by the law no part of this publication may be reproduced in any form, by print, photoprint, microfilm or other means, included a complete or partial transcription, without the prior written permission of the publisher. InCompany Milieuadvies is het online milieuadviesbureau van de Open Universiteit (www.ou.nl). Studenten werken in teamverband aan echte milieuopdrachten van echte opdrachtgevers. Leren en werken zijn één in deze bijzondere cursus, die de afronding vormt van de wetenschappelijke Bachelor-of-Science opleiding Milieunatuurwetenschappen

PWAE-adviesrapport TEAM-M130 PLASTICS (Langelaan Nuyttens Jansen) 20140814.doc

MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Projectgegevens Titel (nl) Title (in English)

Opdrachtgevende instantie Omschrijving opdracht (nl) Description of the order (in English) Trefwoorden Key words

Betrokkene(n) bij opdrachtgeversorganisatie Projectleider team IM

Projectmedewerker team IM

Projectmedewerker team IM

Projectcoach Opdrachtgever Examinator Referentie naar dit rapport

Microplastics in de Nederlandse zoete wateren: Herkomst en samenstelling van microplastics in relatie tot degradatie van plastics, en de mogelijke gevolgen van (micro)plastics voor mens en milieu Microplastics in the Dutch freshwater systems: Origin and composition of microplastics in relation to the fragmentation of plastics, and the possible consequences of (micro)plastics for man and the environment Onderzoek uitgevoerd in opdracht van Deltares, locatie Princetonlaan 6, 3584 CB, Utrecht, telefoon +31 (0)30 256 47 50 Onderzoek wat er op basis van beschikbare gegevens over materiaaleigenschappen gezegd kan worden over de afbraak van plastics in het milieu in het algemeen en in zoete wateren in het bijzonder. Conducting research to find out what is known about the breakdown of plastic debris into small fragments in the environment in general and in fresh water in particular, based on available data on material properties. microplastics, plastic soep, plastic afval, micro-beads, thermoplastics, macroplastics, plastic vervuiling, fragmentatie, degradatie, vrijkomende chemicaliën, zoetwater microplastics, plastic soup, plastic litter, plastic debris, micro-beads, thermoplastics, macro-plastics, micro-plastic pollution, fragmentation, breakdown, chemicals, additives, leaching, sorption, desorption, POPs, PBTs, freshwater dr. Erwin Roex, ecotoxicologist, Deltares. Ilona Langelaan cursus Virtueel milieuadviesbureau, N50217, 850507231 wo-bachelor Milieunatuurwetenschappen (B.Sc.) telefoon +31 (0)6 49 88 44 54 Email: [email protected] Isabel Nuyttens cursus Virtueel milieuadviesbureau, N50217, 851132818, wo-bachelor Milieunatuurwetenschappen (B.Sc.) Email: [email protected] Marc Jansen cursus Virtueel milieuadviesbureau, N50213, 850103778, wo-bachelor Milieunatuurwetenschappen (B.Sc.) Email: [email protected] dr. Ansje Löhr Open Universiteit, Postbus 2960, 6401 DL Heerlen, [email protected], Spreekuurtijd(en): ma t/m vr van 09.30-17.30 uur. tel. 045-5762835. dr. Erwin Roex, ecotoxicologist, Deltares, Princetonlaan 6, 3584 CB, Utrecht, NL, telefoon +31 (0)30 256 47 50 dr. Wilfried Ivens, faculteit Natuurwetenschappen, Open Universiteit, Heerlen, NL Langelaan, I., Nuyttens, I. & Jansen, M. (2014). Microplastics in de Nederlandse zoete wateren: Herkomst en samenstelling van microplastics in relatie tot degradatie van plastics, en de mogelijke gevolgen van (micro)plastics voor mens en milieu. Niet-gepubliceerd bacheloronderzoek, Open Universiteit Nederland. [Microplastics in the Dutch freshwater systems: Origin and composition of microplastics in relation to the fragmentation of plastics, and the possible consequences of (micro)plastics for man and the environment (in Dutch). Unpublished Bachelor's Thesis, Open Universiteit, Heerlen, NL.]

PWAE-adviesrapport TEAM-M130 PLASTICS (Langelaan Nuyttens Jansen) 20140814.doc

MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Inhoud Colofon................................................................................................................................... 2 Projectgegevens.......................................................................................................................3 Inhoud....................................................................................................................................4 Voorwoord...............................................................................................................................6 Samenvatting.......................................................................................................................... 7 Abstract.................................................................................................................................. 8 1. 1.1. 1.2. 1.3. 1.4. 1.5. 1.6.

Inleiding..................................................................................................................... 9 Achtergrondinformatie............................................................................................ 9 Probleem.............................................................................................................. 9 Vraagstelling....................................................................................................... 10 Doelstelling......................................................................................................... 11 Kenmerken (criteria) resultaten..............................................................................11 Randvoorwaarden en afbakening............................................................................ 11

2.1. 2.2.

Methode....................................................................................................................12 Literatuuronderzoek..............................................................................................12 Raadpleging databases..........................................................................................12

2.

3.

Resultaten................................................................................................................. 13 3.1. Plastic: een karakterisering, de historie en de weg naar en in zoetwatergebieden.......... 13 3.1.1. Aard en gebruik van plastic....................................................................................13 3.1.1.1. Wat is plastic?......................................................................................................13 3.1.1.2. De fabricage van plastic........................................................................................ 13 3.1.1.3. Het gebruik van plastic..........................................................................................14 3.1.2. Indelingen van plastic afval................................................................................... 16 3.1.2.1. Indeling naar type polymeer.................................................................................. 16 3.1.2.2. Indeling naar artikelsoort...................................................................................... 16 3.1.2.3. Indeling naar grootte............................................................................................ 17 3.1.2.4. Indeling naar pre- en post-consumentengebruik....................................................... 17 3.1.3. Transportroutes naar het (zoetwater)milieu............................................................. 17 3.1.3.1. Puntbronnen........................................................................................................ 18 3.1.3.2. Van bron naar water............................................................................................. 19 3.1.3.3. Van water naar bron............................................................................................. 20 3.1.4. Het gedrag van plastics in de zoete wateren.............................................................21 3.1.4.1. Fysische eigenschappen plastics............................................................................. 21 3.1.4.2. Karakteristieken watersystemen............................................................................ 22 3.2. Degradatie van plastics in het zoetwatermilieu en gevolgen voor mens en milieu.......... 23 3.2.1. Invloedsfactoren degradatie van plastics................................................................. 23 3.2.1.1. Invloed van biotische factoren op de degradatie van plastics...................................... 23 3.2.1.2. Invloed van abiotische factoren op de degradatie van plastics.................................... 23 3.2.1.3. Eigenschappen van plasticpolymeren en -monomeren............................................... 26 3.2.2. Verschillen in degradatie tussen verschillende polymeertypen en tussen synthetische, natuurlijke en biologisch afbreekbare polymeren.......................................................28 3.2.2.1. Verschillen in degradatie tussen verschillende polymeertypen onderling....................... 28 3.2.2.2. Verschillen in degradatie tussen synthetische plastics, natuurlijke plastics en bioplastics........................................................................................................... 29 3.2.3. Impact van degradatieproducten op mens en milieu..................................................31 3.3. De mogelijke effecten van aan plastics gerelateerde chemicaliën op het zoetwatermilieu en de mens......................................................................................................... 35 3.3.1. Introductie: relaties van chemicaliën met plastics..................................................... 35 3.3.1.1. Chemicaliën in plastics vanwege het productieproces................................................ 35

PWAE-adviesrapport TEAM-M130 PLASTICS (Langelaan Nuyttens Jansen) 20140814.doc Pagina 4 van 96

MICROPLASTICS

3.3.1.2. 3.3.2. 3.3.2.1. 3.3.2.2. 3.3.2.3. 3.3.2.4. 3.3.2.5. 3.3.2.6. 3.3.2.7. 3.3.2.8. 3.3.2.9. 3.3.2.10. 3.3.3. 3.3.3.1. 3.3.3.2. 3.3.4. 3.3.5. 3.3.5.1. 3.3.5.2.

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Chemicaliën geadsorbeerd aan plastics via het milieu................................................ 35 Basisgegevens chemicaliën en bekende schadelijke effecten.......................................36 Bisfenol A............................................................................................................36 Vinylchloride........................................................................................................ 37 Styreen...............................................................................................................37 Acrylonitril...........................................................................................................38 Nonylfenol........................................................................................................... 38 Ftalaten.............................................................................................................. 39 Gebromeerde vlamvertragers.................................................................................39 Dibutyltin............................................................................................................ 40 Zware metalen.....................................................................................................40 Andere hydrofobe contaminanten in het water......................................................... 41 Concentraties en emissies..................................................................................... 42 Concentraties van chemicaliën in het Nederlandse oppervlaktewater........................... 42 Emissies van chemicaliën naar het Nederlandse oppervlaktewater.............................. 43 Milieukwaliteitsnormen.......................................................................................... 45 Blootstelling van zoetwaterorganismen en de mens aan plastics en gerelateerde chemicaliën......................................................................................................... 48 Mogelijke blootstellingsroutes in het zoetwatermilieu.................................................48 Onzekerheden werkelijke blootstelling..................................................................... 48

4.

Discussie: microplastics in het zoetwatermilieu............................................................... 50

5.

Conclusies................................................................................................................. 52

6.

6.1. 6.2. 6.3.

Aanbevelingen........................................................................................................... 58 Aanbevelingen voor verdere beleidsontwikkeling.......................................................58 Aanbevelingen voor monitoring de problematiek....................................................... 59 Aanbevelingen voor verder onderzoek..................................................................... 60

Literatuur.............................................................................................................................. 61 Bijlage Bijlage Bijlage Bijlage Bijlage Bijlage Bijlage Bijlage Bijlage Bijlage Bijlage Bijlage Bijlage Bijlage Bijlage Bijlage

A B C D E F G H I J K L M N O P

Overzicht van soorten additieven en hun werking........................................................ 77 Voorbeelden van gebruikstoepassingen per soort plastic............................................... 78 De geschiedenis van plastic...................................................................................... 79 Resin identificatiecodes van het SPI........................................................................... 80 OSPAR inventarisatielijst.......................................................................................... 81 Inventarisatie van grootte-indelingen van plastic afval................................................. 82 Maatschappelijke en beleidsmatige aspecten van plasticvervuiling..................................83 Resultaten van inventarisaties van plastic afval........................................................... 84 Kenmerken van de vier grote Nederlandse rivieren en hun stroomgebied........................ 85 Dichtheid van plastics per resin identificatiecode........................................................ 86 Biotische invloedsfactoren bij degradatie van plastic.................................................... 87 Abiotische invloedsfactoren bij degradatie van plastic................................................... 88 Degradatiesnelheden tussen terrestrisch en marien milieu............................................ 89 Foto-oxidatie van plastics......................................................................................... 91 Biodegradatie van PE............................................................................................... 92 Verschillen in degradatie tussen verschillende polymeertypen en tussen synthetische, natuurlijke en biologisch afbreekbare polymeren......................................................... 93 Bijlage Q Vrijstellingen van gassen bij degradatie van plastics.....................................................94 Bijlage R Inschatting emissies van additieven uit plastic zwerfafval..............................................95


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Voorwoord Dit adviesrapport bevat de synthese van drie deelonderzoeken rond microplastics in de Nederlandse zoete wateren. De resultaten van deze deelonderzoeken werden samengevoegd in dit finaal adviesrapport. Het onderzoek werd uitgevoerd in opdracht van Deltares, in het kader van de cursus Virtueel milieuadviesbureau, afstudeerproject van de wo-bachelor Milieu-natuurwetenschappen (B.Sc.) van de Open Universiteit. De doelstelling van het gehele onderzoek is om inzicht te geven in wat de (potentiële) bronnen van microplastics (plastic deeltjes < 5 mm) in het zoetwatermilieu zijn, hoe plastics van grotere naar kleinere deeltjes degraderen, wat de milieueffecten van de degradatieproducten van plastics (kunnen) zijn, welke schadelijke (chemische) stoffen de microplastics bevatten en wat daarvan de ecotoxicologsiche gevolgen (kunnen) zijn. De resultaten naar het onderzoek naar bronnen van microplastics worden beschreven in hoofdstuk 3.1. Een inventarisatie werd gemaakt van welke materialen onder de noemer plastic vallen, van de hoeveelheden en de soorten plastic welke er gefabriceerd worden, waarvan en hoe de plastics gefabriceerd worden, wanneer het gebruik van plastic eindigt, welke plastics er in het milieu en vervolgens in de rivier terechtkomen en via welke route zij daar terechtkomen en hoe zij zich in de zoete wateren gedragen en waarom zij zich zo gedragen. De resultaten van het onderzoek naar afbraak van (micro)plastics worden beschreven in hoofdstuk 3.2. Hier worden de invloedsfactoren bij degradatie geïnventariseerd, verschillen in degradatie tussen verschillende polymeertypen en tussen synthetische, natuurlijke en biologisch afbreekbare polymeren in kaart gebracht en de impact van degradatieproducten op mens en milieu onderzocht. De resultaten van het onderzoek naar chemicaliën gerelateerd aan plastics worden beschreven in hoofdstuk 3.3. Gegevens werden verzameld betreffende een selectie van chemicaliën die in relatie met plastics mogelijk schadelijk zijn voor het zoetwatermilieu en de mens, waaronder: de verschillende bronnen van de chemicaliën; bekende toxische eigenschappen; de concentraties in, en emissies naar het Nederlandse landoppervlaktewater; veiligheidsnormen en de mogelijke blootstellingsroutes. Wij willen iedereen bedanken die meegewerkt heeft aan de totstandkoming van dit adviesrapport: de opdrachtgever Erwin Roex, de projectcoach Ansje Löhr, expert degradatie bij Deltares dr. Jan Gerritse en M.Sc. student bij de faculteit Milieu-natuurwetenschappen Wilco Urgert. Augustus 2014, Ilona Langelaan, Isabel Nuyttens & Marc Jansen TEAM-M130 Plastics, VMAB2014vj


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Samenvatting Microplastics werden reeds aangetoond in zoetwater, maar nog weinig is bekend over de bronnen en de degradatie van plastic en de effecten van de aan plastic gerelateerde chemicaliën in het zoetwatermilieu. De doelstelling van dit adviesrapport is om inzicht te geven in wat de (potentiële) bronnen van microplastics (plastic deeltjes < 5 mm) in het zoetwatermilieu zijn, hoe plastics van grotere naar kleinere deeltjes degraderen, wat de milieueffecten van de degradatieproducten van plastics (kunnen) zijn, welke schadelijke (chemische) stoffen de microplastics bevatten en wat daarvan de ecotoxicologsiche gevolgen (kunnen) zijn. De resultaten in het adviesrapport werden verkregen door literatuuronderzoek, bevraging van experts en raadpleging van databanken betreffende emissieconcentraties en milieukwaliteits- en veiligheidsnormen. Plastics worden zowel uit aardolie als uit suikers en vetten geproduceerd. Plastics bestaan hoofdzakelijk uit polymeren maar bevatten daarnaast doorgaans additieven ter verbetering van de materiaaleigenschappen. In 2012 werd 40% van de totale Europese vraag naar plastic bepaald door verpakkingsmateriaal en bestond 80% van de totale vraag uit polyethyleen (PE), polypropyleen (PP), polyvinylchloride (PVC), polystyreen (PS), polyethyleen-tereftalaat (PET) en polyurethaan (PUR). Plastics worden geïnventariseerd volgens polymeertype, artikelsoort en grootte. Plastics kunnen via meerdere routes in het milieu terecht komen: via puntbronnen, via diffuse bronnen, andere belastingen en menselijke activiteiten. Ongeveer 38% van het door de Europese consument afgedankte plastic was in 2012 bestemd voor de vuilstort. Dit percentage is relevant omdat wordt vermoed dat verliezen tijdens het inzamelen, transporteren en storten van afval een aanzienlijke bijdrage leveren aan de vervuiling van het aquatische milieu met plastics. De invloedsfactoren bij degradatie van plastics zijn van abiotische en biotische aard, waarbij de materiaaleigenschappen van plastic ook een rol spelen. De degradatie van plastic verschilt per type polymeer en is afhankelijk van de invloedsfactor. Hierbij spelen voornamelijk abiotische factoren zoals licht en mechanische invloeden een cruciale rol. Anderzijds zijn biotische factoren zoals biofilmvorming en biofouling van doorslaggevende invloed. Bij degradatie neemt de biobeschikbaarheid van en blootstelling aan (micro)plastics bij zoetwaterorganismen toe. Bisfenol A, nonylfenol, ftalaten, gebromeerde vlamvertragers, dibutyltin en zware metalen kunnen vanwege hun carcinogene en/of hormoonverstorende werking via de relatie met plastics mogelijk een risico vormen voor zoetwaterorganismen en de mens. Plastic zwerfafval is mogelijk een emissiebron van additieven naar het zoetwatermilieu. Geen van de onderzochte stoffen zijn echter in het aquatische milieu exclusief te relateren aan plastics. Bovendien worden niet al deze stoffen regulier gemonitord in het oppervlaktewater. Polycyclische aromatische koolwaterstoffen en zware metalen in de zoete rijkswateren hebben concentraties die de milieukwaliteitsnormen overschrijden. Plastics zijn in staat deze stoffen te adsorberen, mogelijk ook in deze rijkswateren. Experimenten hebben aangetoond dat opname van microplastics kan leiden tot schadelijke hoeveelheden chemicaliën in het lichaam van organismen. Doorvergiftiging en synergetische en additieve effecten spelen mogelijk een rol bij de mate waarin schadelijke effecten zich in werkelijkheid voordoen in het milieu. Omdat het fragmentatieproces zich relatief snel voltooit ten opzichte van het mineralisatieproces, zouden microplastics in het milieu kunnen accumuleren indien plastics niet tijdig worden geremedieerd of indien plastic afval niet preventief uit het zoetwatermilieu wordt gehouden. Een hogere blootstelling aan microplastics en de chemicaliën die gerelateerd zijn aan deze plastics zouden schadelijke effecten kunnen teweegbrengen bij organismen, zoals vergiftiging, verstikking en schade aan het spijsverteringsstelsel waardoor verhongering kan optreden. De mens zou ook kunnen worden blootgesteld aan microplastics en gerelateerde chemicaliën, bijvoorbeeld via producten van de binnenvisserij. Een betere monitoring van (micro)plastics in het Nederlandse zoetwatermilieu en meer onderzoek naar de effecten van microplastics op mens en milieu wordt daarom aanbevolen.


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Abstract For this consultancy report the current environmental state regarding microplastics in the Dutch freshwater systems has been investigated. In this report, plastics are classified according to occurrence and distribution in the freshwater environment, transport routes, polymer material, fabrication process, and use and behavior in freshwater systems. Influencing factors for plastic degradation are primarily dependent on abiotic factors such as light and mechanical erosion. The main biotic factors influencing degradation processes are biofouling and biofilm formation. Ecotoxicological effects and implications for human health of plastic degradation comprise possible bioaccumulation in organisms and exposure through consumption of organisms contaminated with microplastics. Plastics may contain potentially harmfull additives. Plastic litter could be an emmission source of these chemicals for the freshwater environment. Plastics also show the ability to sorb substances like polycyclic aromatic hydrocarbons and heavy metals. The water salinity does not seem to have an effect on this sorption behaviour. Experiments have shown that ingestion of microplastics can lead to harmfull amounts of chemicals within organisms. If (micro)plastics are not remediated before or shortly after disposal in the freshwater environment, they will likely accumulate in freshwater systems. A complete monitoring system with surveillance and monitoring should be able to provide further insight, and also can be useful in measuring the effectiveness of policy formulation related to water management strategies.


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

1.Inleiding 1.1. Achtergrondinformatie Het veelvuldige gebruik van plastic als grondstof voor allerhande toepassingen kent naast dit nut ook een keerzijde. Plastics die in het milieu terechtkomen belanden uiteindelijk vaak in het mariene milieu. Plastics worden langs kusten of drijvend en geaccumuleerd in de oceanen aangetroffen (Martins & Sobral, 2011). Laatstgenoemde verschijnsel wordt ook aangeduid met de term ‘plastic soep’, ‘kunststofarchipel’ of ‘drijvende vuilnisbelt’. Het bekendste gebied bevindt zich in het Noorden van de Stille Oceaan, in de North Pacific Gyre: een ringvormige zeestroming (TED, 2009). Ook in andere oceanen worden deze plastic eilanden aangetroffen (Barnes & Milner, 2005; K.L. Law et al., 2010). De grootschalige accumulatie van plastics in het mariene milieu en de zichtbare gevolgen van plastic afval voor de mariene fauna hebben gezorgd voor veel aandacht van de media en wetenschap.

1.2. Probleem In 2006 bleek gemiddeld 78% van het aantal zwerfvuilitems, gevonden op stranden in het noordoostelijke deel van de Atlantische Oceaan uit plastics te bestaan (OSPAR Commission, 2007). Geschat wordt dat gemiddeld driekwart van het totale afval in het mariene milieu bestaat uit plastics (Galgani, Hanke, Werner & De Vrees, 2013). Inmiddels wordt plastic afval in het mariene milieu internationaal als probleem erkend (Leslie, Van der Meulen, Kleissen & Vethaak, 2011). De politieke en wetenschappelijke erkenning van dit probleem ligt deels aan het feit dat plastic zelden helemaal biologisch degradeert en afbraak onder andere invloeden (zoals zonlicht) onvolledig is, waardoor plastics kunnen persisteren in het milieu (European Commission, 2014). Plastic voorwerpen in het mariene milieu leiden regelmatig tot verstikking, verstrengeling en verstoppingen onder vissen, vogels, zeeschildpadden en zeezoogdieren (Hammer, Kraak & Parsons, 2012). Verder kunnen plastics diverse chemicaliën bevatten of adsorberen, welke toxische effecten kunnen hebben (Teuten et al., 2009; Engler, 2012). Vooral de aandacht voor microplastics (plastic deeltjes < 5 mm) neemt toe. Aan microplastics worden andere milieueffecten toegeschreven dan aan macroplastics (plastics > 5 mm), bijvoorbeeld doordat microplastics gemakkelijk opgenomen kunnen worden via het maag-darmkanaal van veel verschillende organismen (Cole, Lindeque, Halsband & Galloway, 2011). Het VNMilieuprogramma (Engels: United Nations Environment Programme, UNEP) heeft in zijn jaarboek van 2011, plastic afval in oceanen aangemerkt als één van de meest dringende vraagstukken voor het mondiale milieu (Bech & Govers, 2011). Het Europees Parlement en de Raad van de Europese Unie (2008a) hebben in de Kaderrichtlijn Mariene Strategie (KRM) 2008/56/EG vastgelegd dat de eigenschappen van, en de hoeveelheden zwerfvuil op zee geen schade mogen veroorzaken aan het kusten mariene milieu. Microplastics behoren ook tot zwerfvuil waarvan de risico's inmiddels worden erkend (Galgani, et al., 2013). Hierdoor biedt de KRM dus een motief voor de aanpak van microplastics. De Nederlandse overheid is de KRM momenteel aan het implementeren, door deze te vertalen in landelijk beleid. Hoewel de potentiële risico’s voor mens en milieu van microplastics omgeven zijn met onzekerheid, is de belangstelling van de Nederlandse overheid voor microplastics groeiende (Leslie et al., 2011). Daarbij gaat de aandacht steeds meer uit naar plastics in het zoetwatermilieu. Niet alleen omwille van het milieu in de zoete wateren zelf, maar ook omdat naar schatting ongeveer 80% van het plastic dat in het mariene milieu wordt aangetroffen van het continent afkomstig is (Andrady, 2011; Schone Maas, 2013). Er is echter weinig informatie beschikbaar over de herkomst, de aard en het gedrag van de microplastics in het zoetwatermilieu, over de degradatie van grotere plastic deeltjes in kleinere deeltjes in het zoetwatermilieu en over de effecten van degradatieproducten en aan plastic gerelateerde chemicaliën. Naar aanleiding hiervan is in opdracht van Deltares een onderzoek opgestart, met een focus op de Nederlandse zoete wateren. Dit rapport bevat de resultaten van genoemd onderzoek.


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

1.3. Vraagstelling Hoofdvraag Wat is de herkomst en samenstelling van (micro)plastics in het Nederlandse zoetwatermilieu, wat kan er op basis hiervan gezegd worden over de degradatie van plastics in het milieu in het algemeen en in het zoetwatermilieu in het bijzonder en wat zijn de mogelijke effecten van chemicaliën gerelateerd aan de (micro)plastics voor het Nederlandse zoetwatermilieu en de mens? Deelvragen I. Wat zijn de belangrijkste bronnen van (micro)plastics in het zoete water 1. 2. 3. 4. 5. 6. II.

Wat is plastic en waar wordt het van gemaakt? Welke soorten plastic zijn er en waar wordt plastic voor gebruikt? Hoeveel plastic wordt er gebruikt en/of geproduceerd en hoeveel plastic komt er uiteindelijk op de stort terecht? Welke indelingen van plastic afval zijn er? Welke plastics komen er in het milieu terecht en via welke route? Hoe gedragen plastics zich in de zoete wateren en van welke factoren is dat gedrag afhankelijk? Wat is er bekend over degradatie van plastics in het zoetwatermilieu?

1. 2. 3. 4. III.

Welke factoren zijn van invloed op de degradatie van plastics? Welke verschillen in degradatie bestaan er tussen polymeren van natuurlijke oorsprong, synthetische polymeren en bioplastics en tussen de verschillende polymeertypen? Welke effecten sorteren de afbraakproducten op mens en milieu? Welke van bovenstaande invloedsfactoren, degradatieverschillen en effecten van degradatieproducten op mens en milieu zijn specifiek voor het zoetwatermilieu? Wat zijn de eventuele effecten van chemicaliën die vrijkomen uit plastics op mens en milieu?

1. 2. 3. 4. 5.

Wat zijn bekende (mogelijke) effecten van deze chemicaliën bij organismen? Wat zijn, of wat is er bekend over de concentraties van deze chemicaliën in het Nederlandse zoetwatermilieu? Wat zijn de huidige Nederlandse veiligheidsnormen van deze chemicaliën voor het zoetwatermilieu? Wat zijn de mogelijke blootstellingsroutes van deze chemicaliën voor zoetwaterorganismen en de mens? Worden de normen overschreden voor het zoetwatermilieu, de zoetwaterorganismen en de mens, of bestaat er een goede kans dat dit (in de toekomst) zal gebeuren?


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

1.4. Doelstelling De doelstelling van het onderzoek is om inzicht te geven in wat de (potentiële) bronnen van microplastics in het zoetwatermilieu zijn, hoe plastics van grotere naar kleinere deeltjes degraderen, wat de milieueffecten van de degradatieproducten van plastics (kunnen) zijn, welke schadelijke (chemische) stoffen de microplastics bevatten en wat daarvan de ecotoxicologsiche gevolgen (kunnen) zijn. De informatie en bronnen kunnen voor Deltares mogelijk van waarde zijn voor toekomstige publicaties.

1.5. Kenmerken (criteria) resultaten De resultaten zijn hoofdzakelijk gebaseerd op literatuuronderzoek. De resultaten zijn daarom vooral beschrijvend, kwalitatief of vergelijkend van aard. De gebruikte literatuur en data is zoveel mogelijk van recente oorsprong. Oudere publicaties (van voor 2005) worden wel gebruikt indien zij belangrijke informatie bevatten. De template voor het eindrapport van InCompany Milieuadvies wordt gehanteerd en voor de referenties en literatuurlijst wordt gebruik gemaakt van de APA6 stijl.

1.6. Randvoorwaarden en afbakening Het onderzoek is voornamelijk gericht op microplastics, echter het beperkt zich hier niet toe, omdat microplastics ook kunnen ontstaan door degradatie van macroplastics. Het onderzoek is verder gericht op de zoete wateren. Er wordt echter ook informatie ontleend uit onderzoeken met betrekking tot het mariene milieu, wanneer deze relevant wordt geacht voor het zoetwatermilieu. Gezien de gewenste omvang van het rapport en het grote aantal chemische stoffen dat via plastic toxicologisch gezien relevant zou kunnen zijn voor het zoetwatermilieu en de mens, zijn voor dit onderzoek alleen chemicaliën geselecteerd die in de beschikbare literatuur over plastics in het milieu regelmatig worden genoemd. Van deze stoffen bestaan doorgaans ook meer gegevens over (vermeende) schadelijke effecten op organismen. Wanneer de chemicaliën behoren tot een grote groep worden soms enkele vertegenwoordigers uitgelicht. Ter indicatie van de toxische effecten van de chemicaliën is steeds gebruik gemaakt van een beperkte selectie van de beschikbare literatuur. Het rapport biedt dus zeker geen compleet overzicht wat betreft deze gegevens.


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

2.Methode 2.1. Literatuuronderzoek De relevante informatie voor de resultaten is deels verkregen uit de door de opdrachtgever en studiecoach van de Open Universiteit aangereikte bronnen. Daarnaast is gebruik gemaakt van de zoekmogelijkheden die de Universiteitsbibliotheken van de Open Universiteit en de Universiteit Gent bieden via onder andere Google Scholar en ScienceDirect. Bij het zoeken is gebruik gemaakt van de zoektermen: ‘plastic fabricage’, ‘plastic engineering’, ‘plastic soep’, ‘plastic soup’, ‘plastic afval’, ‘plastic debris’, ‘plastic vervuiling’ , ‘microplastics’, 'macroplastics', ‘micro-beads’, ‘nanoplastics’, ‘engineered polymer particles’, 'degradation', 'biodegradable plastic', 'monomers', 'chemicals', 'additives', 'leaching', 'POPs', 'PBTs', 'fresh water', 'river', 'lake', ‘wastewater’, 'Netherlands'. Aanvullend is ook gezocht naar informatie over de kenmerken van de stroomgebieden Rijn, Maas, Schelde en Eems en naar toxicologische gegevens van aan plastics gerelateerde chemicaliën. De wetenschappelijke artikelen zijn gerangschikt op bruikbaarheid en relevantie. De gehanteerde bruikbaarheidscriteria zijn (Brand-Gruwel & Wopereis, 2011): de status van de auteur, de status van het medium (bijvoorbeeld tijdschrift), juistheid, volledigheid, actualiteit, kwaliteit argumentatie, interne en externe validiteit van het onderzoek en de aangehaalde literatuur. Naast wetenschappelijke literatuur zijn ook websites van beleidsinstanties, kennis- en onderzoekscentra, milieuorganisaties en andere belangenorganisaties geraadpleegd. Tot slot hebben ook de deskundigen dr. Jan Gerritse (expert degradatie bij Deltares) en Wilco Urgert (MSc student, vakgroep Natuurwetenschappen, Open Universiteit) wetenschappelijke informatie en inzichten aangereikt die verwerkt werden in het rapport.

2.2. Raadpleging databases Voor informatie over concentraties, emissies en veiligheidsnormen is gebruik gemaakt van websites met databases van de Rijksoverheid. Hiertoe behoort de site is http://live.waterbase.nl voor het inventariseren van de meest recente concentratiemetingen van chemicaliën in het Nederlandse landoppervlaktewater. De gegevens (met alle meetlocaties) zijn per stof gedownload als Excel-bestand en na verwijdering van de zoutwatermeetlocaties verwerkt in een tabel (Tabel 1). De informatie over emissies naar het Nederlandse oppervlaktewater is afkomstig van http://www.emissieregistratie.nl/erpubliek/misc/documenten.aspx?ROOT=Algemeen (General)\Exports\Exports Belasting naar Water (Exports Load to Water) Via deze webpagina is de meest recente database gedownload (er2013 KRW 2011 access2010). Voor het berekenen van de totale emissies (zie Tabel 2) zijn de data per stof (GOF_CODE) geëxporteerd naar een Excel-bestand.


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

3.Resultaten 3.1. Plastic: een karakterisering, de historie en de weg naar en in zoetwatergebieden 3.1.1.

Aard en gebruik van plastic

3.1.1.1. WAT IS PLASTIC? Plastics is een verzamelnaam voor een brede groep synthetische materialen, die hoofdzakelijk bestaan uit organische, meestal ook synthetische polymeren. Polymeren zijn macromoleculen, die uit een lange reeks van honderden, soms duizenden zich repeterende eenheden (monomeren) bestaan. De term 'polymeren' betekent dan ook letterlijk 'veel deeltjes' (Kutz, 2011). De termen 'plastic' en 'polymeren' worden regelmatig door elkaar heen gebruikt, maar zijn niet elkaars synoniem. In de natuur komen ook veel polymeren voor, bijvoorbeeld zetmeel, cellulose, proteïnen en DNA. Gorycka (2009) benoemt dit met de treffende woorden: “Alle plastics zijn polymeren, maar niet alle polymeren zijn plastic”. Plastics kunnen onderverdeeld worden in semi-kristallijn en amorf, waarbij bij de eerste groep de polymeerketens in een vaste ordening liggen en in de tweede groep als een wirwar door elkaar. Naast polymeren bevatten plastics doorgaans ook additieven ter verbetering van de materiaaleigenschappen. 3.1.1.2. DE FABRICAGE VAN PLASTIC De fabricage van plastic producten is ruwweg in tweeën te delen. Eerst worden de polymeren gemaakt en tot poeders en pellets (ook wel granulaat genoemd) gevormd. Vervolgens worden deze poeders en pellets elders verder verwerkt tot het beoogde eindproduct (Kutz, 2011): additieven worden toegevoegd, het plastic wordt gevormd met behulp van temperatuur en druk. Daarna worden, indien van toepassing, de plastic onderdelen geassembleerd. Door dit verwerkingsproces heeft het uiteindelijke product vaak andere eigenschappen dan ruwe plastics. De ingrediënten en het productieproces bepalen dan ook beide de specifieke kenmerken van plastics, waaronder corrosieresistentie, doorzichtigheid, zelfsmerend vermogen (glijdt zonder al te veel te slijten), elasticiteit, hardheid, sterkte en lage soortelijke massa (Kutz, 2011). Grondstoffen De meest gebruikte polymeren in plastics zijn gesynthetiseerd uit bestanddelen van aardolie ('petrobased') (Hammer et al., 2012). De synthese geschiedt via een polymerisatiereactie, waarbij de monomeren worden samengevoegd tot een lange keten. Daarnaast kunnen polymeren voor plastics ontwikkeld worden uit hernieuwbare grondstoffen, bijvoorbeeld uit suikers en vetten met behulp van bacteriële fermentatie. Plastics worden onder de bioplastics geschaard indien zij bestaan uit dergelijke biologische grondstoffen ('biobased') of wanneer zij (gedeeltelijk) bioafbreekbaar ('biodegradable') zijn. Laatstgenoemde worden dus gerekend tot de bioplastics, ongeacht of zij 'petrobased' of 'biobased' zijn (zie ook paragraaf 3.1.3.2). Residuen en additieven Het polymerisatieproces van monomeren is nooit 100% volledig. Hierdoor bevatten plastics bepaalde kleinere eenheden van deze polymeren, waaronder monomeren, oligomeren (korte ketens van monomeren) en grondstoffen van monomeren (Teuten et al., 2009; Moore, 2008). Ook kunnen er residuen van de in het productieproces gebruikte katalysatoren in plastic opgenomen worden. Plastics bevatten vaak additieven zoals kleurstoffen, vulstoffen, weekmakers, vlamvertragers en stabilisatoren (zie overzicht in Bijlage A). Moore (2008) stelt dat naar schatting 50% van het gewicht van plastics wordt bepaald door additieven (inclusief vulstoffen). Binnen één en dezelfde materiaalgroep is de variatie in het aandeel en de onderlinge verhouding additieven groot: voor PVC varieert het minimum aandeel tussen 17,5 tot 35% van het totaalgewicht (Kutz, 2011). PWAE-adviesrapport TEAM-M130 PLASTICS (Langelaan Nuyttens Jansen) 20140814.doc Pagina 13 van 96

MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

3.1.1.3. HET GEBRUIK VAN PLASTIC Plastic kent een aantal specifieke fysische en chemische eigenschappen, waardoor het een veelzijdig inzetbaar materiaal is. Plastic veroudert niet snel en is slechts minimaal onderhevig aan biodegradatie. Plastic vormt een goede barrière voor zuurstof en vloeistoffen. Het uiterlijk van plastic wordt als voordeel gezien, waarbij plastic ook als makkelijk te kleuren en af te werken wordt gekenmerkt. Plastic is veerkrachtig, makkelijk te vervormen en heeft goede thermische isolatie-eigenschappen. Als laatste heeft plastic ook een lage soortelijke massa (Moore, 2008; Society of the Plastics Industry, 2014). Door deze fysische en chemische eigenschappen kent plastic ook economische voordelen: de productie-, verwerkings- en transportkosten per volume-eenheid zijn relatief laag. Als naar de hele levenscyclus van plastic gekeken wordt, resulteren het lage gewicht en de relatief brede mogelijkheden tot recycling vaak in lagere kosten dan bij alternatieve materialen als glas, metaal en papier (Kutz, 2011). Gebruikstoepassingen Door zijn eigenschappen vult plastic veel grondstofniches in en kent daarmee een breed spectrum aan gebruiksmogelijkheden (zie ook Bijlage B). Vanaf de jaren 60 werden conventionele materialen als glas, metaal en papier steeds meer vervangen door plastic en nam de productie van plastic sterk toe. Waar in 1950 wereldwijd slechts 1,7 miljoen ton plastic werd geproduceerd, was dit in 2012 288 miljoen ton plastic (Plastics Europe, 2013). Europa nam daarvan 57 miljoen ton voor zijn rekening. Plastics worden toegepast in (onderdelen van) gebruiksartikelen als elektronica, speelgoed, gereedschappen, meubels, sportartikelen, gezondheids- en cosmetica-artikelen en schuurmiddelen, als bedekkings- of isolatiemateriaal, deuren en wanden, pijpen en buizen, als versteviging in gebouwen, constructies en infrastructurele werken, en als verpakkingsmateriaal (Andrady, 2011; Kutz, 2011). Verdeeld over de industriële sectoren geeft dat Figuur 1, waaruit blijkt dat verpakkingsmateriaal bijna 40% van de totale vraag naar plastic in Europa bepaalt.

Figuur 1: De vraag naar plastics in Europa verdeeld over sectoren in 2012 (exclusief PET-PA-en polyacrylvezels) (Bron: Plastics Europe, 2013)


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Marktaandeel Ongeveer 80% van de vraag naar plastics in Europa wordt ingevuld door een beperkt aantal soorten: polyethyleen (PE), inclusief lagedichtheidpolyethyleen (LD-PE), Lineair lagedichtheidpolyethyleen (LLDPE) en hogedichtheidpolyethyleen (PE-HD), polypropyleen (PP), polyvinylchloride (PVC), polystyreen (PS), inclusief geëxpandeerd polystyreen (PS-E), polyethyleentereftalaat (PET) en polyurethaan (PUR). De top drie wordt daarbij gevormd door polyethyleen (29%), polypropyleen (19%) en polyvinylchloride (11%). De groep overige bevat bijvoorbeeld polyamides zoals polylaurolactam (PA), polycarbonaat (PC), acrylonitril-butadieen-styreen (ABS), vezelversterkte kunststof en de bioplastics, zoals cellulose-acetaat (CA), polyhydroxyalkanoaten (PHA, wordt geproduceerd met behulp van bacteria), polylactide (polymelkzuur, PLA), alifatische polyesters en polysacchariden (Reddy, Ghai, Rashmi & Kalia, 2003; Kutz, 2011). PE, PP en PS worden ook wel aangeduid met de term polyolefinen (Singh & Sharma, 2008). Deze polymeren zijn alle drie gefabriceerd uit onverzadigde koolwaterstoffen, oftewel olefinen (Kutz, 2011). Wanneer welke soort plastic in gebruik kwam, is te vinden in Bijlage C.

Figuur 2: Marktaandelen in Europa van de verschillende soorten plastics in 2012 (exclusief PET-PA-en polyacrylvezels) (Bron: Plastics Europe, 2013)

In Europa werd in 2012 57 miljoen ton plastic geproduceerd. In dat jaar werd er 25,2 miljoen ton plastic afgedankt door de consumenten. Van deze 25,2 miljoen ton werd 61,9% gerecycled of aangewend voor energieopwekking. 38,1%, oftewel 9,6 miljoen ton plastic afval belandde op de stort (Plastics Europe, 2013; zie ook Figuur 3). Opgemerkt kan worden dat er in Europa sprake is van een relatieve groei in de terugwinning van plastic afval: in 2011 bedroeg dit nog maar 59,6%.


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Figuur 3: De levenscyclus van plastic op basis van Europese statistieken over 2012 (Bron: Plastics Europe, 2013)

3.1.2.

Indelingen van plastic afval

Er zijn verschillende indelingen van plastic afval in gebruik. Een veel gebruikte indeling is naar type polymeer. Daarnaast bestaan er ook indelingen naar artikelsoort, grootte en pre- en postconsumentengebruik. 3.1.2.1. INDELING NAAR TYPE POLYMEER Ten behoeve van afvalscheiding voor de recycling maakt de plasticindustrie internationaal gebruik van een gestandaardiseerd systeem waarbij plastics ingedeeld worden naar type polymeer. Dit systeem, welke het Resin Identificatie Code (RIC) systeem heet, is in 1988 geïntroduceerd door de The Society of the Plastics Industry (SPI): De Amerikaanse handelsorganisatie van de plasticindustrie. De resincodes staan voor zes groepen veel gebruikte type polymeren, plus een zevende restgroep (Society of the Plastics Industry, 2014). De geproduceerde verpakkingen worden bij productie voorzien van deze code. Alle plastic verpakkingen die groot genoeg zijn om het minimaal 1,27 cm grote symbool te dragen, of een inhoudsmaat hebben tussen de 237 ml en de 5 l, moeten door middel van gieten, stansen of bedrukken voorzien zijn van dit symbool (zie overzicht codes in Bijlage D). 3.1.2.2. INDELING NAAR ARTIKELSOORT Een veel gebruikte en internationaal overeengekomen indeling naar artikelsoort is die volgens OSPAR (OSPAR Commission, 2007). Deze indeling wordt gebruikt bij opruim- en verzamelacties op stranden en wordt gefaciliteerd door middel van een vastomlijnd inventarisatieformulier (zie Bijlage E). Op dit formulier staan vaste categorieën van artikelsoorten, wat een eenduidige manier van inventarisatie en registratie afdwingt. Er is ook een database in ontwikkeling waarin alle meetinformatie kan worden opgenomen. Van Paassen (2010) stelt wel dat voor het gebruik voor de inventarisatie van plastic gerelateerd aan het zoetwatermilieu er een aantal categorieën moeten worden toegevoegd, daar er in en rond de rivieren andere plastics voorkomen dan in het mariene milieu. Welke categorieën dat zouden moeten zijn is niet benoemd door Van Paassen.


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

3.1.2.3. INDELING NAAR GROOTTE Er zijn verschillende indelingen naar grootte in gebruik. In Bijlage F is een inventarisatie van de verschillende gehanteerde indelingen weergegeven. Plastics worden onderverdeeld in micro- en macroplastics. Microplastics worden daarbij in twee groepen gedeeld: primaire en secundaire microplastics (Leslie et al., 2011). Primaire microplastics zijn met een speciaal doel geproduceerd. Hiertoe behoren plasticpellets en -poeders (tussenproducten van de plasticindustrie) en de zogenaamde microbeads die bijvoorbeeld dienst doen als schuurmiddel in verschillende verzorgingsen reinigingsproducten. Secundaire microplastics ontstaan door de degradatie en fragmentatie van macroplastics. Internationale wetenschappers zijn het erover eens dat de grens tussen micro- en macroplastics op 5 mm ligt (Arthur, Baker & Bamford, 2009). De deeltjes kleiner dan 5 mm zijn gedefinieerd als microplastics en deeltjes van 5 mm en groter betreffen macroplastics. Voor microplastics is geen ondergrens gesteld, wat inhoudt dat ook de nanoplastics hiertoe gerekend kunnen worden. Arthur et al. (2009) stellen wel dat 333 μm in de praktijk doorgaans de ondergrens is in onderzoeken, omdat dit de gebruikelijke maaswijdte van de netten is die gebruikt worden om de microplastics te bemonsteren. Ook in onderzoek van de European Commission (2011) wordt deze ondergrens genoemd. 3.1.2.4. INDELING NAAR PRE- EN POST-CONSUMENTENGEBRUIK Het afval van pre–consumentengebruik is afval dat tijdens de productie- of conversieprocessen vrijkomt (European Commission, 2011). Dit betreft vaak kleine plasticpellets en -poeders, maar ook productieafval zoals snijresten. Het afval van post-consumentengebruik is het afval dat ontstaan nadat een product is geconsumeerd of gebruikt. Onderzoeken naar plastic afval gaan doorgaans over het afval van post-consumentengebruik. Over het afval van pre-consumentengebruik zijn er nauwelijks statistieken te vinden. 3.1.3.

Transportroutes naar het (zoetwater)milieu

Omdat plastics kunstmatig zijn, is de bron per definitie de mens. De mens is producent en gebruiker, en plastics kunnen bij de productie, tijdens of na het gebruik in het milieu terechtkomen. In Bijlage G staan een aantal voor plasticvervuiling relevante maatschappelijke en beleidsmatige aspecten toegelicht. Hieruit blijkt dat de Europese Kaderrichtlijn Water 2000/60/EG plastics niet als factor meeneemt bij de bepaling van de chemische kwaliteit van water. Deze kaderrichtlijn schrijft echter wel een ook voor plastics toepasbare “indeling van belastingen” voor, met betrekking tot de menselijke invloeden op de kwaliteit van het oppervlaktewater (Europees Parlement en de raad van de Europese Unie, 2008a). Deze indeling kent vijf hoofdgroepen. Drie van deze vijf hoofdgroepen zijn voor plastics relevant: 1. lozingen uit puntbronnen: industrieën en rioolwaterzuiveringsinstallaties (RWZI’s) (paragraaf 3.1.3.1); 2. belasting door diffuse bronnen (paragraaf 3.1.3.2 en 3.1.3.3); 3. andere belastingen en menselijke activiteiten. Belasting uit het buitenland; nalevering uit de waterbodem; onderlinge belasting van oppervlaktewaterlichamen (doorbelasting). De andere twee van de vijf hoofdgroepen uit de Kaderrichtlijn Water, te weten “Wateronttrekkingen uit oppervlaktewater” en “Regulering waterbeweging en morfologische aanpassingen”, zijn niet direct voor plastics relevant. Er kan echter opgemerkt worden dat deze verstoringen wel van invloed zijn op het aantreffen en het gedrag van de plastics in de rivieren. De inname van oppervlaktewater kan onttrekking van plastics uit de rivier betekenen, en regulering van de waterbeweging en morfologische aanpassingen zijn van invloed op het gedrag van plastics in de rivier (zie paragraaf 3.1.4.2).


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Onderzoek naar een puntbron begint doorgaans met een vermoeden dat er vanuit de puntbron (een bepaalde hoeveelheid) plastics het milieu binnendringen. Wanneer er bij de puntbron aan de hand van metingen geconcludeerd wordt dat het vermoeden juist is, wordt er gezocht naar de oorsprong van de aangetroffen plastics. Bij diffuse bronnen kan onderzocht worden wat er met het plastic gebeurt vanaf het moment dat het gebruik eindigt. Het plastic wordt gevolgd tot het moment dat het in het zoetwatersysteem terechtkomt (3.1.3.2). Een andere optie is tegengesteld; vanuit onderzoeksgegevens over hoeveelheden en soorten plastic die in de zoete wateren worden aangetroffen, proberen de oorsprong daarvan te achterhalen (3.1.3.3). De veroorzaker van de verontreiniging is bij een puntbron doorgaans makkelijker te achterhalen dan bij een diffuse bron (Tysmans & Timmermans, 2011). 3.1.3.1. PUNTBRONNEN Plastic textielvezels uit huishoudelijk spoelwater De RWZI’s zijn onderwerp van verschillende studies naar belasting met plastic door een puntbron. Habib, Locke en Cannone (1996) toonden met metingen in zowel het primaire afvalwater als in het effluent, het zuiveringsslib en verwerkt slib van de RWZI’s aan dat hier plastic vezels in zitten. De oorsprong van deze plastic vezels zijn door middel van vergelijking met (de inhoud van) spoelwater van huishoudelijke wasmachines, geïdentificeerd als afkomstig van kleding en ander textiel, en door middel van het vergelijken met de oorspronkelijke producten, geïdentificeerd als afkomstig van wegwerpluiers en andere sanitaire artikelen. Browne et al. (2011) toonden aan dat bij het wassen van één kledingstuk al meer dan 1 900 vezels vrij kunnen komen. Primaire microplastics uit toiletproducten, zandstraalmedia en de plasticindustrie Vanwege de afmetingen wordt er gesteld dat het plastic in het secundaire afvalwater ook de plastic deeltjes (beads of microbeads) uit industriële en huishoudelijke producten omvat. De kleinste filters die in de RWZI’s worden gebruikt hebben een maaswijdte van 1,5 – 2,0 mm (United States Environmental Protection Agency, 2004) en kleinere deeltjes worden dus doorgelaten. Producten als toilet-, hand-, lichaams- en gezichtsreinigers, cosmetica en wasmiddelen bevatten PE- en PS-deeltjes kleiner dan 1 mm. De schurende acryl-, melanine- en polyesterdeeltjes die het zand in 'zandstraalmedia' vervangen, variëren in grootte van 0,25 – 1,7 mm. Ook wordt gesteld dat de plasticpellets en -poeders klein genoeg zijn om de filters te passeren (Gorycka, 2009). Primaire microplastics uit medische toepassingen Gorycka (2009) noemt als bron ook de medische toepassingen van microplastics. Ook deze deeltjes zijn kleiner dan de maaswijdte van de filters en zouden via de RWZI’s het milieu kunnen infiltreren. Dit zijn bijvoorbeeld de nanoplastics die gebruikt worden om gericht medicijnen af te leveren in specifieke delen van het lichaam (Zeegers, 2014). Ook Cupaioli, Zucca, Boraschi en Zecca (2014) spreken over de steeds vaker gebruikte nanoplastics (polylactide-co-glycolide en polylactide) die geneesmiddelen adsorberen of chemisch aan het oppervlak binden, en deze binnen het menselijk lichaam afleveren. Volgens Peters (2013) kunnen medicijnresten via urine en ontlasting in het riool terechtkomen, wat kan betekenen dat dit ook geldt voor medisch toegepaste microplastics. Afspoeling als plasticbron Roex, Vethaak, Leslie en De Kreuk (2014) noemen met betrekking tot de RWZI’s ook de zogenaamde 'run-off'. Dit betreft verspreiding van vervuiling middels regenwater. Dit water komt gedeeltelijk via het riool bij de RWZI’s terecht. Voorbeelden van run-off zijn vervuilde compost, bandenslijpsel en slijtagedeeltjes van bouwmaterialen, schoenen en dergelijke, die zich op wegen, parken en andere oppervlakken bevinden. Over de vervuilde compost kan vermeld worden dat dit zuiveringsslib of producten van zuiveringsslib van RWZI’s kan betreffen (Habib et al., 1996). In Nederland wordt echter geen zuiveringsslib verwerkt in compost. Vrijwel al het zuiveringsslib van RWZI's wordt tegenwoordig verbrand (Compendium voor de Leefomgeving, 2014).


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Industriële puntbronnen Met betrekking tot industriële puntbronnen zijn er beperkt gegevens beschikbaar. Uit de stroomgebiedbeheerplannen (Rijksoverheid 2009a t/m e) blijkt dat er industrieën zijn die met een Wvo-vergunning hun (fysisch-chemisch) gezuiverde afvalwater direct op het oppervlaktewater lozen en niet via een openbare RWZI afvoeren. Mogelijk betreft dit bedrijven uit de plasticindustrie, echter deze industrieën staan niet uitgesplitst naar Standaard Bedrijfsindeling (SBI) code. Voor heel Nederland zijn er ongeveer 450 bedrijven welke producten, halffabricaten, recycling en diensten van en voor kunststoffen, rubber, composieten, lijmen en kitten leveren, die geregistreerd staan bij de Federatie Nederlandse Rubber- en Kunststofindustrie (NRK), een samenwerking van de Nederlandse brancheverenigingen voor de rubber-, lijm-, en kunststofindustrie (Federatie Nederlandse Rubber- en Kunststofindustrie, n.d.). Er zijn geen onderzoeken of metingen bij deze bedrijven bekend. De aanwijzingen dat de industrie bijdraagt aan de plasticvervuiling zijn wel aanwezig in onderzoeken van water naar bron (zie paragraaf 3.1.3.3). 3.1.3.2. VAN BRON NAAR WATER Inzameling, transport, storten, verliezen, verspilling en afspoeling van plastic afval Diverse studies (Sheavly & Register, 2007; P.G. Ryan, Moore, Van Franeker & Moloney, 2009) lijken het erover eens te zijn dat het inzamelen, transporteren en storten van afval samen een belangrijke bron, zo niet de belangrijkste bron vormen van de in het aquatische milieu aangetroffen plastics, alhoewel dit over het algemeen niet cijfermatig onderbouwd wordt. Sheavly en Register (2007) noemen bij de wereldwijde bronnen van plastic in het mariene milieu de onopzettelijke verspreiding via slecht afgedekte vuilcontainers en vuilniswagens als bron. P.G. Ryan et al. (2009) gaan in op het opzettelijk laten vallen en dumpen van huishoudelijk en industrieel afval, zoals illegale afvallozingen, waarbij het afval door wind of water verder kan worden verspreid, en zien dit als een wereldwijd probleem. Andere expliciet genoemde bronnen zijn toeristen, vissers en de vaart, waarbij niet specifiek op zoete wateren wordt gedoeld. Al deze soorten afval kunnen geschaard worden onder de noemer 'zwerfafval'. Het afval zwerft over straten, parken, parkeerplaatsen en andere oppervlakken en wordt meegevoerd of weggespoeld richting afvoerputten, goten en/of de dichtstbijzijnde watergang via regen, smeltwater en wind (Sheavly & Register, 2007; P.G. Ryan et al., 2009). Voor wat betreft verlies en verspilling van industriële plastics duidt Gregory (1996) op de plasticpellets met een diameter van rond de 5 mm of meer die bij de productie van allerhande plastic producten worden gebruikt. De verliezen en verspilling vinden plaats tijdens transport en productie, waardoor deze pellets in het milieu terechtkomen. De run-off die in paragraaf 3.1.3.1 wordt genoemd, komt niet alleen via de in die paragraaf behandelde RWZI’s in het milieu terecht. Afspoeling kan ook plaats vinden direct richting het oppervlaktewater. De run-off kan ook via de riooloverstorten, die bij zware regenval in werking treden, direct in het oppervlaktewater terechtkomen (Roex et al., 2014). Dit laatste geldt ook voor de andere in paragraaf 3.1.3.1 genoemde plastics in het riool: microbeads, zandstraalmedia, plasticpellets en -poeders en microplastics voor medische toepassingen. De zandstraalmedia kunnen ook via het afvalwater direct in het milieu terechtkomen wanneer de afvoer richting het riool niet goed geregeld is op de plek waar het zandstralen plaatsvindt (Derraik, 2002). Gebruik van plastic folies in de landbouwsector Wat ook als belangrijke bron wordt gezien zijn LD-PE folies, die in de agrarische sector veel worden gebruikt bij gewasproductie (Xu et al., 2006). Deze folies bevatten net genoeg additieven om ze voor één groeiseizoen tegen fotodegradatie te beschermen. Daarna beginnen ze te verweren en te desintegreren, waarna de ontstane secundaire microplastics in de bodem kunnen spoelen. (Klemchuk, 1990). Roex et al. (2014) noemen ook de grotere stukken landbouwplastic of bouwfolie die verwaaien. Klemchuk (1990) noemt het vergaan/ontbinden van niet nader gespecificeerde polymeer-gebaseerde bouwmaterialen, maar stelt ook dat dit een minder belangrijke route betreft. Leslie et al. (2011) noemen als mogelijke route ook luchttransport (bijvoorbeeld van de kleine deeltjes gebruikt bij het zandstralen of afgebroken fragmenten van macroplastic van huishoudelijke of agrarische oorsprong) en daaropvolgende atmosferische depositie. De onderzoekers erkennen echter dat hier nog weinig over bekend is wegens het ontbreken van onderzoek naar deze transportroutes.


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Zuiveringsslib als bodemverbeteraar Het is niet zo lang geleden dat er in Nederland zuiveringsslib als bodemverbeteraar werd ingezet en veel huishoudelijk, industrieel en bouw- en sloopafval in en op de bodem werd gestort. Dit resulteerde in veel gevallen in verontreiniging van bodem en water (Tysmans & Timmermans, 2011). De gevolgen hiervan zijn nog steeds merkbaar: Zubris & Richards (2005) troffen 15 jaar na de aanwending van slib als bodemverbeteraar op agrarische gronden nog steeds plastic vezels aan. Nanoplastics Roex et al. (2014) verwachten dat de voorspelde toename in gebruik van nanoplastics (<100 nm) in de automobiel-, elektra- en elektronica-, vliegtuigbouw- en de medische sector resulteert in een hogere vervuilingsdruk in deze groottecategorie. Ook Cupaioli et al. (2014) spreken over een snelle ontwikkeling van nanotechnologieën en een toename van het marktaandeel van nanodeeltjes bevattende producten. Bioplastics Voor wat betreft de route van bron naar water zijn ook de bioplastics vermeldenswaardig. Zoals in paragraaf 3.1.1.2 is vermeld betreffen de bioplastics twee groepen: de groep plastics gemaakt van biologische grondstoffen en de groep plastics die zo zijn samengesteld dat zij bioafbreekbaar zijn. Van de eerste groep dient vermeld te worden dat zij weliswaar van biologische oorsprong zijn, maar niet per se goed of volledig biologisch afbreekbaar zijn. Van de tweede groep dient vermeld te worden dat zij ondanks de benaming, niet per definitie volledig biologisch afbreekbaar zijn (zie paragraaf 3.2.1.3). Om deze redenen kunnen de bioplastics ook als bron gezien worden. 3.1.3.3. VAN WATER NAAR BRON Mogelijke bronnen De onderzoeken van water naar bron beginnen doorgaans met het verzamelen en inventariseren van plastics in en nabij de wateren. Van Paassen (2010) heeft een inventarisatie gemaakt van onderzoeken waarin plastic afval verzameld is in en om de Nederlandse zoete wateren. Het aantal van dergelijke onderzoeken bleek beperkt. Van Paassen trok vanuit de inventarisatie de voorzichtige conclusies dat scheepvaart, sanitair (vanuit riooloverstorten), zwerfafval, industrie en landbouw een rol spelen als bron van deze aangetroffen plastics. Verder is er nog een categorie waarvan de herkomst onbekend is. Binnenvisserij is geen relevante bron. Een drietal onderzoeken lijken aanwijzingen te geven dat het afval van pre-consumentengebruik voor ongeveer 10% bijdraagt aan de in en om het water aangetroffen plastics (McDermid & McMullen, 2004; Moore, Lattin & Zellers, 2005; Van Franeker & The SNS Fulmar Study Group, 2011). De resultaten van de genoemde inventarisaties staan weergegeven in Bijlage H. Rivieren als transportroutes De weg die het plastic dat aangetroffen wordt in de Nederlandse zoete wateren heeft afgelegd, kan lang zijn. De vier grote rivieren in Nederland betreffen de Eems, Maas, Rijn en Schelde. Figuur 4 geeft een overzicht van de stroomgebieden van deze rivieren en in Bijlage I worden enkele kenmerken van deze stroomgebieden gegeven. Hieruit blijkt dat de stroomgebieden van deze rivieren grensoverschrijdend zijn. Dit betekent dat plastics die in Nederland in een rivier worden aangetroffen, ook afkomstig kunnen zijn uit andere landen waardoor deze rivier stroomt.


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Figuur 4 Overzicht stroomgebieden Eems, Maas, Rijn en Schelde (Bron: Rijksoverheid, 2004)

Herleiden van het plastic naar de bron Voordat plastic in het Nederlandse zoete water terechtkomt en tijdens het verblijf in het zoete water, kan het plastic gedegradeerd zijn tot minieme delen (Moore, 2008). Van deze secundaire microplastics kan alleen de samenstelling een indicatie zijn van de oorsprong. Dit houdt in dat het bij macroplastics vaak gemakkelijker is om de oorsprong te achterhalen dan bij microplastics. Macroplastics zijn soms nog als object te identificeren of zijn voorzien van herkenbare merktekens, zoals de RIC (zie paragraaf 3.1.2.1) en/of (resten van) etiketten. Om microplastics naar de bron te kunnen herleiden, dient eerst het gebruikte polymeer geïdentificeerd te worden. Aan de hand van het polymeertype kan dan bepaald worden van welk artikel het plastic afkomstig is. 3.1.4.

Het gedrag van plastics in de zoete wateren

Het gedrag van plastics in de zoete wateren wordt door een aantal zaken beïnvloed. Ten eerste zijn dat de fysische eigenschappen van het plastic zelf. Ten tweede zijn dat de karakteristieken van het betreffende watersysteem (waterlopen, meren, plassen) en de nabije omgeving (oevers). De afvoer en de stroomsnelheid van de rivier, in combinatie met de fysische eigenschappen van materialen, bepalen hoever het materiaal wordt getransporteerd en waar het uiteindelijk wordt afgezet (Tysmans & Timmermans, 2011). Verder zijn ook de weersomstandigheden, met name wind en neerslag, bepalend voor het aantreffen van plastics (Williams & Simmons, 1997). 3.1.4.1. FYSISCHE EIGENSCHAPPEN PLASTICS Natuurlijk materiaal dat door wind, water en/of ijs getransporteerd wordt, wordt sediment genoemd. Hoewel met deze term doorgaans materialen als klei, zand, grind en keien worden aangeduid, zijn onderzoeken op het gebied van sedimenttransport tevens toepasbaar op niet natuurlijke materialen die door deze media worden getransporteerd, zo ook op plastics. Met betrekking tot de fysische PWAE-adviesrapport TEAM-M130 PLASTICS (Langelaan Nuyttens Jansen) 20140814.doc Pagina 21 van 96

MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

eigenschappen van plastics zijn voor de wijze van sedimenttransport het gewicht, de grootte en de vorm van het materiaal van belang (Van den Brink, 1995). De dichtheid van water is maximaal 0,999972 g/cm³ bij standaard atmosferische druk en een temperatuur van 3,984°C. Plastic met een lagere dichtheid dan water zal blijven drijven, plastic met een grotere dichtheid dan water zal zinken. De zinksnelheid van plastic hangt enerzijds af van het onderwatergewicht van het plastic en anderzijds van de wrijving tussen het oppervlak van het plastic en het water. Hoe kleiner het plastic deeltje, hoe groter de relatieve oppervlakte van het deeltje. De kleinere deeltjes zullen derhalve langzamer bezinken dan de grotere deeltjes. Zij zullen langer in het water blijven zweven alvorens ze naar de bodem zinken. Dit betekent dat wanneer er afzettingen op het plastic plaatsvinden, de relatieve oppervlakte kleiner wordt, waardoor de bezinking sneller gaat. Voorbeelden van afzettingen zijn verontreinigingen en organismen (laatstgenoemde wordt biofouling genoemd, zie ook paragraaf 3.2.1.1). Als er organismen op het plastic gaan groeien, heeft het eerder de neiging om te zinken (Ye & Andrady, 1991). Opgemerkt kan ook worden dat de dichtheid van het plastic artikel in zijn geheel moet worden bekeken. Het materiaal polyethyleentereftalaat (PET) heeft weliswaar een hogere dichtheid dan water, maar een fles van dit materiaal heeft door de ingesloten lucht juist een lagere dichtheid dan water en blijft dus drijven (Eggels, Gudden en Kroes, 2013). In Bijlage J is een overzicht gegeven van de dichtheid van plastics per resin identificatiecode. 3.1.4.2. KARAKTERISTIEKEN WATERSYSTEMEN Stroming, waterstanden, wind, meandering en obstakels zijn bepalend voor de hoeveelheid en de verdeling van de in zoete wateren aangetroffen plastics. Stilstaande wateren kunnen fungeren als zinkput voor plastics en in stromende wateren kan het plastic naar elders worden getransporteerd (Tysmans & Timmermans, 2011). In stromende wateren heersen hydraulische krachten: stroming en turbulentie. Deze krachten zijn sterk bepalend voor het gedrag van plastics die zich in of op het water bevinden. De hoeveelheid regen- of smeltwater dat direct of via het aardoppervlak de beek of rivier voedt, bepaalt de stroomsnelheid en waterstand. Hoe sterker de toevoer, hoe hoger de stroomsnelheid en waterstand. (Moore, Lattin & Zellers, 2011). Wrijving met oevers, bedding en obstakels remt en buigt de stroming af. Bij een meanderende rivier ligt het gebied met de hoogste stroomsnelheid richting de buitenbocht. In de binnenbocht is de snelheid laag. Dit betekent dat de plastics zich hier kunnen afzetten (Tysmans & Timmermans, 2011). Stroming betreft niet alleen horizontale, maar ook verticale stroming. Dit houdt in dat het plastictransport zowel horizontaal als verticaal plaatsvindt. Door verticale stroomsnelheidsverschillen en turbulentie kunnen plastics die afgezonken zijn tot op de bodem van de rivier, weer opgewerveld worden en naar elders worden getransporteerd (Van den Brink, 1995). Voor plastics op de oever geldt dat bij krachtigere stroming er meer plastic van de oever weggespoeld wordt, mits dit niet wordt tegengehouden en gevangen door obstakels zoals begroeiing (Williams & Simmons, 1997). Bij fluctuerende waterstanden spoelt er bij hoog water meer plastic aan dan bij laag water. Wind kan ervoor zorgen dat plastic in het water terechtkomt, maar wind kan er ook voor zorgen dat drijvend plastic weer uit de rivier waait of dat drijvend plastic richting een bepaalde hoek waait. Zo is waargenomen dat er vaak grotere hoeveelheden drijvende microplastics in benedenwindse zones accumuleren dan in bovenwindse zones (K.L. Law et al, 2010).


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

3.2. Degradatie van plastics in het zoetwatermilieu en gevolgen voor mens en milieu 3.2.1.

Invloedsfactoren degradatie van plastics

3.2.1.1. INVLOED VAN BIOTISCHE FACTOREN OP DE DEGRADATIE VAN PLASTICS Degradatie van plastics wordt beïnvloed door omgevingsfactoren en door de eigenschappen van het plastic zelf. Als de omgevingsfactoren niet ideaal zijn, verloopt de afbraak in een trager tempo. De variatie van plasticsoorten, maar ook in samenstelling binnen een plasticsoort, bepalen de gevoeligheid voor degradatie. Microbiële degradatie van plastics Biologische degradatie geschiedt door micro-organismen waarbij het substraat als voedingsbodem dient (Cooper, 2012). Een deel van de bioplastics betreft biodegradeerbare plastics (zie paragraaf 3.1.1.2 en 3.1.3.2). Deze plastics kunnen door micro-organismen (bacteriën of schimmels) afgebroken worden tot water en koolstofdioxide (CO2) (Gorycka, 2009; Hammer et al., 2012). Volgens Van der Zee (2011) geschiedt microbiële degradatie van polymeren in twee stappen: depolymerisatie wordt gevolgd door mineralisatie tot CO2 waarbij energie en biomassa wordt gegenereerd (Bijlage K.1). De snelheid van mineralisatie van polyolefinen geschiedt echter traag. Volgens Andrady (2011) zou in een periode van zes maanden bij LDPE, HDPE en PP respectievelijk 1,5%-2,5%, 0,5-0,8% en 0,5-0,6% van de C in het plastic gemineraliseerd worden in het mariene milieu. Biofouling van plastics Biofouling is het proces waarbij drijvend plastic eerst wordt bedekt met een laagje biofilm. Vervolgens wordt op deze biofilm een algenmat met een invertebratenkolonie gevormd (Bijlage K.2) (Andrady, 2011; Muthukumar et al., 2011). De vorming van bacteriële biofilms in PVC-buizen is een bekend probleem (M.P. Ryan, Pembroke & Adley, 2007). In zoetwater zou biofouling minder snel optreden doordat hier een verschillend biotisch potentieel voorkomt, voornamelijk te wijten aan het verminderd voorkomen van vasthechtende organismen zoals mosselen in vergelijking met het mariene milieu (Andrady et al., 1993). Degradatie van plastics door macro-organismen Vele macro-organismen, zoals walvissen, schildpadden en vogels, eten en verteren plastics. Hierbij kan plastic mechanische, chemische of enzymatische degradatie ondergaan (Van der Zee, 2011). Degradatie door een macro-organisme resulteert in een groter massaverlies dan degradatie onder abiotische omstandigheden in een zout- of zoetwatermilieu (Müller, Townsend & Matschullat, 2012). Müller et al. (2012) stelden vast dat zeeschildpadden in staat zouden zijn bioafbreekbare plastics deels te verteren, en dat de afbraak bovendien sneller geschiedt dan wanneer plastic zou blootgesteld worden aan abiotische omstandigheden. De afbraak na 49 dagen bevond zich tussen 3-9%, terwijl de producent aangaf dat na 49 dagen volledige degradatie in zoutwater zou optreden. De volledige afbraak voor zoutwater werd door de onderzoekers berekend op drie jaar. Uit deze gegevens blijkt dat afbraak van plastics in de darmen echter niet snel genoeg optreedt, wat resulteert in verstoppingen en uiteindelijk leidt tot sterfte bij de karetschildpad (Caretta caretta) en soepschildpad (Chelonia mydas). 3.2.1.2. INVLOED VAN ABIOTISCHE FACTOREN BIJ DE DEGRADATIE VAN PLASTICS Invloed van licht op de degradatie van plastics Hoewel alle plastics uiteindelijk aan biodegradatie onderhevig zijn in het mariene milieu, ligt de degradatiesnelheid onder invloed van zonlicht enkele grootteordes hoger dan de degradatiesnelheid onder invloed van enig andere invloedsfactor (Andrady et al., 2011). Ook plastics in het zoetwatermilieu worden doorgaans blootgesteld aan zonlicht. Het effect van foto-oxidatieve degradatie is afhankelijk van de sterkte van de chemische bindingen in plastic, en golflengte en intensiteit van de straling. Een specifieke golflengte kan dus enkel plastics degraderen indien het materiaal in staat is de specifieke golflengte te absorberen, ongeacht de intensiteit van de straling. De afbraak onder invloed PWAE-adviesrapport TEAM-M130 PLASTICS (Langelaan Nuyttens Jansen) 20140814.doc Pagina 23 van 96

MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

van licht geschiedt meestal in het ultraviolette-(UV)-gebied. Aangezien UV-straling de meest energierijke straling is, is deze in staat energierijke verbindingen, zoals deze veelvuldig in plastics aanwezig zijn, te breken (Bijlage L.1) (Hammer et al., 2012). De degradatie van polymeren onder invloed van zonlicht geschiedt voornamelijk door twee belangrijke reactiemechanismen (Hammer et al., 2012): i

Een fotolyse van chromoforen door absorptie van UV-licht leidt tot een initiatiereactie waarbij een hydroxideradicaal wordt gevormd.

ii

Een foto-oxidatieve kettingreactie die geïnitieerd word door absorptie van lichtenergie door onzuiverheden aanwezig in plastics.

De radicalen die worden gegenereerd bij deze twee reactiemechanismen, reageren met zuurstof en het polymeer waarbij cross-linking (zie Bijlage L.1) optreedt. Door dit proces verliest het polymeer aan sterkte, elasticiteit en rekbaarheid en wordt plastic broos, waardoor het sneller in stukken breekt (Hammer et al., 2012). Gezien UV-straling maar 1% uitmaakt van de totale inkomende zonnestraling, verloopt de afbraak van plastics door licht zeer traag (Hammer et al., 2012). Daarnaast hangt foto-oxidatie ook af van additieven in plastics: deze kunnen plastic gevoeliger voor of resistenter tegen fotodegradatie maken (Bijlage L.1). Meestal bevatten plastics een stabilisator tegen foto-oxidatie zoals bijvoorbeeld een UVstabilisator, waardoor de effecten van fotodegradatie worden tegengegaan (Gorycka, 2009). Mechanische erosie van plastics Fysische verwering van plastics Initieel vindt onder invloed van licht fragmentatie plaats aan het oppervlak. Daarna wordt onder invloed van mechanische erosie het plastic verder gefragmenteerd. Microfracturen die ontstonden onder invloed van fotodegradatie worden nu blootgesteld aan fysische verwering door deeltjes, waarna breuken kunnen optreden in plastic (Figuur 5) (Bijlage L.2) (Andrady, 2011). Breuken ontstaan door wrijvingsactie met zand, hydrolyse of temperatuursveranderingen. Vervolgens komen microplastics vrij uit deze microfracturen in het plasticoppervlak. Naarmate het plastic dichter bij het land komt, wordt het aandeel van fysische verwering, zoals saltatie en tractie: een sprongsgewijs transport van deeltjes in water en wind, groter. Plastics die zich in een waterig milieu bevinden zouden ook gedesintegreerd worden door herhaaldelijk vriezen en dooien van het water (Andrady et al., 1993). Degradatie van latex in een microcosmos (Lambert, 2013) Lambert (2013) vond dat beweging van het medium echter tot gevolg had dat de fragmenten van een natuurlijk rubber (latex), die ontstonden na degradatie, gingen samensmelten (zie Figuur 5). Hierdoor nam het resultaat van de verwering af. De vertraagde verwering zou kunnen liggen aan de dikte van plastic, die vanwege aggregatie toenam, waardoor degradatie van het aggregaat beperkt werd (Lambert, 2013). Omdat het experiment werd uitgevoerd in een microkosmos, konden bijgevolg de plasticfragmenten slechts beperkt diffunderen. Dus in hoeverre het experiment overeenkomt met natuurlijke omstandigheden, is niet duidelijk. Fragmentatie is afhankelijk van warmteabsorptie Volgens Andrady et al. (1993) is fragmentatie afhankelijk van de elongatie tussen de bindingen van PE. Tussen blootstelling gedurende zes maanden in zowel een terrestrisch als marien milieu, was er een significant verschil van respectievelijk 95% en 2% elongatie (Bijlage M). Dit is te wijten aan de lage warmteabsorptie door plastic in een marien milieu, omdat het omringende water een aandeel van de warmte absorbeert. Daarnaast wordt plastic afgeschermd van licht door biofouling. Fragmentatie van LDPE in het mariene milieu zou optreden vanaf 2-15 weken (Bijlage M) (Andrady et al., 1993).


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Blootstelling van plastics in een waterig milieu Microfracturen worden veel meer aangetroffen op plastics dat op stranden is blijven liggen. Quayyum & White (1993) toonden aan dat blootstelling van PP in een woestijn al na enkele weken microfacturen opleverde (Figuur 6). Deze fracturen komen veel minder voor bij plastics in het water, omdat hier minder blootstelling aan wisselende temperaturen en UV-B plaatsvindt, doordat stralingsabsorptie door het water plaatsvindt (Andrady, 2011).

Figuur 5: Degradatiepatronen door mechanische erosie op plastics in zoetwatermilieu (Bron: Zbyszewski & Corcoran, 2011).


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Invloed van water op plasticdegradatie Hydrolyse zou de belangrijkste reactie zijn om degradatie van synthetische polymeren te initiëren (Shah, Hasan, Hameed & Ahmed, 2008). Enkel hydrofiele polymeren zijn onderhevig aan hydrolyse. Dit komt omdat de ruggengraat van deze plastics opgebouwd is uit hydrofiele componenten die bijgevolg door hydrolyse kunnen worden gedegradeerd. Enkele voorbeelden zijn polyesters, polyanhydrides, polyamides, polycarbonaten, polyurethanen, polyureas, polyacetalen en polyorthoesters. Chemische hydrolyse kan niet plaatsvinden bij hydrofobe polymeren (Van der Zee, 2011). Hydrolyse van plastics is echter een traag proces in vergelijking met de duur van andere afbraakprocessen zoals biodegradatie en foto-oxidatie (Andrady, 2011; Gorycka, 2009). Chemische degradatie in zoetwatermilieu zou anders kunnen verlopen dan in een marien milieu gezien het verschil in zoutgehalte en pH. Biesinger, Corcoran en Walzak (2010) konden bij een onderzoek naar de massa bij degradatieproducten van plastics in zouten zoetwater geen significante verschillen in massa (zowel geoxideerd als niet-geoxideerde speciën) van de degradatieproducten in zouten zoetwater aantonen. Een lagere zuurtegraad van het water zou wel een invloed hebben en een snellere degradatie teweegbrengen (Lambert, 2013). Invloed van temperatuur op de degradatie van plastics In tegenstelling tot plastics op het land ondergaan plastics in het water zelden warmte-oxidatie omdat het omringende water een afkoelend effect heeft. Daarnaast absorbeert het water de infrarode straling (Andrady, 2011; Gorycka, 2009; Hammer et al., 2012). Chemische invloeden op de degradatie van plastics Corrosieve stoffen zoals ozon, zuren zoals zwavelzuur, waterstofchloride en polluenten kunnen polymeren oxideren of ketens verbreken (Cooper, 2012; Singh & Sharma, 2008). Dit zal in natuurlijke omstandigheden echter zelden tot nooit gebeuren. 3.2.1.3. EIGENSCHAPPEN VAN PLASTICPOLYMEREN EN -MONOMEREN Fysische eigenschappen van plastics De oppervlakte-energie van plastic is een maat voor de intermoleculaire krachten tussen de lucht en het materiaal. Materialen met een hoge oppervlakte-energie zijn hydrofiel, materialen met een lage oppervlakte-energie zijn hydrofoob (Muthukumar et al., 2011). Dit is van betekenis voor biologische degradatie, aangezien een hoge hydrofiliciteit van plastic kan bepalen of grotere organismen zich aan het materiaal kunnen hechten en micro-organismen alsnog een biofilm kunnen vormen. Een hoge hydrofobiciteit zou een lage interactie tussen het oppervlak met de cellen van organismen inhouden (Cooper, 2012; Vladkova, 2007). Artham et al. (2009) stelden in een onderzoek naar biofouling van verschillende soorten plastic in marien milieu dat de ruwheid van het plasticoppervlak biofilmvorming tegenwerkt (zie ook biofouling in paragraaf 3.2.1.1). De dikte van het plastic heeft een aanzienlijk effect op de snelheid van degradatie (Lambert, Sinclair, Bradley & Boxall, 2013). Dikker plastic heeft meer zonne-energie nodig om dezelfde degradatiegraad te bereiken als dunner plastic van hetzelfde materiaal (zie ook fotodegradatie in paragraaf 3.2.1.2) (Lambert, 2013).


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Chemische eigenschappen van plastics Bindingssterkte van plastics Plastics die een hoge complexiteit (zoals cross-linking) of compositie hebben kunnen de toegang voor enzymen bemoeilijken. Ook plastics die uit een kort monomeer bestaan, maar waarbij een hoge symmetrie en sterke waterstofbruggen tussen de ketens optreden (zoals PE, PP en PET), zijn minder gevoelig voor enzymatische degradatie (Artham & Doble, 2012). Bioplastics en bioafbreekbaarheid van plastics Bioplastics worden gevormd op basis van polymerisaties van natuurlijk voorkomende monomeren (Song, Murphy, Narayan & Davies, 2009). Hoewel bioplastics bioafbreekbaar kunnen zijn, is dit niet altijd het geval (Yates & Barlow, 2013). Bioafbreekbare polymeren kunnen volgens Sivan (2011) en Eubeler en Zok (2009) ingedeeld worden in twee typen: i

Polymeren die intrinsiek bioafbreekbaar zijn. Deze polymeren hebben een chemische structuur zoals zetmeel, cellulose, chitine, enz. maar ook alifatische polyesters zoals polymelkzuur (PLA) staan directe enzymatische afbraak toe.

ii

Polymeren die foto-oxidatie of thermische oxidatie ondergaan na blootstelling aan respectievelijk licht en warmte zoals natuurlijke rubber, lignocellulosen, oxo-polyolefinen. Deze ketens kunnen gefragmenteerd, maar niet gemineraliseerd worden.

Additieven in plastics Formuleringen en additieven in plastics zijn medebepalend voor de resistentie van het materiaal tegen degradatie (Eubeler & Zok, 2009). Deze factor kan ook doorslaggevend zijn, aangezien tot 50% van het gewicht van plastics toe te schrijven is aan onder andere additieven (zie ook residuen en additieven in paragraaf 3.1.1.2). Meestal bezitten synthetische polymeren pro-oxidanten (lichtgevoelige componenten) waardoor plastic oxo-bioafbreekbaar wordt (Sivan, 2011). Toevoeging van metaalionen of transitiemetalen maakt plastics eveneens lichtgevoelig (Andrady et al., 1993; Wellfair, 2008). Fotodegradatie van bijvoorbeeld lagedichtheidpolyethyleen (LDPE) en polypropyleen (PP) kan geactiveerd worden met katalysatoren zoals metaaloxiden. Deze plastics moeten eerst een oxidatieve degradatie ondergaan om de molaire massa te reduceren en geoxygeneerde groepen zoals carbonyl te vormen. Na deze degradatieprocessen kunnen de producten beter gemetaboliseerd worden door micro-organismen (Sivan, 2011). Weekmakers zoals ftalaat verhogen de gebruiksduur en flexibiliteit van plastics waardoor degradatie minder snel zal optreden. Vulstoffen hebben veelal de functie om de eigenschappen van plastics te verbeteren. Deze vulstoffen zouden daarentegen eveneens ingezet kunnen worden om de fotogevoeligheid te verhogen (Wellfair, 2008). Bij degradatie van plastics worden de aan plastics gerelateerde chemicaliën zoals weekmakers, vulstoffen, metalen enz. vrijgesteld naar de omgeving (zie ook resultaten 3.3).


MICROPLASTICS

3.2.2.

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Verschillen in degradatie tussen verschillende polymeertypen en tussen synthetische, natuurlijke en biologisch afbreekbare polymeren

3.2.2.1. VERSCHILLEN IN DEGRADATIE TUSSEN VERSCHILLENDE POLYMEERTYPEN ONDERLING Foto-oxidatie van plastics Bij foto-oxidatie speelt de aanwezigheid van chromoforen, die de afbraak door licht bevorderen, een sterke rol (zie 3.2.1.2 en Bijlage L.1). PE en PP zijn polymeren die enkel uit C-C en C-H bindingen bestaan. Chromoforen zoals carbonyl en hydroperoxide worden gevormd na foto-oxidatie van respectievelijk PE en PP (Bijlage N.1). Alifatische plastics bezitten meestal onzuiverheden die zijn ontstaan in de productiefase en die gelinkt werden aan de polymeerketting (zie residuen en additieven bij 3.1.1.2 en Bijlage N.2). Ook bioplastics zoals poly-L-lactide (PLLA) en polylactide carbonate (PLC) zijn fotodegradeerbaar gezien de bindingen gemakkelijk door UV-straling kunnen worden afgebroken. Polymeren die daarentegen fenolen of benzenen bevatten zijn weinig gevoelig voor fotodegradatie. De gedelokaliseerde elektronen van de benzeenring zijn in staat om UV-straling te absorberen (Wellfair, 2008). Mechanische verwering van plastics Op het broze oppervlak van plastic ontstaan microfracturen en –groeven als gevolg van foto-oxidatie (zie 3.2.1.2. mechanische erosie van plastics) (Figuur 6). Deze groeven in plastic zouden gevoeliger zijn voor verdere fysische en chemische verwering (Cooper & Corcoran, 2010). Volgens Cooper & Corcoran (2010) zou PE meer onder invloed van mechanische verwering degraderen dan PP. PP zou eerder door chemische verwering degraderen.

Figuur 6: Links: microfracturen in LDPE (Bron: Küpper et al., 2004 in Andrady, 2011). Midden: microfracturen in PP ontstaan na één week blootstelling in een woestijn (Bron: Quayyum & White, 1993 in Andrady, 2011). Rechts: microfracturen in PP bij blootstelling aan xenonlicht (Bron: Yakimets et al., 2004 in Andrady, 2011).

Biodegradatie van plastics Biodegradatie is afhankelijk van de hydrofyliciteit van plastic Op de oppervlakken van hydrofobe polymeren met lage-oppervlakte-energie vindt minder snel biofilmvorming plaats. Initiëel zijn enkel polaire groepen in de polymeerketen onderhevig aan microbiële afbraak omdat biofilmvorming enkel kan geschieden op hydrofiele oppervlakken (zie ook 3.2.1.3). Dit komt omdat enkel hydrolyseerbare ruggengraten van bijvoorbeeld polyamide, polyanhydride, enz. biodegradeerbaar zijn (Chandra & Rustgi, 1998). Plastics die een ruggengraat van C bevatten, zoals vinylpolymeren, ondergaan geen hydrolyse.


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Soorten zoetwaterbacteriën relevant voor degradatie Pseudomonas sp., een bacterie die ook veelvuldig voorkomt in zoetwater, zou een belangrijke rol spelen in de afbraak van plastics (Igbinosa, Nwodo, Sosa, Tom & Okoh, 2012; Khan et al., 2007; Singh & Sharma, 2008). Ook bij de bacterie Ralstonia pickettii werd biofilmvorming aangetoond op PVC gebruikt voor dialysen (M.P. Ryan et al. 2007). Comamonas acidovorans, een zoetwaterbacterie, is in staat PU af te breken door esterasen, aangezien dit materiaal esterverbindingen bevat (Lambert, 2013; Singh & Sharma, 2008). De bacterie zou zelfs in staat zijn PU als de enige C- en N-bron te kunnen gebruiken (Nakajima-Kambe et al., as cited in Howard, 2011). De generatietijd van de bacterie bij groei op PU bedraagt 0,83 verdubbelingen van het aantal bacteriën per uur (A.B. Allen, Hilliard & Howard, 1999). Biodegradatie van synthetische plastics en bioplastics PE is een van de meest resistente plastics tegen biologische degradatie. Na tien jaar in een bodem werd slechts een afname van 0,5% van de initiële massa waargenomen (Bijlage O) (Leja & Lewandowicz, 2010). Artham et al. (2009) toonden aan dat uit verschillende polyolefinen, PP stabieler was dan PC, HDPE en LDPE voor de invloeden van degradatie in een marien milieu. Door biofilmvorming kan de degradatie door foto-oxidatie gehinderd worden (Cooper, 2012). In afvalwater was na vijf maanden nog steeds bijna geen afbraak merkbaar bij PP, LDPE en HDPE die gedeeltelijk bioafbreekbare componenten bezaten. Enkel bij PHA was na degradatie, de massa reeds na drie maanden afgenomen tot ongeveer 0-70% van de initiële massa (Gilmore, Antoun, Lenz & Fuller, 1993). Daarentegen vertoonde een mengvorm van PMMA met zetmeel reeds na 21 dagen volledige degradatie in afvalwater. PS met zetmeel verloor 45,8 - 93,1% massa na 27 dagen verbleven te hebben in afvalwater (Nikolić, Veličković, Antonović & Popović, 2013). De snelheid van biodegradatie bij bioplastics die een mengvorm van synthetische en bioafbreekbare polymeren zijn, is afhankelijk van de hoeveelheid biopolymeren waaruit de bioplastic bestaat en de omgevingsomstandigheden waaraan de bioplastic wordt blootgesteld (Leja & Lewandowicz, 2010). Hier werden de plastics blootgesteld in een vervuilde omgeving waar het biotisch potentieel van de omgeving veel hoger ligt dan in niet-geëutrofieerde zoetwatermilieu’s. Degradatie onder invloed van chemische agentia en thermische oxidatie Vergeleken met foto-oxidatie, mechanische en biologische degradatie is thermische oxidatie van weinig belang. Aangezien een groot deel van de warmtestraling door het water wordt geabsorbeerd, geschiedt bijgevolg de degradatie zeer traag in vergelijking met voorgaande invloedsfactoren (Bijlage P.1). Dit geldt ook voor de afbraak door chemische agentia in reële omstandigheden, aangezien deze afhankelijk is van de blootstelling, en deze in natuurlijke omstandigheden relatief laag is (zie ook invloed van temperatuur en chemische invloeden bij 3.2.1.2, en Bijlage P.2). 3.2.2.2. VERSCHILLEN IN DEGRADATIE TUSSEN SYNTHETISCHE PLASTICS, NATUURLIJKE PLASTICS EN BIOPLASTICS

De afbraak van bioplastics is voornamelijk afhankelijk van microbiële degradatie in zoetwatermilieu. McClure (1996) verklaarde dat een snellere afbraak in zoetwater in vergelijking met het mariene milieu te wijten was aan een hogere biodegradatie van plastics in zoetwatermilieu. Andrady et al. (1993) gaven in hun onderzoek daarentegen een verminderd biotisch potentieel van het zoetwatermilieu aan. Hieruit blijkt dat het biotisch potentieel van de omgeving, naast andere invloedsfactoren zoals licht en temperatuur, bepalend zijn in de degradatiesnelheid van bioplastics. Dit zou erop kunnen wijzen dat afhankelijk van chemische materiaaleigenschappen van bioplastics, specifieke omgevingsomstandigheden degradatie kunnen initiëren (Wellfair, 2008).


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Figuur 7: Algemeen auto-oxidatieschema voor polymeren (Bron: Gryn’ova, Hodgson. & Coote, 2011).

Niet-bioafbreekbare plastics overtreffen bioplastics echter ruim in aantal (zie paragraaf 3.1.1.3). Deze niet-bioafbreekbare polymeren zullen eerder onder invloed van licht in plaats van biodegradatie worden afgebroken (Gorycka, 2009; Hammer et al., 2012). De degradatie van niet-bioafbreekbaar plastic duurt in vergelijking met bioafbreekbaar plastic aanzienlijk langer (Wellfair, 2008). Sinds de jaren 60 werd de auto-oxidatiereactie van polymeren onder invloed van licht algemeen aangenomen (Figuur 7). Volgens een onderzoek uit 2011 zou deze degradatiewijze echter enkel thermodynamisch mogelijk zijn bij natuurlijk rubber, omdat hier de dissociatie-energie van ROO-H groter is dan de dissociatie-energie van R-H, tijdens de propagatiestap (Figuur 7). Hierdoor kan de propagatiestap onder invloed van licht wel doorgaan bij natuurlijke rubbers, die een amorfe structuur bezitten (zie 3.1.1.1 en Bijlage P.3). Bij synthetische polymeren, die een kristallijne structuur bezitten (zie 3.1.1.1), zoals PVC en polyalkanen overtreft de dissociatie-energie van R-H de dissociatie-energie van ROO-H en zou foto-oxidatie via de propagatiestap voor synthetische polymeren niet doorgaan (Gryn’ova, Hodgson & Coote, 2011).


MICROPLASTICS

3.2.3.

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Impact van degradatieproducten op mens en milieu

In het laatste onderdeel van sectie 3.2 worden onder andere de effecten van degradatieproducten van plastics waaronder secundaire micro- en nanoplastics besproken. Degradatieproducten van plastics kunnen belanden in sedimenten als macro- of microplastics of in de atmosfeer na microbiële afbraak, bijvoorbeeld in de vorm van koolstofdioxidegas. De kleinere plastic deeltjes kunnen opgenomen worden door organismen. Deze processen worden weergegeven in Figuur 8.

Figuur 8: Degradatieprocessen van plastics in een aquatisch milieu. PBM is plastic bulk material. (Bron: Lambert, 2013)

Biobeschikbaarheid van plasticfragmenten en gerelateerde chemicaliën aan plastic Degradatie maakt plastics biobeschikbaar, gezien door het afbraakproces kleinere plasticfragmenten ontstaan die door organismen opgenomen kunnen worden. Macro-organismen in aquatische milieu’s kunnen door plastics een hoog risico aan verstikking en verstrengeling oplopen (R. Allen, Jarvis, Sayer & Mills, 2012; Andrady, 2011; De Stephanis, Giménez, Carpinelli, Gutierrez-Exposito & Cañadas, 2013; Lambert, 2013; Rodríguez, Bécares, Rodríguez & Arcos, 2013). Daarnaast kan consumptie van plasticfragmenten leiden tot verstopping van het spijsverteringsstelsel, darmperforaties, of vergiftiging door lek van additieven uit deze plastics (Gomerčić et al., 2009; Mallory, Robertson & Moenting, 2006; Rios, Moore & Jones, 2007; Wellfair, 2008; Zbyszewski & Corcoran, 2011). Ingestie van plastics verlaagt ook de dichtheid van het organisme waardoor mesopelagische vissen moeilijker kunnen dalen naar grotere diepten (Boerger, Lattin, Moore & Moore, 2010). Alle mogelijke gevolgen op organismen van degradatieproducten van plastic worden weergegeven in Figuur 9.


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Figuur 9: Potentiële effecten van degradatieproducten op organismen. De blootstelling van het organisme aan plastics kan leiden tot verstopping en beschadigingen van het maag-darmkanaal waarna sterfte optreedt. Door blootstelling aan plastic deeltjes en chemicaliën geassocieerd aan plastic kan het organisme lijden onder verscheidene gedragseffecten (verminderde activiteit en mobiliteit), morfologische effecten (verhindering van vetopslag, enzymsecretie ter hoogte van de darmen, neurotoxiciteit, enz.) en reproductieve effecten (uitstel van de ovulatie, inhibitie van de groei en vertraagde maturiteit) (Bron: Lambert, 2013).

Kleinere organismen zoals plankton zouden blootgesteld kunnen worden aan plastic deeltjes en vezels zoals PE en PS die dichtbij het wateroppervlak drijven. Deze plastic deeltjes en vezels kunnen samenklonteren waardoor uitstoot door het organisme niet meer mogelijk is (Cole et al., 2011; Cole et al., 2013). Ook niet-selectieve voeders en filtervoeders kunnen via de waterstroom plastic deeltjes samen met nutriënten opnemen (Andrady, 2011; Browne, Dissanayake, Galloway, Lowe & Thompson, 2008; Cole et al., 2011; Lambert, 2013; J.E. Ward & Kach, 2009). Browne et al., (2008) vonden dat de mossel (Mytilus edulis), een filtervoeder, PS-fragmenten accumuleerde ter hoogte van de darmen. Na enkele dagen werden de plastic deeltjes ook aangetroffen in de hemolymfe (lichaamsvloeistof bij weekdieren en geleedpotigen). De accumulatie van plastics had echter geen nadelige effecten tot gevolg. Nanodeeltjes hebben dezelfde grootteorde als virussen en kunnen de cel binnendringen via fagocytose (Pace & Bailiff, 1987, as cited in Cole et al., 2011).


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Bij afbraak van plastics kunnen ook de chemicaliën die in plastics gebonden zijn vrijkomen. Zink (Zn) wordt vaak toegevoegd aan plastics als hitte- en lichtstabilisator, met het doel de gebruiksduur te verhogen en bijgevolg de gevoeligheid voor degradatie door temperatuur en licht. Tijdens biodegradatie kan Zn echter wel in oplossing gaan. De verlaging van de pH door metabole producten van microbiële afbraak versnelt oplossing van Zn (Lambert, 2013). De impact van chemicaliën gerelateerd aan plastics op mens en milieu vallen buiten de afbakening van dit hoofdstuk en worden uitvoerig besproken in sectie 3.3. Voordeel van bioplastics op basis van natuurlijke grondstoffen is dat bij afbraak geen schadelijke degradatieproducten ontstaan. Bioplastics zoals PLA, polyglycolide (PGA) en polycaprolactone (PCL) worden o.a. gebruikt als degraderende hechtingen voor medisch gebruik aangezien deze bioplastics bij afbraak geen schadelijke stoffen voor de mens vrijgeven (Armentano, Dottori, Fortunati, Mattioli & Kenny, 2009). Blootstelling van organismen aan plastics Vissen zouden plankton niet kunnen onderscheiden van plastic, schildpadden zouden kwallen niet kunnen onderscheiden van plastic zakken en vogels zouden stukken plastic niet kunnen onderscheiden van zeekatten (European Commission, 2011; Gregory, 2009). Ongeveer 44% van alle zeevogels die op eilanden wonen zouden plastic consumeren tijdens het voeden (Rios et al., 2007). Ook zeezoogdieren (Bravo Rebolledo, Van Franeker, Jansen & Brasseur, 2013; Gomerčić et al., 2009; Jacobsen, Massey & Gulland, 2010) crustaceae (Murray & Cowie, 2011) en verscheidene planktivore en piscivore vissen (Boerger et al., 2010; ; Davison & Asch, 2011; Jantz, Morishige, Bruland & Lepczyk, 2013; Possatto, Barletta, Costa, Do Sul & Dantas, 2011) consumeren plastics. Vissen in brakwater (mengsel van zoeten zoutwater) zouden tijdens periodes van hevige regenval blootgesteld worden aan hogere plasticconcentraties (Dantas, Barletta & Da Costa, 2012). Bij zoetwatervissen (Gobio gobio) in Franse rivieren zouden 12% van de vissen met microplastics gecontamineerd zijn (Sanchez, Bender & Porcher, 2013). Van de mariene vissoorten in het Noordzeekanaal zouden zelfs tot 26-52% gecontamineerd zijn met microplastics (Lusher, McHugh & Thompson, 2013). Effecten van consumptie van mariene organismen Microplastics kunnen opgenomen worden door de mossel (Mytilus edulis) en hadden weefselveranderingen en ontstekingsreacties tot gevolg (Von Moos, Burkhardt-Holm & Köhler, 2012). Door Van Cauwenberghe (2012) werd aangetoond dat mosselen ook microplastics kunnen accumuleren. Het gevaar bij opstapeling van microplastics in organismen van lagere trofische niveaus is dat bioaccumulatie kan optreden. Uiteindelijk kunnen de deeltjes ook de mens treffen als ze in de voedselketen belanden (European Commission, n.d.). Indien microplastics worden opgenomen door de mens kunnen microplastics persisteren in het lichaam en vervolgens kunnen deze microplastics de cellen binnendringen met mogelijk schadelijke effecten op celniveau tot gevolg (Pauly et al., 1998). Bijvoorbeeld bij consumptie van mosselen zou de mens via deze weg blootgesteld kunnen worden aan microplastics. Mosselen die in aquacultuur worden gekweekt, zouden blootgesteld worden aan significant meer microplastic in vezelvorm. Omdat deze mosselen worden gekweekt op PP-touwen kunnen microplastics vrijgesteld worden naar de omgeving (Mathalon & Hill, 2014). Accumulatie van plastics in matrices De belangrijkste sink voor (micro)plastics is de zeebodem. Meestal worden macroplastics aangetroffen drijvend op het wateroppervlak. Na degradatie van macroplastics kunnen microscopische deeltjes daarentegen ook dieper afzinken naar de waterkolom en mariene sedimenten (Cole et al., 2011; Graham & Thompson, 2009; Thompson et al. 2004). De aanwezigheid van microplastics in deze media kan via het degradatieproces en vervolgens afzinken naar lagere zeedieptes resulteren in ingestie bij mariene organismen. Dit werd beschreven voor verschillende mariene organismen waaronder zeekomkommers (klasse: Holothuroidea), die bodembewonende organismen zijn. Ook bodembewonende organismen zouden via (micro)plastics die op de zeebodem belanden blootgesteld worden aan plastics (Graham & Thompson, 2009; Browne et al., 2008). Microplastics zouden het neerdalen van mariene sneeuw, de mariene detritus, kunnen verhinderen, aangezien deze microplastics kunnen aggregeren met mariene sneeuw. Hierdoor zou minder mariene sneeuw de zeebodem bereiken. Bijgevolg zou minder atmosferische koolfstofdioxide gefixeerd kunnen worden op de zeebodem (Moore, 2008). PWAE-adviesrapport TEAM-M130 PLASTICS (Langelaan Nuyttens Jansen) 20140814.doc Pagina 33 van 96

MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Wanneer plastics naar de zeebodem afzinken, zijn belangrijke invloedsfactoren voor degradatie zoals licht, warmte en mechanische erosie zo goed als afwezig. Hierdoor kunnen plastics aanzienlijk langer persisteren dan op het wateroppervlak het geval is (Barnes, Galgani, Thompson & Barlaz, 2009). Plastics maken het grootste aandeel van afval uit dat op de zeebodem wordt aangetroffen. Tot de helft van alle afval zou plastic afval zijn (Barnes et al., 2009; Browne et al., 2011; P.G. Ryan et al., 2009). Microplastics werden gevonden op dieptes van 1100 tot 5000 m, zelfs ver van de kustlijnen (Gregory, 2009; Van Cauwenberghe, Vanreusel, Mees & Jansen, 2013). Over het mechanisme achter de bezinking van microplastics naar de zeebodem bestaat nog onzekerheid (Gregory, 2009). Verhoging van de dichtheid door biofouling (zie ook paragraaf 3.1.4.1) of transport door stromingen zouden mogelijke oorzaken kunnen zijn (Andrady, 2011; Williams & Gregory, 2005 in Gregory, 2009). Naast accumulatie van (microplastics) in en op waterbodems worden de afbraakproducten na microbiologische mineralisatie toegevoegd aan de atmosfeer. Hoe dit geschiedt wordt uitvoerig beschreven in Bijlage Q.


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

3.3. De mogelijke effecten van aan plastics gerelateerde chemicaliën op het zoetwatermilieu en de mens 3.3.1.

Introductie: relaties van chemicaliën met plastics

Zoals in voorgaande paragrafen al deels duidelijk is geworden, kunnen plastics verschillende chemicaliën bevatten. Deze stoffen kunnen in een later stadium mogelijk weer vrijkomen, bijvoorbeeld in het aquatische milieu. Het risico bestaat dat plastics bijdragen aan de negatieve effecten van chemicaliën door te dienen als transportmiddel in het oppervlaktewater en als vector naar de organen en weefsels van organismen (Teuten et al., 2009; Zarfl & Matthies, 2010; Tanaka et al., 2013). Er bestaan echter verschillende relaties tussen plastics en chemicaliën, en deze relaties zijn niet altijd even goed van elkaar te onderscheiden. Ter verduidelijking wordt in de volgende twee subparagrafen een globale indeling van chemicaliën weergegeven. In paragraaf 3.3.2 zal een overzicht worden gegeven van enkele belangrijke (groepen) chemicaliën die in de literatuur zijn gerelateerd aan plastics. Hierbij worden basisgegevens over eigenschappen en bekende schadelijke effecten gepresenteerd. Daarna worden besproken: concentraties en emissies van deze stoffen in en naar het zoetwatermilieu (paragraaf 3.3.3); de in Nederland geldende milieukwaliteitsnormen voor het zoete water (paragraaf 3.3.4) en de blootstelling van zoetwaterorganismen en de mens aan plastics en gerelateerde chemicaliën (paragraaf 3.3.5). 3.3.1.1. CHEMICALIЁN IN PLASTICS VANWEGE HET PRODUCTIEPROCES Bouwstenen van polymeren Van polymeren wordt doorgaans aangenomen dat zij vanwege hun relatief grote afmetingen biochemisch inert zijn (Teuten et al., 2009). Onvolledige polymerisatie, maar ook degradatieprocessen, kunnen er echter voor zorgen dat plastics bepaalde kleinere eenheden van deze polymeren bevatten, waaronder monomeren, oligomeren en grondstoffen van monomeren. Van sommige van deze verbindingen is aangetoond dat zij schadelijk kunnen zijn voor organismen (paragraaf 3.3.2). Additieven Ook sommige van déze stoffen zijn schadelijk gebleken voor organismen (paragraaf 3.3.2). Voor meer informatie over de productie van plastics: zie paragraaf 3.1.1.2. 3.3.1.2. CHEMICALIЁN GEADSORBEERD AAN PLASTICS VIA HET MILIEU In het milieu kunnen verschillende chemicaliën adsorberen aan plastics. De adsorptie wordt beïnvloed door factoren als pzc-waarde (point of zero charge: de pH waarbij de elektrische lading van het oppervlak van een deeltje 0 is), grootte en topografie van het bindingsoppervlak van plastics, functionele groepen en zuur-basereacties. Deze factoren kunnen op hun beurt worden beïnvloed door degradatieprocessen die plastics ondergaan in het milieu (Fotopoulou & Karapanagioti, 2012). Estuaria zijn mogelijk belangrijke locaties voor de binding van chemicaliën aan plastics, omdat de dynamische omstandigheden aldaar de mobiliteit van chemicaliën verhogen (Bakir, Rowland & Thompson, 2014b). Daarnaast is de surface microlayer (SML) van water mogelijk een belangrijke plaats voor binding van zware metalen en hydrofobe stoffen aan drijvende plastics. Deze bovenste laag van oppervlaktewateren, met een globale dikte van tientallen tot honderden micrometer, is vaak verrijkt met dergelijke contaminanten (Cunliffe et al., 2013; Q. Liu et al., 2014). Hydrofobe contaminanten Bepaalde plastics zoals PS-, PE- en PP-plastics vertonen een grote affiniteit voor hydrofobe chemicaliën: zij binden veel beter aan plastics dan aan sedimenten. (Lee, Shim & Kwon, 2013; Teuten, Rowland, Galloway & Thompson, 2007). Hydrofobe chemicaliën zijn als contaminanten regelmatig te vinden in het aquatische milieu en zijn doorgaans afkomstig van antropogene bronnen. Meerdere van deze stoffen zijn persistent, bioaccumulatief en toxisch (PBT's). Voorbeelden hiervan zijn


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

polychloorbifenylen (PCB's), polycyclische aromatische koolwaterstoffen (PAKs), (metabolieten van) dichloordifenyltrichloorethaan (DDT), maar ook stoffen die tevens dienst doen als additief in plastics zoals nonylfenol. Al deze stoffen zijn aangetroffen in plastics (Teuten et al., 2007; Frias, Sobral & Ferreira, 2010; Fries & Zarfl, 2012). Opgeloste metalen In water opgeloste metalen blijken ook een binding aan te kunnen gaan met plastics (Holmes, 2013). Veel metalen zijn bij hogere concentraties toxisch voor organismen (zie paragraaf 3.3.2.9). Volgens Fotopoulou en Karapanagioti (2012) zorgen degradatieprocessen mogelijk voor een gewijzigd plasticoppervlak waaraan metaalionen kunnen binden. Zo zouden bij degradatie van PE-plastic ketongroepen aan het oppervlak gevormd worden, die in combinatie met een pH van zeewater een negatieve lading veroorzaken. Hoewel veel plastics in eerste instantie een apolair oppervlak hebben, is via dit proces naar verloop van tijd toch een interactie met metalen mogelijk (Fotopoulou & Karapanagioti, 2012). De pzc-waarde van gedegradeerde PE-pellets werd door Fotopoulou en Karapanagioti (2012) vastgesteld op pH = 6,1, hetgeen ook onder de pH van veel zoet oppervlaktewater is. In het zoetwatermilieu vormen zich echter ook snel biofilms op plastics (zie paragraaf 3.2.1.1) en van biofilms is bekend dat ze in zoetwater gemakkelijk metalen kunnen binden (Ferris, Schultze, Witten, Fyfe & Beveridge, 1989). 3.3.2.

Basisgegevens chemicaliën en bekende schadelijke effecten

3.3.2.1. BISFENOL A Gebruik, voorkomen en eigenschappen Bisfenol A (BPA, 4,4'-dihydroxy-2,2-difenylpropaan) behoort tot de bisfenolen en wordt gebruikt voor de productie van verschillende plastics, waarvan de belangrijkste behoren tot de polycarbonaat- (PC) plastics en de epoxyharsen. Daarnaast is BPA een grondstof voor bepaalde soorten lijm, inkt, verf en thermisch papier en voor additieven van plastics (bijvoorbeeld het additief tetrabroombisfenol A, zie ook paragraaf 3.3.1.7 gebromeerde vlamvertragers) (Kutz, 2011; RIVM, 2013). BPA wordt overal in het oppervlaktewater aangetroffen, echter de exacte bronnen zijn nog niet opgehelderd (RIVM, 2013). BPA heeft een hydrofiel karakter en er wordt op basis van experimenten geconcludeerd dat het onder acidogene condities gemakkelijk uit plastics kan migreren (Teuten et al., 2009). Biodegradatie van PC zou een mogelijke bron van BPA kunnen zijn (Artham & Doble, 2012). BPA is onder aerobe condities goed afbreekbaar in het milieu en kan ook worden gemetaboliseerd door verscheidene organismen, van micro-organismen tot zoogdieren (Kang, Katayama & Kondo, 2006; Peng, Wu & Deng, 2006). Enkele toxicologische gegevens van BPA BPA is geclassificeerd als schadelijk voor het aquatische milieu (RIVM, 2013). Het is een endocriene disruptor waarvan hormoonverstorende effecten zijn aangetoond bij verschillende aquatische organismen, zoals de regenboogforel Oncorhynchus mykiss (Lindholst, Pedersen & Pedersen, 2000); de Amerikaanse dikkop-elrits Pimephales promelas (Sohoni et al., 2001); de klauwkikker Xenopus laevis (Levy, Lutz, Krüger & Kloas, 2004); de vlokreeft Gammarus pseudolimnaeus (Lewis et al., 2012) en de dansmug(larve) Chironomus riparius (Planelló, Martínez-Guitarte & Morcillo, 2008). BPA is met name schadelijk voor de geslachtsontwikkeling en de voortplanting, maar mogelijk ook voor het immuunsysteem en de hersenontwikkeling. Er wordt verder vermoed dat BPA obesitas, hart- en vaatziekten, diabetes en kanker kan veroorzaken (Rubin, 2011; Rogers, Metz & Yong, 2013). De opvattingen wat betreft de mogelijke gevolgen voor de mens zijn vooralsnog niet geheel eenduidig. BPA wordt wel aangemerkt als toxisch voor de lever en de voortplanting, maar onbekend is of bij lage doseringen ook schadelijke effecten optreden. De vervaardiging, import en verkoop van babyflesjes en cosmetica met BPA zijn inmiddels wel verboden in de EU (verordening 1223/2009; richtlijn 2011/8/EU). Er wordt op nationaal en internationaal niveau geprobeerd de kennishiaten te vullen wat betreft de risico's voor mens en milieu. De verwachting is dat Europese risicobeoordelingen worden afgerond in 2014 (RIVM, 2013). Een uitgebreid onderzoek met ratten (Christiansen et al., 2014) laat overigens zien dat ook bij een relatief lage dosis, effecten optreden bij de vroege geslachtsontwikkeling. Er werd bijvoorbeeld een statistisch relevante afname van de anogenitale afstand gedetecteerd bij een dosis van 0,250 mg/kg lichaamsgewicht per dag bij mannetjes- en 0,025 PWAE-adviesrapport TEAM-M130 PLASTICS (Langelaan Nuyttens Jansen) 20140814.doc Pagina 36 van 96

MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

mg/kg lichaamsgewicht per dag bij vrouwtjesratten. Dit is ruim beneden de NOAEL (No Observed Adverse Effect Level) van 5 mg/kg lichaamsgewicht per dag, hetgeen de Europese Autoriteit voor Voedselveiligheid (EFSA) als basis hanteert voor de bepaling van de aanvaardbare dagelijkse inname (ADI). 3.3.2.2. VINYLCHLORIDE Gebruik, voorkomen en eigenschappen Vinylchloride (VC) of chlooretheen is het monomeer van het veel geproduceerde polymeer PVC (zie 3.1.1.3). VC wordt ook wel gebruikt als grondstof voor bindmiddelen in verf (Kutz, 2011, RIVM, 2012b). Als afbraakproduct van tri- en tetrachlooretheen wordt het aangetroffen in bodems welke zijn verontreinigd met deze industriële oplosmiddelen. Het is een zeer vluchtige en goed wateroplosbare stof. Onder aerobe condities kan VC vrij snel worden afgebroken. Hierdoor is bemonstering van VC in het milieu lastig (Lijzen, Van Wijnen & Wintersen, 2012). Van VC is bekend dat het vanuit PVC-buizen in drinkwater terecht kan komen (Walter, Lin, Edwards & Richardson, 2011). Enkele toxicologische gegevens van VC VC is een toxische en carcinogene stof. Serieuze verdenkingen van VC als carcinogeen stammen uit de jaren 70 toen bij meerdere medewerkers van een PVC-producent in de Verenigde Staten angiosarcomen werden gedetecteerd in de lever: een zeldzame vorm van kanker (Kutz, 2011). Meerdere epidemiologische studies tonen een dergelijke correlatie tussen werkgerelateerde blootstelling aan (P)VC en leverkanker aan (Simonato et al., 1991, E. Ward et al., 2001). Naast leverkanker is VC echter ook gelinkt aan andere vormen van kanker zoals borst-, hersen- en longkanker (Sass, Castleman & Wallinga, 2005). De dosis waarbij via experimenten met proefdieren carcinogene effecten worden gedetecteerd, ligt doorgaans relatief hoog. Bij een onderzoek van Feron, Hendriksen, Speek, Til en Spit (1981) werd geconcludeerd dat de NOAEL bij ratten wel beneden een (orale) dosis van 1,7 mg/kg lichaamsgewicht per dag ligt. 3.3.2.3. STYREEN Gebruik, voorkomen en eigenschappen Styreen is het monomeer voor de polymerisatie tot PS. Styreen is ook een grondstof van verschillende (co)polymeren waaronder ABS en styreenbutadieenrubber en -latex. Het is verder als verdunningsmiddel aanwezig in polyesterharsen (Kutz, 2011, RIVM, 2012d). Styreen is een vluchtige stof waarvan de emissies voornamelijk afkomstig zijn van de verwerking van polyesterhars, uitlaatgassen van het verkeer en van de styreenproductie door raffinaderijen (styreen is een afgeleide van ethylbenzeen uit aardolie). Volgens het RIVM vormt styreen vanwege de vluchtigheid voor het compartiment water geen probleem. Een onderzoek van Kwon et al. (2014) wijst echter op mogelijke vervuiling van het mariene gebied met degradatieproducten van PS. Tijdens het onderzoek werden in alle wateren sedimentmonsters, afkomstig van de kust van het Noordoostelijke gebied van de Stille Oceaan, monomeren, dimeren en trimeren van styreen gevonden, soms met concentraties van tientallen tot honderden μg/l. Ter vergelijking: de streefwaarde voor styreen in het Nederlandse oppervlaktewater bedraagt 6 μg/l (www.rivm.nl, zie ook paragraaf 3.3.4). Enkele toxicologische gegevens van styreen Van styreen is bekend dat het bij mensen het centrale zenuwstelsel kan aantasten. Mogelijk is het ook een carcinogene stof (RIVM, 2012d). De effecten (acuut en chronisch) zijn gerelateerd aan relatief hoge blootstellingen van tientallen tot honderden ppm (parts per million) voornamelijk via de longen (Welp et al., 1996). Bij een onderzoek met de watervlo Ceriodaphnia dubia (Tatarazako et al., 2002) werd geconcludeerd dat lage concentraties van di- en trimeren van styreen, afkomstig uit (nieuwe) PSbekertjes waarin de dieren werden gehouden, mogelijk verantwoordelijk waren voor een afname van de levensduur en het voortplantingssucces. De migratie van deze stoffen uit de bekertjes werd vastgesteld via gaschromatografie-massaspectrometrie. Er werd ook waargenomen dat deze verbindingen al bij concentraties van 0,04-1,7 μg/l leiden tot een 25% reductie van de vruchtbaarheid bij de watervlooien, na een blootstelling van 7 dagen.


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

3.3.2.4. ACRYLONITRIL Gebruik, voorkomen en eigenschappen Acrylonitril is het monomeer voor de productie van verschillende plastics, waarvan de belangrijkste ABS en polyacrylonitril (PAN) zijn (Kutz, 2011). Emissies van acrylonitril vinden vooral plaats naar de lucht via industrie en afvalverwerkingsbedrijven (RIVM, 2011a). Acryl en ABS blijken echter gevoelig voor degradatie (Kutz, 2011). Daar het vermoeden bestaat dat acrylvezels uit kleding via afvalwater naar oppervlaktewateren getransporteerd worden (zie 3.1.3.1), kan meer onderzoek naar het gedrag van het monomeer in deze plastics van belang zijn (Browne et al., 2011). Enkele toxicologische gegevens van acrylonitril Acrylonitril is toxisch voor in water levende organismen en wordt voor mensen als kankerverwekkend beschouwd zonder drempelwaarde (RIVM, 2011a). Een onderzoek met verscheidene zoetwaterorganismen (Tong, Hongjun & Huailan, 1996) toont acute effecten/letaliteit (EC 50/LC50) aan bij gemiddelde concentraties van 5,16 mg/l (graskarper Ctenopharyngodon idella, blootstelling van 96 uur) tot 42,33 mg/l (Europese karper Cyprinus carpio, blootstelling van 48 uur). Chronische effecten werden waargenomen bij de watervlo Daphnia magna (afname van de vruchtbaarheid vanaf een concentratie van 0,5 mg/l na 21 dagen) en de Aziatische pad Bufo (bufo) gargarizans (verstoringen bij de groei van de voorpoten vanaf 0,4 mg/l na 28 dagen) 3.3.2.5. NONYLFENOL Gebruik, voorkomen en eigenschappen Nonylfenol (NP) behoort tot de alkylfenolen en kent verschillende isomeren. Het wordt vooral gebruikt voor de productie van nonylfenolethoxylaten. Deze niet-ionische surfactanten (oppervlakte-actieve stoffen) worden gebruikt als schoonmaakmiddelen en bij vele industriële productieprocessen. NP is echter ook de grondstof voor fenolharsen en tris(nonylfenyl)fosfiet (TNPP), een additief van plastics. Het additief doet dienst als antioxidant in onder andere PVC, PS, PE en PP. Barium- en calciumzouten van NP worden gebruikt als warmtestabilisator in PVC (RIVM, 2011b; United States Environmental Protection Agency, 2010). In een onderzoek van Gassel, Harwani, Park en Jahn (2013) worden plastics als mogelijke bron gezien van NP, dat werd aangetroffen in een derde van de horsmakrelen (Seriola lalandi), gevangen in de North Pacific Central Gyre. NP is met sporadisch hoge concentraties aangetoond in plastic afval in deze Gyre, terwijl in het water van de open oceaan alleen sporen van NP zijn gerapporteerd. In de magen van enkele horsmakrelen werden ook plastic deeltjes geïdentificeerd. TNPP oxideert en hydrolyseert bovendien gemakkelijk tot NP en fosfaat (Murata, 1999, as cited in Teuten et al., 2009). Enkele toxicologische gegevens van NP Experimenten wijzen uit dat NP zeer toxisch kan zijn voor in het water levende organismen, waaronder vissen, ongewervelden en planten: Amerikaanse dikkop-elrits P. promelas (96-uur LC50 van 0.128 mg/l; NOEC (no observed effect concentration) wat betreft de levensduur, van 0,0074 mg/l na 33 dagen), vlokreeft Hyalella azteca (96-uur LC50 van 0,0207 mg/l), watervlo Daphnia magna (NOEC wat betreft overleving van het nageslacht, van 0,024 mg/l na 21 dagen), alg Scenedesmus subspicatus (72-uur EC50 wat betreft de celgroei, van 0,323 mg/l; 72-uur EC10 wat betreft de hoeveelheid biomassa, van 0,0033 mg/l). Enkele in vitro en in vivo onderzoeken (laatstgenoemde met ratten) tonen aanwijzingen voor een hormoonverstorende werking van NP (European Chemicals Bureau, 2002). Ethoxylaten zijn in mindere mate toxisch, maar kunnen in het milieu afgebroken worden tot kleinere ethoxylaatketens en NP. NP is moeilijk afbreekbaar in het aquatisch milieu. Bovendien is de stof gematigd bioaccumulatief voor aquatische organismen (United States Environmental Protection Agency, 2010; RIVM, 2011b).


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

3.3.2.6. FTALATEN Gebruik, voorkomen en eigenschappen Ftalaten, een grote groep apolaire verbindingen, worden vaak gebruikt als weekmaker voor de productie van zacht of flexibel plastic, hoofdzakelijk PVC. Het zijn esters van ftaalzuur (1,2benzeendicarbonzuur) en verscheidene alcoholen. Ftalaten zijn niet alleen aanwezig in plastics maar ook in producten als verf, lijmen, cosmetica, schoonmaakmiddelen, inkten en pesticiden. Twee bekende en veel gebruikte ftalaten zijn bis(2-ethylhexyl)ftalaat (DEHP) en dibutylftalaat (DBP) (Kutz, 2011; RIVM, 2012a). DEHP en DBP worden in Nederland niet meer geproduceerd, andere ftalaten wel. De belangrijkste bronnen van ftalaten voor de Nederlandse oppervlaktewateren zijn de bouw, HDO (handel, diensten en overheid), industrie en RWZI's (RIVM, 2012a). Enkele toxicologische gegevens van ftalaten Er zijn betrekkelijk veel gegevens beschikbaar wat betreft de toxiciteit van ftalaten voor aquatische organismen. In een review van Staples et al. (1997) waarin bijna 400 testresultaten van onderzoeken met in totaal ruim 60 aquatische soorten en 18 ftalaten worden behandeld, komt naar voren dat vooral ftalaten met een lage moleculaire massa een duidelijke acute en chronische toxiciteit vertonen. Deze ftalaten zijn tevens beter oplosbaar in water. DBP met een moleculaire massa van 278,35 g/mol blijkt bijvoorbeeld meer toxisch (range: 0,1 -10 mg/l) dan DEHP met een moleculaire massa van 390,56 g/mol (meestal geen effecten bij geteste concentraties van vaak 100 mg/l of hoger). Uit de gegevens blijkt ook dat er geen duidelijk verschil bestaat tussen de toxiciteit in zoet en zout water. Zowel DEHP en DBP worden verdacht van een hormoonverstorende werking waarbij de vruchtbaarheid wordt geschaad. Ftalaten worden bovendien overal in het milieu aangetroffen, ook in moedermelk (RIVM, 2012a). Bij een Deens-Fins cohortonderzoek (Main et al., 2006) werd een correlatie gevonden tussen de aanwezigheid van verschillende ftalaat mono-esters (metabolieten) in moedermelk en afwijkende hormoonwaarden bij pasgeboren jongens. Mogelijk zijn ftalaten zoals DEHP ook teratogeen en carcinogeen (Kluwe et al., 1982; Abdul-Ghani, Yanai, Abdul-Ghani & Abdeen, 2012). Voor speelgoed en kinderverzorgingsartikelen bestaan er binnen de EU enkele restricties wat betreft het gebruik van ftalaten (2005/84/EG). 3.3.2.7. GEBROMEERDE VLAMVERTRAGERS Gebruik, voorkomen en eigenschappen Gebromeerde vlamvertragers (BFR's) vormen een grote en diverse groep van synthetische, organische, broomhoudende verbindingen, die belangrijk zijn voor de plasticindustrie. Sommige polymeren en/of additieven in plastics zijn (licht) ontvlambaar. In plastics voor producten zoals elektronica, kleding, meubilair en bouwmaterialen worden daarom vaak vlamvertragers gebruikt. BFR's zijn te vinden in plastics zoals PP, PS, PU, PC, ABS, epoxy, polyamide (nylon) en PVC. Enkele veelgebruikte soorten zijn pentabroomdifenylether en decabroomdifenylether (beide polygebromeerde difenylethers of PBDE's), hexabroomcyclododecaan (HBCD) en tetrabroombisfenol A (TBBPA). TBBPA wordt niet alleen gebruikt als additief maar ook als 'reactief', daar het chemisch kan reageren met de polymeermatrix van plastics. (Kutz, 2011; RIVM, 2012c). Zowel uit additief als reactief behandelde polymeren kan echter TBBPA vrijkomen (Birnbaum & Staskal, 2004). BFR's worden op veel plaatsen in het milieu aangetroffen: in de atmosfeer, in rioolslib, sedimenten en bodems en in verscheidene aquatische en terrestrische organismen, waaronder ook de mens (R.J. Law et al., 2008). Volgens het RIVM zijn emissies van BFR's naar de Nederlandse lucht, bodem en wateren mogelijk afkomstig van industriële bronnen en vuilverbranders, maar ook van consumentenproducten met BFR's die in de gebruiks- of afdankfase verkeren. Specifiek voor water zijn industrieën en RWZI's waarschijnlijk belangrijke puntbronnen. Er is echter nog onvoldoende bekend over exacte concentraties in het milieu (RIVM, 2012c). BFR's zoals PBDE's zijn slecht oplosbaar in water, maar blijken vrij gemakkelijk uit plastics van bijvoorbeeld elektronisch afval (e-waste) te logen via water met lagere pH (4-5) of met opgeloste organische stoffen zoals humuszuren (Kim, Osako & Kasai, 2006; Danon-Schaffer, Mahecha-Botero, Grace & Ikonomou, 2013). In een onderzoek van Rochman et al. (2014) werd een positieve correlatie gevonden tussen de PBDE-concentraties in weefsels van lantaarnvissen (Myctophidae) en de mate van plasticvervuiling in de omgeving waar de vissen waren gevangen (verschillende locaties in de Zuid-Atlantische Oceaan).


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Enkele toxicologische gegevens van BFR's Meerdere BFR's kunnen worden beschouwd als PBT's, hoewel de eigenschappen wel verschillen per type BFR. Bovendien zijn toxiciteitsgegevens vaak afkomstig van BFR-mengsels. Experimenten met verschillende diersoorten (vissen, knaagdieren, konijnen en apen) tonen evenwel aanwijzingen voor neurotoxische, hormoonverstorende en carcinogene eigenschappen (Birnbaum & Staskal, 2004; Darnerud, 2003). Wat betreft zoetwatersoorten zijn uit studies met zebravissen (Danio rerio) PBDE's en TBBPA hormoonverstorend of ten minste schadelijk voor de voortplanting gebleken (Kuiper et al., 2007; Han, Lei, Lam & Wu, 2011). PBDE's en HBCD worden vanwege de vermeende schadelijke eigenschappen steeds minder gebruikt. De toxiciteitsgegevens van veel alternatieve BFR's zijn echter dermate schaars dat onduidelijk is of deze stoffen wel veilig zijn (Stieger, Scheringer, Ng & Hungerbühler, 2014). Dit geldt overigens ook voor veel halogeenvrije vlamvertragers (HFFR's) (Waaijers et al., 2013). 3.3.2.8. DIBUTYLTIN Gebruik, voorkomen en eigenschappen Hoewel tin gerekend kan worden tot de zware metalen, is er in dit rapport gekozen voor een aparte beschrijving van de verbinding dibutyltin. De (overige) zware metalen worden hieronder beschreven (paragraaf 3.3.2.9). Dibutyltin (DBT) is een organotinverbinding dat als kation verschillende zouten kan vormen. Deze dibutylverbindingen worden gebruikt als stabilisator in PVC (meestal hard PVC) en als katalysator bij de productie van verschillende polymeren. Daarnaast komen de stoffen ook voor in producten zoals glascoating, printertoner en drukinkt (Kutz, 2011, Van Herwijnen, 2012). DBT kan via hydrolysereacties vanuit plastics in het milieu terechtkomen (Björn, 2007, as cited in Teuten et al., 2009). Daarnaast kan DBT ook ontstaan via degradatie van tributyltin (TBT) (Pougnet et al., 2014). Laatstgenoemde stof is vooral bekend als ingrediënt van aangroeiwerende verf voor scheepsboegen, en heeft via dit gebruik schadelijke effecten teweeg gebracht in aquatische ecosystemen (Sousa, Pastorinho, Takahashi & Tanabe, 2014). Enkele toxicologische gegevens van DBT DBT is toxisch voor verschillende aquatische organismen, waaronder algen, watervlooien, mosselen en vissen (Fang, Borggaard, Holm, Hansen & Cedergreen, 2011; Van Herwijnen, 2012). Er bestaat wat betreft de mate van toxiciteit geen significant verschil tussen het zoeten het zoutwatermilieu (Van Herwijnen, 2012). Hoewel DBT lange tijd werd beschouwd als minder toxisch voor aquatische organismen dan TBT, blijkt dat mitochondriën van diepwatermosselen (Mytilus galloprovincialis) in vitro minstens zo gevoelig zijn voor DBT als TBT (Nesci et al., 2011). DBT werkt mogelijk als hormoonverstoorder, zoals blijkt uit een onderzoek met zebravissen (D. rerio) (McGinnis, Erncarnacao & Crivello, 2012). Volgens in vitro studies met cellen van ratten, muizen en mensen zou DBT schadelijk kunnen zijn voor immuunsysteem en zenuwstelsel (Hurt, Hurd-Brown & Whalen, 2012; Ferreira, Blanco, Garrido, Vieites & Cabado, 2013; E. Liu et al., 2013; Chantong, Kratschmar, Lister & Odermatt, 2014). 3.3.2.9. ZWARE METALEN Gebruik, voorkomen en eigenschappen Zware metalen - de term wordt hier in brede zin gebruikt en omvat als zodanig de metalen met atoomnummer 23 tot en met 83 - zijn op drie manieren te relateren aan plastics: 1) Verschillende metaalverbindingen worden gebruikt als additieven in plastics. Loodstearaat is bijvoorbeeld een stabilisator in PVC-plastics (Nakashima, Isobe, Kako, Itai & Takahashi, 2012). Zinkstearaat wordt gebruikt als smeermiddel, antimoon(III)oxide fungeert als synergist voor gehalogeneerde vlamvertragers en als katalysator voor de productie van PET, nikkelchelaten worden gebruikt als UV-dempers, lood(II)chromaat, koperphtalocyanine en cadmiumsulfoselenide zijn voorbeelden van kleurstoffen voor plastics (Kutz, 2011). 2) Microplastics kunnen worden gebruikt als industrieel schuurmiddel voor het gritstralen van metaaloppervlakken (Abbott, 1996). Deze microplastics worden herhaaldelijk gebruikt en kunnen vervuild raken met zware metalen zoals cadmium, chroom en lood (Gregory, 1996).


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

3) Zware metalen, in opgeloste vorm, kunnen in het aquatische milieu binden aan plastics. Onderzoeken die dit uitwijzen zijn wel steeds gericht op het mariene milieu. De mate waarin metalen adsorberen aan plastics lijkt niet eenduidig afhankelijk te zijn van het soort plastic. Metalen die vanwege adsorptie zijn aangetroffen in verschillende soorten plastic afval (PET, PVC, LDPE, PP) zijn onder andere lood, koper, zink, cadmium, chroom en nikkel (Ashton, Holmes & Turner, 2010; Holmes, 2013; Rochman, Hentschel & Teh, 2014). Zoals eerder uitgelegd (paragraaf 3.3.1) spelen veranderingen van het oppervlak van plastics, veroorzaakt door degradatie of de vorming van biofilms, mogelijk een rol bij de mate van adsorptie van metalen (Fotopoulou & Karapanagioti, 2012). Zware metalen komen hoofdzakelijk in het Nederlandse milieu terecht via industrie, verkeer, landbouw, afvalverwerkingsbedrijven en de energiesector. De belangrijkste bronnen van zware metalen voor het Nederlandse oppervlaktewater zijn atmosferische depositie en RWZI's. Daarnaast kunnen emissies ook afkomstig zijn van historische verontreinigingen, zoals bijvoorbeeld aanwezig in (water)bodems van de grote rivieren (Mennen et al., 2010). Metalen zoals lood en antimoon kunnen via uitloging vanuit plastics in het milieu terechtkomen (Westerhoff, Prapaipong, Shock & Hillaireau, 2008; Nakashima et al., 2012). Metalen in het oppervlaktewater zijn óf gesuspendeerd (metallisch, gebonden aan sedimentdeeltjes of als slecht oplosbaar metaalzout), óf opgelost aanwezig (vrij ion, organisch of anorganisch metaalcomplex). De verdeling over de vormen, oftewel de speciatie, is onder andere afhankelijk van pH, waterhardheid, redoxpotentiaal en hoeveelheid opgeloste organische stof (DOM). (Schrap, Osté, Beek, Epema & Miermans, 2007). Enkele toxicologische gegevens van zware metalen Veel metalen, in het bijzonder in de vorm van vrij opgeloste ionen, zijn bij hogere concentraties toxisch voor aquatische organismen en de mens. Metaalionen kunnen een binding aangaan met eiwitten en andere moleculen in het lichaam, waardoor fysiologische processen worden verstoord en cellen, weefsels en organen worden beschadigd (Schrap et al., 2007; Mennen et al., 2010). Zware metalen kunnen in het bijzonder schadelijk zijn voor nieren, lever en het zenuwstelsel (Valko, Morris & Cronin, 2005). Onder andere de metalen antimoon, cadmium, chroom, lood, nikkel en vanadium worden beschouwd als (mogelijk) carcinogeen voor mensen (Beyersmann & Hartwig, 2008). Verschillende zware metalen (ijzer, koper, cadmium, chroom, kwik, nikkel, vanadium) zijn direct of indirect betrokken bij de vorming van ROS (reactive oxygen species) wat kan leiden tot oxidatieve stress en celschade (Stohs & Bagchi, 1995; Valko et al., 2005). Daarnaast kunnen zware metalen zoals lood, zink, cadmium en kwik gemakkelijk accumuleren in organismen (Schrap et al. 2007; Mennen et al, 2010). (Bio)accumulatie van metalen, vaak gezien als een goede indicator voor de mate van blootstelling, kan echter enorm variëren per metaal, soort organisme en de milieuomstandigheden (Luoma & Rainbow, 2005). Normen voor zware metalen in plastic verpakkingen Via de Europese richtlijn 94/62/EG is gebruik van de metalen cadmium, lood, kwik en zeswaardig chroom in plastic verpakkingen verboden boven bepaalde grenswaarden. Uit een rapport van de VROM-inspectie (2011) blijkt dat in 2010, 10% van de verpakkingsmaterialen in Nederland niet voldeed aan de normen voor zware metalen. Het ging hierbij wel uitsluitend om plastic verpakkingen (draagtassen, folies etc.) die in het buitenland waren geproduceerd. 3.3.2.10 ANDERE HYDROFOBE CONTAMINANTEN IN HET WATER Hydrofobe chemicaliën lossen slecht op in water en hebben de neiging in het milieu te binden aan sedimenten (Karickhoff, Brown & Scott, 1979) en zich te concentreren aan het wateroppervlak (Wurl & Obbard, 2004). Deze chemicaliën kunnen ook gemakkelijk geadsorbeerd (en geabsorbeerd) worden door eveneens hydrofobe plastics (Rochman, Hoh, Hentschel & Kaye, 2012; Lee et al., 2013; Mizukawa et al., 2013). Verschillende hydrofobe chemicaliën die worden aangetroffen in het oppervlaktewater behoren tot de persistente organische vervuilende stoffen (POP's), maar zijn niet, of in mindere mate betrokken bij de plasticproductie. Enkele voorbeelden zijn: polycyclische aromatische koolwaterstoffen (PAK's), polychloorbifenylen (PCB's), dioxines/furanen en pesticiden als DDT (Engler, 2012). Van plastic afval in mariene gebieden is bekend dat het relatief hoge concentraties van dergelijke contaminanten kan bevatten (Frias et al., 2010). Er zijn plasticpellets van PP in zee gevonden waarvan de PCB-concentratie een miljoen maal PWAE-adviesrapport TEAM-M130 PLASTICS (Langelaan Nuyttens Jansen) 20140814.doc Pagina 41 van 96

MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

hoger was dan van het omringende water (Mato et al., 2001). Ook in de Nederlandse landoppervlaktewateren komen verscheidene hydrofobe POP's voor (www.rivm.nl). De saliniteit van het water blijkt bovendien weinig invloed te hebben op de binding van plastics met hydrofobe contaminanten (Bakir et al., 2014b). 3.3.3.

Concentraties en emissies

3.3.3.1. CONCENTRATIES VAN CHEMICALIËN IN HET NEDERLANDSE OPPERVLAKTEWATER Om in te schatten wat de risico's zijn van aan plastics gerelateerde chemicaliën, kan het van belang zijn te achterhalen hoe de gemeten concentraties van deze stoffen in het zoetwatermilieu zich verhouden tot de bestaande veiligheidsnormen voor de milieukwaliteit. Voor het verkrijgen van een historisch overzicht van de concentraties van chemische stoffen in het Nederlandse oppervlaktewater kan gebruik worden gemaakt van de applicatie Waterbase, beschikbaar via http://live.waterbase.nl. Deze openbare informatie is afkomstig van de bij de Rijksoverheid in gebruik zijnde database DONAR (Data Opslag Natte Rijkswaterstaat). Metingen worden uitgevoerd binnen het MWTL-programma (Monitoring Waterstaatkundige Toestand des Lands), op verschillende locaties in de Nederlandse rijkswateren. Er wordt doorgaans twaalf keer per jaar gemeten, maar op sommige locaties ligt de meetfrequentie lager of hoger. Gegevens over concentraties van aan plastics gerelateerde chemicaliën zijn echter zeer beperkt aanwezig in de database. De concentraties van zware metalen worden consequent gemeten, terwijl andere stoffen sporadisch of in het geheel niet worden gemonitord. Recente gegevens over aan plastics gerelateerde chemicaliën in de zoete rijkswateren Tabel 1 toont de meest recente (en meest relevante) gegevens van aan plastics gerelateerde chemicaliën in de zoete rijkswateren. Tot de zoete rijkswateren behoren voornamelijk grotere wateren zoals rivieren, meren en kanalen. Ter verduidelijking of voor een juiste interpretatie van Tabel 1 kunnen de volgende gegevens van belang zijn: - Bij enkele meetlocaties kunnen brak- tot zoutwatercondities heersen (Beerkanaal, Buitenhaven, IJmuiden, Sas van Gent, Schaar van Ouden Doel, Steenbergen). - Steeds zijn de meest recente metingen van de database weergegeven (zie periode). - De concentratierange toont de laagst en hoogst gemeten waarde van alle meetlocaties samen. - Voor de jaargemiddelde concentraties zijn per locatie alle metingen van een meetperiode geaggregeerd tot een gemiddelde: de zogenaamde toetswaarde. Ook voor de jaargemiddelde concentraties geldt dat enkel de laagste en hoogste waarde worden getoond (range). De concentratierange en de jaargemiddelde concentratierange van een bepaalde stof zijn dus doorgaans niet afkomstig van dezelfde meetlocaties. Indien er rapportage- en/of detectielimieten bestonden (aangegeven met <), werden deze waarden gehalveerd. De maximum jaargemiddelden die hier uit zijn voortgekomen worden aangeduid met ca.. - Bisfenol A is ondanks de gedateerde gegevens toch opgenomen. - Fenantreen (een PAK) is gekozen als enige vertegenwoordiger van de andere hydrofobe contaminanten in het water. Deze stof is ook gebruikt als model-PAK bij experimenten gericht op het bindingsgedrag van plastics (Bakir, Rowland & Thompson, 2014a; Teuten et al., 2007). Er worden in Nederland echter meerdere relevante hydrofobe contaminanten gemonitord. - Er is met opzet een breed scala aan zware metalen geselecteerd, daar deze stoffen een bekend milieuprobleem vertegenwoordigen in Nederland en de adsorptie van metalen aan microplastics wellicht een aanvullend risico vormt voor het zoetwatermilieu en de mens. - De concentraties van de zware metalen zijn afkomstig van gefiltreerde monsters. Deze vertegenwoordigen het aandeel opgelost metaal. - De maximum meetwaarden van kwik en lood zijn opvallend, daar zij exact hetzelfde zijn en beide afkomstig zijn van het meetpunt Vitens Enschede.


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Tabel 1 Concentraties van chemicaliën in de zoete rijkswateren. Bron: http://live.waterbase.nl.

Stof

Periode

Aantal meetlocaties

Concentratie range (μg/l)

Jaargemiddelde concentratie range (μg/l)

Antimoon

2012

35

< 0,5 – 3,71

< 0,5 – ca. 1,41

Bisfenol A

2002-2003

10

< 0,1 – 8,7

< 0,1 – ca. 0,84

Dibutyltin (kation)

2012

35

< 0,01 – 0,05

< 0,01

Cadmium

2012

35

< 0,05 – 0,843

< 0,05 – 0,2552

Chroom

2012

35

< 0,5 – 3,46

< 0,5 – ca. 0,53

Fenantreen

2012

36

< 0,002 – 0,113

< 0,002 – 0,0203

Koper

2012

35

0,739 – 5,57

0,010 – 4,027

Kwik

2012

29

< 0,0003 – 0,00304

< 0,0003 – 0,001411

Lood

2012

29

< 0,0003 – 0,00304

< 0,0003 – 0,001371

Nikkel

2012

35

0,819 – 6,41

0,927 – 4,537

Styreen

2012

26

< 0,01 – 0,103

< 0,01

Vanadium

2012

35

0,319 – 5,45

0,425 – 3,670

Zink

2012

35

< 1 – 53,2

< 1 – 18,43

3.3.3.2 EMISSIES VAN CHEMICALIËN NAAR HET NEDERLANDSE OPPERVLAKTEWATER Voor chemicaliën waarvan geen gegevens over concentraties in het oppervlaktewater beschikbaar zijn, bestaan soms wel emissiegegevens. Databases met deze gegevens zijn te bereiken via www.emissieregistratie.nl. Totale belasting van het oppervlaktewater met aan plastics gerelateerde chemicaliën Tabel 2 toont de totale belasting van het Nederlandse oppervlaktewater, van enkele relevante aan plastics gerelateerde chemicaliën, in het jaar 2011. De emissies zijn afkomstig van zowel punt- als diffuse bronnen. De gegevens van puntbronnen (grote bedrijven, raffinaderijen, energieproducenten, RWZI's etc.) worden geïnventariseerd via milieujaarverslagen. De emissies van diffuse bronnen (kleine bedrijven, landbouw, wegverkeer etc.) worden berekend met behulp van statistische gegevens. Hiervoor verantwoordelijk zijn speciale taakgroepen met daarin emissiedeskundigen van diverse instituten. Plastics in het aquatische milieu worden door deze taakgroepen niet als bron (emissieoorzaak) meegerekend, omdat er voor dergelijke berekeningen te weinig gegevens beschikbaar zijn (Roex, E., persoonlijke communicatie, 13 juni 2014). Daarnaast worden emissies afkomstig van het buitenland niet meegerekend. In de gebruikte database is wel zichtbaar dat RWZI's veelal de belangrijkste puntbronnen vertegenwoordigen (82-98% van de belasting). Dit geldt voor bisfenol A, styreen en de ftalaten. Voor de PBDE's is circa een kwart van de belasting afkomstig van RWZI's.


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Tabel 2 Geregistreerde emissies van chemicaliën naar het Nederlandse oppervlaktewater (2011). Bron: http://www.emissieregistratie.nl/erpubliek/misc/documenten.aspx?ROOT=Algemeen (General)\Exports\Exports Belasting naar Water (Exports Load to Water)

Stof

Acrylonitril

Aantal geregistreerde emissies totaal

Belasting water totaal (kg)

Belasting water via RWZI's (kg)

1

0

-

Bisfenol A

8282

24,92

22,19

Bis(2-ethylhexyl)ftalaat (DEHP)

8302

709,27

602,14

Dibutylftalaat (DBP)

8281

696,73

679,20

Ftalaten (totaal)

8320

24292,09

23993,93

Gebromeerde difenylethers (PBDE)

10814

46,58

10,40

Nonylfenol/ethoxylaten (Np/Npe)*

15182

1376,25

177,42

3555

13,11

10,82

1

0

-

Styreen Vinylchloride

* Voor nonylfenol zijn alleen emissiegegevens inclusief de ethoxylaten beschikbaar

Emissies van plastic zwerfafval Hoewel plastics niet als emissieoorzaak worden meegerekend, kan wel een voorzichtige inschatting gemaakt worden van wat mogelijk het aandeel van (Nederlands) plastic zwerfafval is bij de totale emissies van chemicaliën naar het milieu. Gegevens uit een Zweeds rapport (Westerdahl et al., 2010) over emissies van additieven uit plastic materialen, welke zijn geïnventariseerd met behulp van een rekenmodel, kunnen worden gebruikt voor een extrapolatie naar de Nederlandse situatie. Op basis van berekeningen met enkele arbitraire aannames (zie Bijlage R) komen de volgende waarden voor het Nederlandse milieu naar voren: DBP: 1193,47 kg/jaar DEHP: 947,39 kg/jaar Pentabromodifenylether: 837,84 kg/jaar BPA: 452,33 kg/jaar Zinkstearaat: 349,83 kg/jaar Uit het Zweedse onderzoek blijkt dat plastic materialen gemiddeld 15% (massa) aan additieven bevatten, en dat per jaar ongeveer 2% van deze additieven wordt geëmitteerd. Dit zou kunnen betekenen dat via Nederlands plastic zwerfafval er circa 117 000 kg/jaar aan additieven vrijkomt in het milieu (zie Bijlage R). Deze waarden gelden voor emissies van plastic zwerfval naar het gehele Nederlandse milieu en zijn dus niet rechtstreeks te vergelijken met de emissies naar het oppervlaktewater. Van belang is echter ook dat plastic zwerfafval afkomstig uit het buitenland (bijvoorbeeld getransporteerd via rivieren) niet wordt meegerekend. Geconcludeerd kan worden dat emissies uit plastics in het (zoetwater)milieu mogelijk relevant zijn, tenminste wanneer men deze vergelijkt met andere emissieoorzaken.


MICROPLASTICS

3.3.4.

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Milieukwaliteitsnormen

Milieukwaliteitsnormen zijn bedoeld voor het beschermen van de algemene milieukwaliteit. De normen kunnen worden vergeleken met de concentraties van chemicaliën in de zoete rijkswateren. Er worden voor de regelgeving van het Nederlandse oppervlaktewater op dit moment vier milieukwaliteitsnormen gebruikt: MTR = maximaal toelaatbaar risiconiveau; de concentratie van een stof waar beneden geen negatief effect is te verwachten. SW = streefwaarde (ook wel: verwaarloosbaar risiconiveau); niveau waarbij wordt gesproken van een duurzame milieukwaliteit op lange termijn (er wordt hierbij rekening gehouden met een gelijktijdige blootstelling aan meerdere stoffen). JG-MKN = jaargemiddelde milieukwaliteitsnorm; KRW-norm (kaderrichtlijn water) voor langdurige blootstelling. MAC-MKN = maximaal aanvaardbare concentratie; KRW-norm voor kortdurende blootstelling. Deze normen hebben betrekking op de jaargemiddelde concentratie, behalve de MAC-MKN (www.rivm.nl). Tabel 3 toont de beschikbare normen voor de chemicaliën uit Tabel 1. In Tabel 4 wordt getoond bij hoeveel meetlocaties in de zoete rijkswateren de normen worden overschreden. Zichtbaar is dat fenantreen en verschillende zware metalen op meerdere locaties niet onder de norm zijn gebleven in 2011. Deze normoverschrijdingen kunnen op zichzelf mogelijk al nadelige effecten veroorzaken bij aquatische organismen. De kans op nadelige effecten is wellicht groter wanneer microplastics in de zoete rijkswateren als vector kunnen fungeren voor dezelfde chemicaliën.


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Tabel 3 Normen voor chemicaliën in het landoppervlaktewater. De normen van de metalen gelden voor de opgeloste fractie. MTR = maximaal toelaatbaar risiconiveau; SW = streefwaarde; JG-MKN = jaargemiddelde milieukwaliteitsnorm; MAC-MKN = maximaal aanvaardbare concentratie (milieukwaliteitsnorm). Bron: www.rivm.nl.

Stof

MTR (μg/l)

SW (μg/l)

JG-MKN (μg/l)

MAC-MKN (μg/l)

Antimoon

-

0,4a

-

-

Bisfenol A

64

-

-

-

Cadmium

-

-

0,08-0,25b

0,45-1,5b

Chroom

-

-

3,6c

-

0,09

-

-

-

Fenantreen

0,3

0,003

-

-

Koper

1,5d

0,5d

-

Kwik

-

-

0,05

Lood

-

-

7,2

-

Nikkel

-

-

20

-

570 (40)f

6 (0,4)f

-

-

4,3

0,9

-

Dibutyltin

Styreen Vanadium Zink

-

g

-

g

10,6

e

0,07

h

-

a) Inclusief de landelijke achtergrondconcentratie van 0,3 μg/l. Deze norm is oorspronkelijk afkomstig van de Helpdesk Water en is te bekijken via http://www.rivm.nl/rvs/dsresource? type=pdf&objectid=rivmp:190489&type=org&disposition=inline b) De cadmiumnormen zijn afhankelijk van de waterhardheidsklasse (klasse 1 t/m 5) c) De chroomnormen gelden voor de som van chroom III en chroom VI, inclusief de landelijke achtergrondconcentratie van 0,2 μg/l d) Inclusief de landelijke achtergrondconcentratie van 0,4 μg/l. De SW van koper is oorspronkelijk afkomstig van de Helpdesk Water en is te bekijken via http://www.rivm.nl/rvs/dsresource? type=pdf&objectid=rivmp:190489&type=org&disposition=inline De MTR is afkomstig van het RIVM-rapport: Secondary poisoning of cadmium, copper and mercury: implications for the Maximum Permissible Concentrations and Negligible Concentrations in water, sediment and soil (Smit, Van Wezel, Jager & Traas, 2000). e) Bij deze kwiknorm wordt geen rekening gehouden met doorvergiftiging f) De getallen tussen haakjes zijn advieswaarden afkomstig van het RIVM-rapport: Environmental risk limits for styrene (Van Herwijnen, 2009). g) Inclusief de landelijke achtergrondconcentratie van 0,8 μg/l h) Inclusief de landelijke achtergrondconcentratie van 2,8 μg/l


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Tabel 4 Aantal meetlocaties met overschrijding van de normen in 2011.

Stof

MTR

SW

JG-MKN

MAC-MKN

Antimoon

N/A

6

N/A

N/A

Bisfenol A

0

N/A

N/A

N/A

Cadmium*

N/A

N/A

1–4

0–2

Chroom

N/A

N/A

0

N/A

Dibutyltin

0

N/A

N/A

N/A

Fenantreen

0

32

N/A

N/A

Koper

29

35

N/A

N/A

Kwik

N/A

N/A

0

0

Lood

N/A

N/A

0

N/A

Nikkel

N/A

N/A

0

N/A

0 (0)

0 (0)

N/A

N/A

0

30

N/A

N/A

N/A

N/A

2

N/A

Styreen Vanadium Zink

* Voor cadmium worden het minimum en maximum (potentieel) aantal overschrijdingen getoond (voor respectievelijk waterhardheidsklasse 5 en 1) N/A = not applicable


MICROPLASTICS

3.3.5.

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Blootstelling van zoetwaterorganismen en de mens aan plastics en gerelateerde chemicaliën

3.3.5.1. MOGELIJKE BLOOTSTELLINGSROUTES IN HET ZOETWATERMILIEU Er kunnen voor het zoetwatermilieu twee hoofdroutes worden onderscheiden die de opname van aan plastics gerelateerde chemicaliën door organismen mogelijk maken: blootstelling via water en via opname van microplastics. Voor beide blootstellingsroutes geldt dat dispersie en accumulatie van chemicaliën kan plaatsvinden richting hogere trofische niveaus in de voedselketen. Blootstelling via water Aquatische organismen kunnen via het water worden blootgesteld aan chemicaliën, bijvoorbeeld via wortels, huid, kieuwen, of het maag-darmkanaal. Binding van chemicaliën met, of opname door lichaamsweefsels zou vervolgens kunnen leiden tot schadelijke effecten. Ook de mens zou via huid of maag-darmkanaal in contact kunnen komen met chemicaliën, bijvoorbeeld tijdens het zwemmen in oppervlaktewater of via leidingwater dat wordt geproduceerd uit vervuild oppervlaktewater. Omdat in Nederland het oppervlaktewater zorgvuldig wordt gezuiverd alvorens het als leidingwater wordt gedistribueerd, zal laatstgenoemde route in de praktijk waarschijnlijk een verwaarloosbare zijn. Blootstelling via opname van microplastics Aquatische organismen en mensen zouden in contact kunnen komen met chemicaliën door ingestie van microplastics. Microplastics kunnen op deze wijze namelijk worden opgenomen door vissen (Boerger et al., 2010; Lusher et al., 2013), aquatische wormen (Besseling, Wegner, Foekema, Van den Heuvel-Greve & Koelmans, 2013; Browne, Niven, Galloway, Rowland & Thompson, 2013), kreeften (Murray & Cowie, 2011), mosselen (Von Moos et al., 2012) en zoöplankton (Cole et al., 2013; Setälä, Fleming-Lehtinen & Lehtiniemi, 2014). Van zeer kleine microplastics (van de nm- tot de lage μmrange) is bekend dat deze opgenomen kunnen worden door het lymfe-, hart- en vaatstelsel en de placenta van mensen (Hussain, Jaitley & Florence, 2001; Wick et al., 2010) en door cellen en weefsels van zowel mensen als mosselen (Hopwood et al., 1995; Fröhlich et al., 2009; Von Moos et al., 2012). Gegevens over opname van microplastics door zoetwaterorganismen zijn nauwelijks beschikbaar, maar dit is vermoedelijk vooral een gevolg van een gebrek aan onderzoek gericht op plastic afval in zoetwatergebieden. Microplastics zijn bijvoorbeeld ook aangetroffen in het maag-darmkanaal van de zoetwatervis G. gobio (riviergrondel), gevangen in Franse rivieren (Sanchez et al., 2014). Het is zeker denkbaar dat andere zoetwaterorganismen zoals zoetwatermosselen, zoetwaterwormen en watervlooien (analoog aan mariene soorten) ook microplastics kunnen opnemen. Na opname van microplastics kunnen schadelijke hoeveelheden additieven, monomeren en geadsorbeerde stoffen vrijkomen, zoals experimenteel is vastgesteld (Browne et al., 2013; Rochman, Hoh, Kurobe & Teh, 2013). Mogelijk versnellen de specifieke chemische en fysische condities in het maag-darmkanaal dit proces. Metalen desorberen bijvoorbeeld gemakkelijk in het milieu van de spiermaag van vogels (pH van 2,8 en T van 40°C) (Holmes, 2013). De desorptie van POP's in zeewater versnelt bij de aanwezigheid van het galzout natriumtaurocholaat. Indien ook de pH wordt verlaagd tot 4 en de temperatuur verhoogd tot 38°C, dan gaat het proces nog sneller (Bakir et al., 2014a). 3.3.5.2. ONZEKERHEDEN WERKELIJKE BLOOTSTELLING De belasting via opname microplastics Voor het bepalen van de belasting via microplastics in het zoetwatermilieu zal bekend moeten zijn wat de gehalten van chemicaliën in deze deeltjes zijn, in welke hoeveelheden de chemicaliën vrijkomen binnen het organisme en hoeveel deeltjes er worden opgenomen. Dit zal per stof en per organisme verschillen, maar voldoende gegevens hierover ontbreken nog. Filtervoeders waaronder mosselen en watervlooien zullen mogelijk wel gemakkelijker microplastics opnemen dan veel andere soorten. Enkele onderzoeken laten met modelberekeningen zien dat microplastics via ingestie (directe blootstelling) waarschijnlijk een betrekkelijk klein aandeel hebben in de biobeschikbaarheid van chemicaliën (Holmes, 2013; Koelmans, Besseling & Foekema, 2014; Koelmans, Besseling Wegner & PWAE-adviesrapport TEAM-M130 PLASTICS (Langelaan Nuyttens Jansen) 20140814.doc Pagina 48 van 96

MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Foekema, 2013). Recenter onderzoek wijst echter uit dat nanoplastics mogelijk 100 tot 1000 keer sterker chemicaliën binden dan (grotere) microplastics (Zeegers, 2014). In dat geval zou de kans op een schadelijke belasting met chemicaliën via opname van microplastics aanzienlijk groter kunnen zijn. Daarnaast moet rekening worden gehouden met potentiële, additieve en synergetische effecten bij blootstelling aan combinaties van chemicaliën. Bovendien zou ook doorvergiftiging via biomagnificatie voor een relevante belasting kunnen zorgen. Vissen als de blankvoorn (Rutilus rutilus) en Europese aal (Anguilla anguilla) kunnen zich bijvoorbeeld voeden met watervlooien (gedurende het jeugdstadium) en zoetwatermosselen. De blankvoorn is een veelvoorkomende en belangrijke schakel in Nederlandse zoetwatersystemen en is een voedselbron voor roofvissen zoals baars (Perca fluviatilis), snoek (Esox lucius) en snoekbaars (Stizostedion lucioperca). Deze vissen zijn samen met de aal van belang voor de binnenvisserij (http://www.combinatievanberoepsvissers.nl/), zodat ook de mens belast zou kunnen worden met chemicaliën. Bijdrage van plastics aan contaminatie van water met chemicaliën Het is op basis van de beschikbare gegevens bijzonder lastig te bepalen in welke mate plastics bijdragen aan de belasting van het Nederlandse zoetwatermilieu met chemicaliën, omdat alle behandelde chemicaliën niet enkel zijn te relateren aan plastics, maar ook aan tal van andere producten en processen. Bovendien zijn de beschikbare emissiegegevens moeilijk te vertalen naar concentraties in het water. De ruwe schatting van emissies uit plastic afval (3.3.3.2) geeft wel weer dat plastic afval mogelijk een bron van additieven voor het (aquatische) milieu vertegenwoordigd. De emissies van PBDE's en BPA uit plastic zwerfafval naar het Nederlandse oppervlaktewater zouden vergelijkbare waarden kunnen hebben als de officieel geregistreerde totale emissies uit Tabel 2. Of deze emissies vervolgens ook kunnen leiden tot schadelijke concentraties in het water is onduidelijk. Wanneer wordt gekeken naar de totale belasting in Tabel 2, dan zijn ftalaten wellicht het meest problematisch voor het Nederlandse oppervlaktewater. Aanvullende emissies via plastics zijn hierbij zeker onwenselijk. Combinatie van blootstellingsroutes Microplastics in het zoetwatermilieu bieden mogelijk een relevante blootstellingsroute voor verschillende toxische chemicaliën. Sommige van deze stoffen (zware metalen, PAK's) komen in Nederland voor met concentraties boven de milieukwaliteitsnormen (zie Tabel 4), zodat blootstelling via het water, mogelijk in combinatie met blootstelling via microplastics, voor schadelijke effecten zou kunnen zorgen bij organismen.


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

4.Discussie: microplastics in het zoetwatermilieu In dit hoofdstuk worden enkele kanttekeningen gezet bij de onderzoeksresultaten. Bronnen van plastics in het zoetwatermilieu Bij de Europese statistieken over de vraag naar en de marktaandelen van plastics valt op dat deze de PET-, PA- en polyacrylvezels uitsluiten. In de plasticstromen in de levenscyclus van plastic ontbreken statistieken over pre-consumentenafval. Het is niet bekend hoeveel plasticpellets en -poeders behoren tot dit pre-consumentenafval, of wat het aandeel productieafval (bijvoorbeeld snijresten of afgekeurde artikelen) is. Al deze kanttekeningen kunnen een vertekening of onderschatting geven bij het in kaart brengen van de precieze soorten en hoeveelheden plastic die in het zoetwatermilieu terecht (kunnen) komen. De vergelijkbaarheid van onderzoeken naar de bronnen van (micro)plastics wordt bemoeilijkt door de verschillen in inventarisatie- en monstermethodes. Voorbeelden hiervan zijn verschillende categorieën met betrekking tot artikelsoorten en verschillende maaswijdtes bij filters of monsternetten. Ook zijn in de onderzoeken variaties door meetlocaties, wind, regen- of sneeuwval, temperatuur, getij, seizoen, menselijke invloeden en dergelijke niet uit te sluiten. Vaak zijn de metingen incidenteel en/of alleen uit hoofde van een bepaald onderzoek, waarbij aanleiding en doel de meetmethode en dus ook het resultaat kunnen beïnvloeden. Omdat er nog geen beleid is dat voorziet in plasticvervuiling in het zoetwatermilieu, zijn er voor plastics nog geen milieunormen opgesteld. Ook een compleet monitoringssysteem met toestand- en trendmonitoring ontbreekt nog in het beleid voor de zoete wateren. Hoe belangrijk of relevant een bepaalde bron van (micro)plastic is, is vaak gebaseerd op expertenopinies en wordt doorgaans niet onderbouwd met hard cijfermateriaal. Hierdoor is het niet met zekerheid te zeggen dat deze experten het bij het rechte eind hebben. Conclusies over de herkomst van gevonden plastics zijn lastig te trekken. Het gevonden plastic afval, zeker bij de microplastics, is namelijk niet herkenbaar genoeg om het oorspronkelijke artikel te identificeren. Verder kent de samenstelling van de plastics, ook binnen dezelfde polymeergroep, een brede variatie in soorten en relatieve hoeveelheden ingrediënten. Het herleiden via identificatie van het gebruikte polymeer van welk artikel het plastic afkomstig is, zal derhalve niet eenvoudig zijn. Belangrijkste invloedsfactoren voor degradatie in zoetwater Bij afbraak van bioplastics in zoetwatermilieu is voornamelijk biodegradatie door micro-organismen van belang. Het biotisch potentieel van de omgeving is hierbij de overwegende factor. Maar ook de abiotische factoren en de materiaaleigenschappen van bioplastics blijven een rol spelen in de snelheid van degradatie van bioplastics. Materiaaleigenschappen zoals hydrofiliciteit van plastic zijn eveneens voor synthetische plastics een bepalende factor in de vorming van biofouling. Biofouling zou echter minder optreden in het zoetwatermilieu aangezien aanhechtende organismen minder abundant voorkomen in vergelijking met het mariene milieu. Licht en mechanische erosie, zouden de belangrijkste abiotische invloedsfactoren zijn bij afbraak in zoetwater. Hier blijkt dat mechanische erosie zelfs sterker optreedt en er kan gesteld worden dat erosie sterker zal optreden in rivieren dan in meren door de fysische werking van de waterstroming. Verder kan gesteld worden dat blootstelling aan licht in het mariene milieu en zoetwatermilieu vergelijkbaar is, doordat globaal de blootstelling aan invallende lichtstraling dezelfde is. Hoewel volgens Andrady (2011) licht door het omringende water wordt geabsorbeerd en hierdoor fotodegradatie aanzienlijk minder sterk zou zijn, was na vier maanden toch een significante degradatie van plastic door licht in een riviermilieu merkbaar (Williams & Simmons, 1996).


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

De ozonconcentratie kan sterker toenemen op het land door uitstoot van uitlaatgassen, daarom zou de invloed van ozon bij degradatie in zoetwater sterker kunnen zijn dan in het mariene milieu. Andere corrosieve stoffen zouden minder invloed hebben aangezien de concentratie laag wordt geacht in water behalve in nabijheid van een puntbron. De blootstelling zou ook van kortere aard zijn dan de continue blootstelling aan ozon. Hydrolyse vormt een belangrijk proces bij de initiatie van afbraakprocessen van hydrofiele plastics. De temperatuur zou weinig effect hebben op de afbraak aangezien water infraroodstraling sterk absorbeert. Afbraak van plastics in zoetwatermilieu In het zoetwatermilieu zijn enkel data bekend in verband met degradatie in afvalwater en microkosmossen. Biodegradatie in afvalwater van PHA en een mengvorm van PMMA met zetmeel en PS met zetmeel was significant. Bij PP, LDPE en HDPE was daarentegen geen degradatie merkbaar in afvalwater. Hierbij moet opgemerkt worden dat degradatie in afvalwater in een geëutrofieerd milieu met een hoog biotisch potentieel plaatsvindt. Bijgevolg zullen resultaten voor degradatie in afvalwater wellicht een snellere degradatie weergeven dan in reële omstandigheden. Fragmentatie van LDPE werd door Andrady et al. (1993) waargenomen vanaf 2-15 weken bij blootstelling in het mariene milieu. Fragmentatie wordt enkel beïnvloed door elongatie van de binding ten gevolge van absorptie van warmte. Bijgevolg kan gesteld worden dat plastic in zoetwatermilieu en in het mariene milieu vergelijkbare fragmentatiesnelheden vertonen. Daar tegenover staat dat een aanzienlijk warmteverlies optreedt naar het omringende water. Dus wellicht zijn de geregistreerde fragmentatiesnelheden die optreden in een ander milieu geen goede referentie aangezien warmteabsorptie hier de bepalende invloedsfactor is. Volledige mineralisatie is afhankelijk van de aanwezige micro-organismen in het milieu, aangezien micro-organismen de organische C omzetten naar anorganische C en hierdoor plastic op een natuurlijke wijze uit het zoetwatermilieu remediëren. In zoetwater zou biofouling minder snel optreden omdat vasthechtende organismen, zoals mosselen, in vergelijking met het mariene milieu minder abundant aanwezig zijn. Hier kan ook gesteld worden dat de totale afbraak zich in dezelfde grootteorde bevindt zoals werd vastgesteld in het mariene milieu (1,5%-2,5% C-omzetting voor LDPE in een periode van zes maanden). Toch is hier het mineralisatieproces de bepalende factor, gezien het een zeer traag proces betreft in vergelijking met fragmentatie. Daarnaast is mineralisatie sterk afhankelijk van het biotisch potentieel van de omgeving. Op het land zou de totale afbraak van plastics duizenden jaren duren. Omdat afbraak in het mariene milieu aanzienlijk langer duurt (Bijlage M) kan gesteld worden dat plastics in zee en bijgevolg ook in zoetwater langer persisteren dan op het land. Dit zou een accumulatie van plastics tot gevolg hebben, indien deze plastics niet geremedieerd worden. Macroplastics kunnen gemakkelijker geruimd worden dan micro- en nanoplastics, die accumuleren in sedimenten en organismen. Impact van degradatieproducten op mens en milieu Weinig is echter al vastgesteld over de effecten van degradatieproducten in zoetwatermilieu op mens en zoetwaterorganismen. Enkel in de Franse rivieren werden de microplasticconcentraties in een zoetwatervissoort G. gobio onderzocht. Er werd echter wel vastgesteld dat mosselen in een marien milieu microplastics kunnen accumuleren en dat mensen via consumptie van mariene en zoetwaterorganismen mogelijk zouden kunnen worden blootgesteld aan microplastics (Van Cauwenberghe, 2012).


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

5.Conclusies Voor dit onderzoek werd de volgende hoofdvraag geformuleerd: Wat is de herkomst en samenstelling van (micro)plastics in het Nederlandse zoetwatermilieu, wat kan er op basis hiervan gezegd worden over de degradatie van plastics in het milieu in het algemeen en in het zoetwatermilieu in het bijzonder en wat zijn de mogelijke effecten van chemicaliën gerelateerd aan de (micro)plastics voor het Nederlandse zoetwatermilieu en de mens? De conclusies worden gegeven aan de hand van de onderliggende deelvragen: I.

Wat zijn de belangrijkste bronnen van (micro)plastics in het zoete water? 1.

Wat is plastic en waar wordt het van gemaakt?

-

Plastics zijn door de mens vervaardigde polymeren, gecombineerd met additieven.

-

De meest gebruikte polymeren in plastics zijn gesynthetiseerd uit bestanddelen van aardolie. Daarnaast kunnen plastics gesynthetiseerd worden uit natuurlijke grondstoffen. Ook bestaan er plastics, welke biodegradeerbaar zijn. De laatste twee vormen samen de groep ‘bioplastics’.

-

Bij de kunstmatige synthese van polymeren voor plastics blijven er in het eindproduct monomeren en residuen van in het productieproces gebruikte katalysatoren achter.

-

Plastics bevatten additieven zoals weekmakers, vlamvertragers en stabilisatoren. Het scala aan additieven is groot en wordt nog steeds uitgebreid.

-

De ingrediënten en het productieproces bepalen de uiteindelijke eigenschappen van de plastics.

2.

Welke soorten plastic zijn er en waar wordt plastic voor gebruikt?

-

Ongeveer 80% van de vraag naar plastics in Europa wordt ingevuld door een beperkt aantal soorten: PE, PP, PVC, PS, PET en PU. De restgroep bevat diverse andere soorten, bijvoorbeeld PA.

-

Door zijn eigenschappen kent plastic een breed spectrum aan gebruiksmogelijkheden. Een belangrijke gebruiksgroep betreft verpakkingsmateriaal, welke bijna 40% van de totale vraag naar plastic in Europa bepaalt.

3.

Hoeveel plastic wordt er gebruikt en/of geproduceerd en hoeveel plastic wordt er afgedankt?

-

In Europa was de vraag naar plastics in 2012 57 miljoen ton groot. De hoeveelheid plastic afval van post-consumentengebruik bedroeg 25,2 miljoen ton. Hiervan werd 6,6 miljoen ton (26,3%) gerecycled, 8,9 miljoen ton (35,6%) gebruikt voor energieopwekking en 9,6 miljoen ton (38,1%) gestort.

-

Het aandeel recycling hangt af van economische en praktische motieven van de plasticproducenten. Recycling levert niet altijd voldoende financieel gewin op en daarbij zijn niet alle soorten plastics even geschikt om te recyclen.

4.

Welke indelingen van plastic afval zijn er?



Een veel gebruikte indeling is naar type polymeer. Deze indeling staat ten dienste van de herkenbaarheid van het plastic afval ten behoeve van afvalscheiding voor de recycling. Dit systeem heet het ‘Resin Identificatie Code’ systeem. De resincodes staan voor zes groepen veel gebruikte type polymeren plus een zevende restgroep.


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

-

Plastic kan ook worden ingedeeld naar artikelsoort. Een veel gebruikte en internationaal overeengekomen indeling is de OSPAR indeling. Deze indeling ligt vast in een lijst welke gebruikt wordt bij inventarisaties van plastic afval.

-

Plastic wordt ook ingedeeld naar grootte, omdat aan kleine plastic deeltjes andere milieueffecten worden toegeschreven dan aan grote plastic deeltjes. De kleinste groep wordt over het algemeen aangeduid met de term ‘microplastic’. Deze groep is onder te verdelen in primaire en secundaire microplastics. Primaire microplastics zijn met een speciaal doel in die grootte geproduceerd, secundaire microplastics ontstaan door degradatie en fragmentatie van grotere plastics. Deze grotere plastics worden over het algemeen aangeduid met de term ‘macroplastic’.

-

Niet alle onderzoekers hanteren dezelfde grootte-indeling. In 2009 is er een standaard indeling afgesproken door een groep internationale wetenschappers. Deze verdeelden de plastics in microplastics en macroplastics, waarbij de grens werd gesteld op 5 mm. Er zijn echter onderzoeken van na die tijd die toch andere grenzen aanhouden.

-

Een laatste indeling is die in pre- en post-consumentengebruik. Pre houdt in dat het plastic vrijkomt tijdens de productie- of conversieprocessen, post houdt in dat het plastic vrijkomt nadat een product is geconsumeerd of gebruikt.

5.

Welke plastics komen er in het milieu terecht en via welke route?

-

In De Kaderrichtlijn Water zijn belastingen van het Nederlandse oppervlaktewater in categorieën verdeeld, waarvan er drie van belang zijn met betrekking tot de plastics. o o o

Puntbronnen: industrieën en rioolwaterzuiveringsinstallaties (RWZI’s) Diffuse bronnen Andere belastingen en menselijke activiteiten.

-

Onderzoeken naar puntbronnen wijzen uit dat via de RWZI’s primaire en secundaire microplastics het milieu (kunnen) betreden. Dit betreft de zogenaamde ‘microbeads’ uit industriële en huishoudelijke producten (incl. cosmetica), plastic zandstraalmedia, -pellets en -poeders die als grondstof voor de thermostatische industrie dienen, medische microplastics, textielvezels en deeltjes afkomstig van sanitaire artikelen. Over industriële bronnen zijn er nauwelijks gegevens beschikbaar, maar die lijken toch een rol te spelen.

-

Onderzoeken naar/inventarisaties van diffuse bronnen geven een groot scala aan (mogelijke) bronnen, waarbij het inzamelen, transporteren en storten van afval als één van de belangrijkste wordt gezien. Ook bioplastics zijn ondanks hun naam ook een mogelijke bron.

-

Andere belastingen en menselijke activiteiten zijn belasting uit het buitenland (de stroomgebieden zijn immers grensoverschrijdend); nalevering uit de waterbodem; onderlinge belasting van oppervlaktewaterlichamen (doorbelasting).

-

Er zijn bij de belasting door plastic een aantal maatschappelijke en beleidsmatige aspecten van belang, zoals de intensiteit van de menselijke activiteiten, de omgang met afval welke door economische motieven, normen en waarden en regulering wordt bepaald.

6.

Hoe gedragen plastics zich in de zoete wateren en van welke factoren is dat gedrag afhankelijk?

-

Het gewicht, de grootte en de vorm van het plastic bepaalt of het plastic op het water drijft, in het water zweeft of afzinkt naar de bodem.


MICROPLASTICS

-

II.

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Horizontale en verticale stroming, turbulentie, waterstanden (getij), wind, meandering en obstakels zijn bepalend voor het gedrag van de plastics die zich in of op het water bevinden en beïnvloeden de verspreiding van plastic in en om de zoete wateren. Wat is er bekend over degradatie van plastics in het zoetwatermilieu?

1.

Welke factoren zijn van invloed op de degradatie van plastics?

-

Invloedsfactoren die optreden bij degradatie van plastics kunnen van biotische of abiotische aard zijn, daarnaast spelen materiaaleigenschappen ook een rol.

-

Een belangrijke biotische factor is de microbiële degradatie waarbij de plastic eerst wordt gedepolymeriseerd en vervolgens wordt gemineraliseerd. Plastic wordt door micro-organismen ook deels omgezet tot biomassa.

-

Kenmerkend bij microbiële degradatie is dat een biofilm op het plasticoppervlak wordt gevormd. Hierop kunnen vervolgens grotere organismen zoals algen en invertebraten zich vasthechten; dit proces wordt biofouling genoemd.

-

Abiotische factoren met betrekking tot plasticdegradatie betreffen licht, mechanische invloeden, water, temperatuur en chemische agentia.

-

Plastics kunnen UV-stabilisatoren of lichtgevoelige componenten bezitten wat de degradatie van plastic onder invloed van licht kan beïnvloeden.

-

Mechanische erosie hangt af van de aanwezigheid van deeltjes met een schurende werking, beweging door de waterkolom en extreme temperatuurschommelingen (vriezen en dooien).

-

Hydrolyse zou degradatie initiëren, maar degradatie door water zou enkel van belang zijn bij hydrofiele polymeren.

-

Corrosieve stoffen kunnen ozon, zuren of polluenten inhouden en zijn afhankelijk van de aanwezige concentraties in de omgeving.

-

De materiaaleigenschappen van de plastic zoals de oppervlakte-energie zijn bepalend voor de biofilmvorming.

-

Bioafbreekbaarheid, bindingssterkte tussen de bindingen in het polymeer en aanwezige additieven zoals weekmakers, vulstoffen en metalen zijn bepalend voor de snelheid van degradatie en milieutoxiciteit.

2.

Welke verschillen in degradatie bestaan er tussen polymeren van natuurlijke oorsprong, synthetische polymeren en bioplastics, en tussen de verschillende polymeertypen?

-

Het degradatieproces van plastics is sterk afhankelijk van de invloedsfactor. Daarnaast kan éénzelfde invloedsfactor een verschillend degradatieproces voor specifieke plastics weergeven. Zelfs tussen verschillende soorten polyolefinen zijn er rudimentaire verschillen in degradatie.

-

De doorslaggevende invloedsfactor bij degradatie van bioplastics is biodegradatie, hoewel in dit onderzoek voor mengvormen van polyolefinen en zetmeel geen significante afbraak kon worden aangetroffen.

-

C. acidovorans kan daarentegen PU afbreken met behulp van het esterase-enzym. De bacterie zou PU als enige C- en N-bron gebruiken. PE is een van de meest resistente plastics tegen biologische degradatie, zelfs biodegradeerbare polyolefinen vertoonden geen significante


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

biodegradatie. Biodegradeerbare PMMA en PHA vertoonden daarentegen wel significante biodegradatie. -

De doorslaggevende invloedsfactor bij degradatie van synthetische en natuurlijke plastics zou fotodegradatie inhouden, maar auto-oxidatie van polymeren onder invloed van licht zou enkel doorgaan bij natuurlijke rubbers zoals latex.

3.

Welke effecten sorteren de afbraakproducten op mens en milieu?

-

Bij fragmentatie van plastics neemt het milieurisico toe aangezien de biobeschikbaarheid van plastics toeneemt. Plastic deeltjes kunnen mogelijk door organismen geconsumeerd worden en organismen kunnen ook door lek van additieven blootgesteld worden aan schadelijke effecten van chemicaliën. Mogelijke gevolgen bij blootstelling aan plastic zijn verstrengeling, verstikking, blokkering van de slokdarm en spijsverteringsstel, perforaties van de darm en verhongering.

-

Bioplastics hebben daarentegen een verminderd toxisch effect als voordeel.

-

De milieueffecten van (micro)plastics houden mogelijke accumulatie van (micro)plastics in het sediment in. Indien plastic deeltjes in het sediment accumuleren kunnen microplastics opgenomen worden door benthische organismen.

-

Bij mineralisatie komen gassen zoals CO2 en SO2 vrij en dit heeft gevolgen voor de klimaatverandering. Aangezien synthetische plastics op basis van fossiele brandstoffen worden gemaakt, wordt een aandeel C weer vrijgesteld naar de atmosfeer als CO 2 na microbiële degradatie van plastic.

-

Bioplastics zouden niet volledig CO2-neutraal zijn.

-

Microplastics aggregeren met mariene sneeuw en hierdoor wordt de afzinking, en bijgevolg Copslag op de zeebodem, verhinderd.

4.

Welke van bovenstaande invloedsfactoren, degradatieverschillen en effecten van degradatieproducten op mens en milieu zijn specifiek voor het zoetwatermilieu?

-

In water treedt eerst onder invloed van licht fragmentatie aan het plasticoppervlak plaats. Uit de ontstane microfacturen op het plasticoppervlak kunnen microplastics ontstaan en deze microplastics komen in het zoetwatermilieu terecht. Hoewel warmte bij het fragmentatieproces de bepalende factor is en warmte deels door de omgeving wordt geabsorbeerd, voltooit dit proces zich aanzienlijk sneller dan microbiële mineralisatie. Hierdoor zullen microplastics accumuleren in het zoetwatermilieu.

-

De totale tijdspanne voor afbraak van plastic in water zou langer zijn dan op het land. Dit komt omdat de benodigde warmte bij het afbraakproces geabsorbeerd wordt door de omgeving en het biotisch potentieel voor de omgeving lager ligt in het zoetwatermilieu dan in het mariene milieu. Hierdoor zullen plastics sterker persisteren in waterige milieus doordat afbraak in het water en bijgevolg ook het zoetwatermilieu trager verloopt dan op het land.

-

In zoetwatermilieu zou biofouling minder snel optreden in vergelijking met het marien milieu door de verminderde aanwezigheid van vasthechtende organismen zoals mosselen.

-

Mechanische verwering zou zelfs meer voorkomen in het zoetwatermilieu en erosie zal vermoedelijk sterker optreden in rivieren dan meren door de fysische werking van de waterstroming.

-

Degradatie door chemische agentia zou afhankelijk zijn van de blootstelling en de verblijftijd.


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

-

Biodegradatie in afvalwater van PHA, een mengvorm van PMMA met zetmeel en PS met zetmeel was significant. Bij mengvormen van zetmeel met PP, LDPE en HDPE was daarentegen geen degradatie merkbaar in afvalwater.

-

In Franse rivieren zouden 12% van de zoetwatervissen (G. gobio) microplastics bevatten wat nog steeds iets lager ligt dan wat geregistreerd werd voor verschillende mariene vissoorten in het Noordzeekanaal.

III.

Wat zijn de eventuele effecten van chemicaliën die vrijkomen uit plastics op mens en milieu?

1.

Wat zijn bekende (mogelijke) effecten van deze chemicaliën bij organismen?

-

Plastics kunnen verschillende toxische chemicaliën bevatten. BPA, NP, ftalaten, BFR's, DBT en zware metalen zijn in relatie met plastics mogelijk schadelijk voor aquatische organismen en de mens. Naast andere toxische effecten bestaan voor al deze stoffen aanwijzingen voor een hormoonverstorende en/of carcinogene werking.

-

Voor veel vlamvertragers (BFR's én HFFR's) zijn nog onvoldoende toxiciteitsgegevens beschikbaar om een betrouwbare inschatting van de risico's op te baseren.

-

De risico's van BPA worden (opnieuw) beoordeeld, wat zou kunnen leiden tot nieuwe normen in Europa. De huidige Europese NOAEL van BPA is wellicht niet correct.

-

De degradatie van PS-plastic kan mogelijk leiden tot schadelijke concentraties van styreen en zijn di- en trimeren. De risico's van de vluchtige stoffen acrylonitril en VC zijn voor het aquatische milieu vermoedelijk minder groot.

-

Géén van de behandelde chemicaliën zijn exclusief te relateren aan plastics. Dit maakt het bijzonder lastig om te bepalen in welke mate plastics bijdragen aan de belasting van het Nederlandse zoetwatermilieu met deze chemicaliën.

-

PVC-plastics bevatten naar verhouding veel schadelijke additieven. Met name de polyolefinen binden in het aquatische milieu gemakkelijk hydrofobe PBT's zoals PAK's, PCB's en NP. De saliniteit van het water lijkt hierop weinig invloed te hebben. Zware metalen kunnen in het mariene milieu eveneens binden aan plastics, mogelijk onder invloed van de degradatie van plastics en de vorming van biofilms. Onduidelijk is of de binding van metalen aan plastics ook in zoetwater plaatsvindt.

2.

Wat zijn, of wat is er bekend over de concentraties van deze chemicaliën in het Nederlandse zoetwatermilieu?

-

Voor meerdere van de onderzochte chemicaliën zijn via Waterbase geen (recente) gegevens over concentraties in het Nederlandse zoetwatermilieu beschikbaar. Dit geldt voor: BPA, VC, acrylonitril, NP, ftalaten en de BFR's.



Bij de emissieregistratie worden plastics in het (zoetwater)milieu niet meegenomen als emissieoorzaak. RWZI's lijken evenwel een belangrijke emissieoorzaak te zijn van ftalaten. Plastic zwerfafval in het milieu kan mogelijk relevante emissies van additieven veroorzaken.

3.

Wat zijn de huidige Nederlandse veiligheidsnormen van deze chemicaliën voor het zoetwatermilieu?

-

De Nederlandse milieukwaliteitsnormen voor het landoppervlaktewater geven een gefragmenteerd beeld weer. Voor BPA en DBT bestaan alleen MTR's en geen SW of JG-MKN. De


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

officiële normen voor styreen (MTR en SW) zijn veel minder streng dan de advieswaarden van het RIVM. Voor opgelost koper worden nog geen officiële normen gehanteerd. -

Potentieel gevaarlijke stoffen zoals fenantreen en zware metalen als antimoon, koper en vanadium (opgelost metaal) overschrijden de milieukwaliteitsnormen in het Nederlandse zoetwatermilieu.

4.

Wat zijn de mogelijke blootstellingsroutes van deze chemicaliën voor zoetwaterorganismen en de mens?

-

Verschillende mariene organismen blijken microplastics op te kunnen nemen: vissen, wormen, mosselen, kreeften, zoöplankton. Aangetoond is dat in Franse rivieren microplastics worden opgenomen door vissen. Het is aannemelijk dat andere zoetwaterorganismen ook microplastics zullen opnemen.

-

Mensen kunnen mogelijk worden blootgesteld aan microplastics en gerelateerde chemicaliën via producten van de binnenvisserij.

5.

Worden de normen overschreden voor het zoetwatermilieu, de zoetwaterorganismen en de mens, of bestaat er een goede kans dat dit (in de toekomst) zal gebeuren?

-

De biobeschikbaarheid van aan plastics gerelateerde chemicaliën, veroorzaakt door de directe blootstelling aan microplastics via ingestie, is mogelijk relatief laag. Doordat nanoplastics beter chemicaliën lijken te binden dan (grotere) microplastics, kan de blootstelling aan nanoplastics wellicht toch leiden tot een schadelijke belasting.

-

Combinaties van blootstellingsroutes (bijvoorbeeld opname van chemicaliën via water én microplastics) een stijgende hoeveelheid plastic afval in het milieu, (bio)accumulatie en additieve en synergetische effecten kunnen mogelijk ook tot een schadelijke belasting leiden bij organismen.


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

6.Aanbevelingen 6.1. Aanbevelingen voor verdere beleidsontwikkeling Een totaalaanpak lijkt noodzakelijk ten behoeve van het formuleren van beleid en maatregelen betreffende vervuiling met microplastics: -

Aangezien voor het mariene milieu microplastics reeds als milieugevaarlijk worden beschouwd in de Kaderrichtlijn Mariene Strategie, en microplastics ook worden aangetroffen in het zoetwatermilieu, is het aan te bevelen een beleid gericht op (micro)plastics in zoetwater te formuleren

-

Er werden echter nog geen milieunormen voor plastics in het zoetwatermilieu opgesteld waardoor de opvolging van de problematiek bemoeilijkt wordt. Daarnaast wordt geschat dat 80% van het plastic afval in het mariene milieu afkomstig is van het land en bereikt het plastic afval het mariene milieu via rivieren. Door plasticvervuiling in het zoetwatermilieu te reduceren, kan toevoer via rivieren naar het mariene milieu teruggedrongen worden.

-

Verdere monitoring van het zoetwatermilieu om concentraties van (micro)plastics in water en sedimenten na te gaan om de evolutie van plasticconcentraties op te volgen. Hierbij moet meer belang gehecht worden aan onderzoek via bioaccumulatie in zoetwaterorganismen en mogelijke blootstellingsroutes voor de mens via consumptie van zoetwaterorganismen. Uit onderzoek bij zoutwatermosselen bleek dat de blootstelling aan microplastics voor de mens voorlopig nog onder de norm bleef.

-

Een focus op microplastics en maatregelen tegen de vervuiling met microplastics alleen lijkt niet aan te bevelen bij formuleren van beleid. Daar microplastics kunnen ontstaan uit macroplastics, kan het aanpakken van de bron van macroplastics het ontstaan van secundaire microplastics beperken.

-

Omdat de stroomgebieden van de grote Nederlandse rivieren grensoverschrijdend zijn en Nederland stroomafwaarts gelegen is, is een gezamenlijk beleid met de andere landen uit de stroomgebieden aan te bevelen. Het pakket aan maatregelen ter beperking en voorkoming van vervuiling met (micro)plastics zou grensoverschrijdend moeten zijn.



De snelle fragmentatie tot plastic deeltjes heeft mogelijke schadelijke milieueffecten tot gevolg en trage mineralisatie heeft een lange persistentie van (micro)plastics in het milieu tot gevolg. Hiervoor dienen maatregelen tot preventie en remediatie van plastic afval te komen, zelfs nog voor het fragmentatieproces zich kan instellen.


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

6.2. Aanbevelingen voor monitoring van de problematiek Monitoring is onontbeerlijk om de problematiek van (micro)plastics op te volgen. Enkele voorstellen voor monitoring in water, sedimenten maar ook op stranden worden hier geformuleerd. -

Er wordt geadviseerd om milieunormen voor (micro)plastics in te stellen zodat concentraties van (micro)plastics in water en sedimenten gemonitord kunnen worden. Hierbij moet meer aandacht besteed worden aan onderzoek naar bioaccumulatie in zoetwaterorganismen en mogelijke blootstellingsroutes voor de mens via consumptie van zoetwaterorganismen.

-

Hierbij dienen ook de concentraties van BPA, BFR's, ftalaten en NP in de rijkswateren (beter) gemonitord te worden, gezien het feit dat Waterbase geen recente informatie over deze stoffen bevat.

-

Het valt aan te bevelen een compleet monitoringsysteem met toestand- en trendmonitoring aan te bevelen. Zo kan de effectiviteit van maatregelen ter beperking en voorkoming van de vervuiling met (micro)plastics worden bepaald.

-

Stroming, turbulentie, waterstanden, wind, meandering en obstakels bepalen de hoeveelheid en verdeling van de plastics. Het valt aan te bevelen om bij monitoring, met deze gegevens rekening te houden bij de keuze van meetplaats en meetmoment.

-

Het valt aan te bevelen bij onderzoek rekening te houden met de beperkingen van de meetmethoden. Omdat bij bemonstering de allerkleinste deeltjes niet worden opgevangen of worden gezien, kan dit een onderschatting van het aandeel microplastics betekenen. Een universele bemonsteringsmethode en universele afspraken over aanvullende monsternames kunnen dit (deels) voorkomen en zijn daarom aan te bevelen.

-

Het is zaak om internationaal afspraken te maken over de indelingen van plastic afval, om onderzoeken vergelijkbaar te maken. Voor wat betreft de grootte-indelingen zijn deze afspraken al gemaakt. Voor de inventarisatieacties naar artikelsoort bestaat de OSPAR-lijst, welke als standaard gekozen zou kunnen worden. Er wordt echter gesteld dat er voor het gebruik van deze lijst voor plastics, gerelateerd aan de zoete wateren, categorieën moeten worden toegevoegd. Welke dat moeten zijn is niet concreet gemaakt. Het is aan te bevelen om dit concreet te bepalen door het vergelijken van bestaande inventarisaties naar artikelsoort met de OSPAR-lijst.


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

6.3. Aanbevelingen voor verder onderzoek Het onderzoek naar de bronnen van (micro)plastics in de Nederlandse zoete wateren lijkt nog in de kinderschoenen te staan. Weinig onderzoeken bevatten kwantitatieve informatie. -

Aanvullend onderzoek om inzicht te krijgen in de verdeling tussen het aandeel primair en secundaire microplastics in het zoete water valt aan te bevelen. Hiermee kan het belang van de verschillende bronnen nauwkeuriger bepaald worden.

-

Het is aan te bevelen nader onderzoek te doen naar emissies van industriële bronnen, bijvoorbeeld door metingen bij de plasticindustrieën die direct op het oppervlaktewater lozen. Aanknopingspunten ter identificatie van deze bedrijven kunnen de gegevens over de industrieën uit de stroomgebiedsbeheerplannen zijn en het bedrijvenregister van de NRK.

-

Meer onderzoek moet verricht worden naar welke specifieke invloedsfactoren meespelen in de degradatie van plastics en naar welke specifieke degradatieprocessen plaatsvinden in het zoetwatermilieu, en hoe belangrijk deze degradatieprocessen zijn ten opzichte van elkaar. Dit dient gespecificeerd te worden voor verschillende polymeertypen.

-

Reeds veel is bekend over de effecten van additieven gerelateerd aan plastics, maar meer onderzoek wordt nog vereist naar de gezondheidseffecten van micro- en nanoplastics zelf en specifiek voor verschillende polymeren. Via toxiciteitstesten op het aquatisch organisme Daphnia konden schadelijke effecten van PVC-, PU- en polyetherdeeltjes reeds aangetoond worden. Verder onderzoek met behulp met Daphnia of andere referentieorganismen kunnen dienst doen bij toxiciteitsexperimenten.

-

Er zou nog verder onderzocht kunnen worden hoe groot de rol van plastics is bij het vervuilen van het Nederlandse landoppervlaktewater met gerelateerde chemicaliën.

-

In welke mate hydrofobe chemicaliën en zware metalen binden aan plastics in het Nederlandse landoppervlaktewater biedt ook nog voer voor verder onderzoek.

-

Onderzocht zou kunnen worden welke zoetwaterorganismen in het Nederlandse milieu microplastics opnemen.


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Literatuur Abbott, K.E. (1996). Dry media blasting for the removal of paint coatings on aerospace surfaces. Metal Finishing 7, 33-35. Abdul-Ghani, S., Yanai, J., Abdul-Ghani, R., Pinkas, A. & Abdeen, Z. (2012). The teratogenicity and behavioral teratogenicity of di(2-ethylhexyl) phthalate (DEHP) and di-butyl phthalate (DBP) in a chick model. Neurotoxicology and Teratology 34, 56-62. doi: 10.1016/j.ntt.2011.10.001 Allen, R., Jarvis, D., Sayer, S. & Mills, C. (2012). Entanglement of grey seals Halichoerus grypus at a haul out site in Cornwall, UK. Marine Pollution Bulletin. doi: 10.1016/j.marpolbul.2012.09 Allen, A.B., Hilliard, N.P. & Howard, G.T. (1999). Purification and characterization of a soluble polyurethane degrading enzyme from Comamonas acidovorans. International Biodeterioration & Biodegradation 43, 37-41. doi: 10.1016/S0964-8305(98)00066-3 Al-Salem, S.M. (2009). Influence of natural and accelerated weathering on various formulations of linear low density polyethylene (LLDPE) films. Materials and Design 30, 1729–1736. doi: 10.1016/j.matdes.2008.07.049 Andrady, A.L. (2011). Microplastics in the marine environment. Marine Pollution Bulletin 62, 15961605. doi: 10.1016/j.marpolbul.2011.05.030 Andrady, A.L., Pegram, J.E. & Nakatsuka, S. (1993). Studies on enhanced degradable plastics: 1. The geographic variability in outdoor lifetimes of enhanced photodegradable polyethylenes. Journal of Environmental Polymer Degradation 1(1), 31-43. doi: 10.1007/BF01457651 Andrady, A.L., Pegram, J.E. & Song, Y. (1993). Studies on enhanced degradable plastics II. Weathering of enhanced photodegradable polyethylenes under marine and freshwater floating exposure. Journal of Environmental Polymer Degradation 1(2), 117-126. doi: 10.1007/BF01418205 Armentano, I., Dottori, M., Fortunati, E., Mattioli, S. & Kenny, J.M. (2010). Biodegradable polymer matrix nanocomposites for tissue engineering: a review. Polymer Degradation and Stability 95, 21262146. doi: 10.1016/j.polymdegradstab.2010.06.007 Artham, T. & Doble, M. (2012). Bisphenol A and metabolites released by biodegradation of polycarbonate in seawater. Environmental Chemistry Letters 10, 29–34. doi: 10.1007/s10311-0110324-4 Artham, T., Sudhakar, M., Venkatesan, R., Madhavan Nair, C., Murty, K.V.G.K. & Doble, M. (2009). Biofouling and stability of synthetic polymers in sea water. International Biodeterioration & Biodegradation 63, 884–890. doi: 10.1016/j.ibiod.2009.03.003 Arthur, C., Baker, J. & Bamford, H. (eds.). (2009). Proceedings of the International Research Workshop on the occurrence, effects, and fate of microplastic marine debris. National Oceanic and Atmospheric Administration Technical Memorandum NOS-OR&R-30. Washington: University of Washington Tacoma. Ashton, K., Holmes, L. & Turner, A. (2010). Association of metals with plastic production pellets in the marine environment. Marine Pollution Bulletin 60, 2050-2055. doi: 10.1016/j.marpolbul.2010.07.014 Bakir, A., Rowland, S.J. & Thompson, R.C. (2014a). Enhanced desorption of persistent organic pollutans from microplastics under simulated physiological conditions. Environmental Pollution 185, 1623. doi: 10.1016/j.envpol.2013.10.007


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Bakir, A., Rowland, S.J. & Thompson, R.C. (2014b). Transport of persistent organic pollutants by microplastics in estuarine conditions. Estuarine, Coastal and Shelf Science 140, 14-21. doi: 10.1016/j.ecss.2014.01.004 Barnes, D.K.A., Galgani, F., Thompson, R.C. & Barlaz, M. (2009). Accumulation and fragmentation of plastic debris in global environments. Philosophical Transactions of the Royal Society B: Biological Sciences 364, 1985-1998. doi: 10.1098/rstb.2008.0205 Barnes, D.K.A. & Milner, P. (2005). Drifting plastic and its consequences for sessile organism dispersal in the Atlantic Ocean. Marine Biology 146(4), 815-825. doi: 10.1007/s00227-004-1474-8 Bech, S. & Govers, T. (eds.). (2011). UNEP Year Book 2011: Emerging issues in our global environment. 2011. Nairobi, Kenya: UNEP Division of Early Warning and Assessment, United Nations Environmental Programme. Besseling, E., Wegner, A., Foekema, E.M., Van den Heuvel-Greve M.J. & Koelmans, A.A. (2012). Effects of microplastic on fitness and PCB bioaccumulation by the lugworm Arenicola marina (L.). Environmental Science and Technology. doi: 10.1021/es302763x Beyersmann, D. & Hartwig, A. (2008). Carcinogenic metal compounds: recent insight into molecular and cellular mechanisms. Archives of Toxicology 82, 493-512. doi: 10.1007/s00204-008-0313-y Biesinger, M. C., Corcoran, P.L. & Walzak, M.J. (2010). Developing ToF-SIMS methods for investigating the degradation of plastic debris on beaches. Surface and Interface Analysis. 43, 443-445. doi: 10.1002/sia.3397 Birnbaum, L.S. & Staskal, D.F. (2004). Brominated flame retardants: cause for concern? Environmental Health Perspectives 112(1), 9-17. doi: 10.1289/ehp.6559 Boerger, C.M., Lattin, G.L., Moore, S.L. & Moore, C.J. (2010). Plastic ingestion by planktivorous fishes in the North Pacific Central Gyre. Marine Pollution Bulletin 60, 2275-2278. doi: 10.1016/j.marpolbul.2010.08.007 Brand-Gruwel, S. & Wopereis, I. (2011). Het doen van literatuuronderzoek. Workshop Miniconferentie ‘Kritisch denken in de wetenschap', Heerlen: Open Universiteit. Geraadpleegd op 30 januari 2014 op http://dspace.ou.nl/bitstream/1820/3385/1/Workshop%20Het%20doen%20van %20literatuuronderzoek%20-%20SABIWO%20-%20handouts.pdf Bravo Rebolledo, E.L., Van Franeker, J.A., Jansen, O.E. & Brasseur, S.M.J.M. (2013). Plastic ingestion by harbour seals (Phoca vitulina) in The Netherlands. Marine Pollution Bulletin 67, 200–202. doi: 10.1016/j.marpolbul.2012.11.035 Brien, S. (2007). Vinyls Industry update. Presentation at the World Vinyl Forum 2007, sept 2007. Geraadpleegd op 31 mei 2014 via http://vinylinfo.org/wpcontent/uploads/2011/07/VinylIndustryUpdate.pdf Browne, M.A., Crump, P., Niven, S.J., Teuten, E., Tonkin, T.G. & Thompson, R. (2011). Accumulation of microplastics on shorelines worldwide: sources and sinks. Environmental Science and Technology 45, 9175-9179. doi: 10.1021/es201811s Browne, M.A., Dissanayake, A., Galloway, T.S., Lowe, D.M. & Thompson, R.C. (2008). Ingested microscopic plastic translocates to the circulatory system of the mussel, Mytilus edulis (L). Environmental Science & Technology 42(13), 5026-5031. doi: 10.1021/es800249a Browne, M.A., Galloway, T.S. & Thompson, R.C. (2010). Spatial patterns of plastic debris along estuarine shorelines. Environmental Science and Technology 44, 3404-3409. doi: 10.1021/es903784e


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Browne, M.A., Niven, S.J., Galloway, T.S., Rowland, S.J. & Thompson, R.C. (2013). Microplastic moves pollutants and additives to worms, reducing functions linked to health and biodiversity. Current Biology 23(23), 2388-2392. doi: 10.1016/j.cub.2013.10.012 Chandra, R. & Rustgi, R. (1998). Biodegradable polymers. Progress in Polymer Science 23, 1273– 1335. doi: 10.1016/S0079-6700(97)00039-7 Chantong, B., Kratschmar, D.V., Lister, A. & Odermatt, A. (2014). Dibutyltin promotes oxidative stress and increases inflammatory mediators in BV-2 microglia cells. Toxicology Letters. doi: 10.1016/j.toxlet.2014.03.001 Christiansen, S., Axelstad, M., Boberg, J., Vinggaard, A.M., Pedersen, G.A. & Hass, U. (2014). Lowdose effects of bisphenol A on early sexual development in male and female rats. Reproduction 147, 477-487. doi: 10.1530/REP-13-0377 Cole, M., Lindeque, P., Fileman, E., Halsband, C., Goodhead, R., Moger, J. & Galloway, T. (2013). Microplastic ingestion by zooplankton. Environmental Science and Technology 47, 6646-6655. doi: 10.1021/es400663f Cole, M., Lindeque, P., Halsband, C. & Galloway, T.S. (2011). Microplastics as contaminants in the marine environment: a review. Marine Pollution Bulletin 62(12), 2588–2597. doi: 10.1016/j.marpolbul.2011.09.025 Compendium voor de Leefomgeving. (2014). Afzet van zuiveringsslib naar bestemming, 1981-2012. Geraadpleegd op 31 juli 2014 via http://www.compendiumvoordeleefomgeving.nl/indicatoren/nl0154Afzet-van-zuiveringsslib-naar-bestemming.html?i=16-114 Cooper, D.A. (2012). Effects of chemical and mechanical weathering processes on the degradation of plastic debris on marine beaches. Doctoral dissertation. London: The University of Western Ontario. Cooper, D.A. & Corcoran, P.L. (2010). Effects of mechanical and chemical processes on the degradation of plastic beach debris on the island of Kauai, Hawaii. Marine Pollution Bulletin 60, 650654. doi: 10.1016/j.marpolbul.2009.12.026 Corcoran, P.L., Biesinger, M. C. & Grifi, M. (2009). Plastics and beaches: a degrading relationship. Marine Pollution Bulletin 58, 80–84. doi: 10.1016/j.marpolbul.2008.08.022 Cunliffe, M., Engel, A., Frka, S., Gašparović, B., Guitart, C., Murrell, J.C., ... Wurl, O. (2013). Sea surface microlayers: a unified physicochemical and biological perspective of the air ocean interface. Progress in Oceanography 109, 104-116. doi: 10.1016/j.pocean.2012.08.004 Cupaioli, F.A., Zucca, F.A., Boraschi, D. & Zecca, L. (2014). Engineered nanoparticles. How brain friendly is this new guest? Progress in Neurobiology. doi: 10.1016/j.pneurobio.2014.05.002 Danon-Schaffer, M.N., Mahecha-Botero, A., Grace, J.R. & Ikonomou, M. (2013). Transfer of PBDEs from e-waste to aqueous media. Science of the Total Environment 447, 458-471. doi: 10.1016/j.scitotenv.2012.11.015 Dantas, D.V., Barletta, M. & Da Costa, M.F. (2012). The seasonal and spatial patterns of ingestion of polyfilament nylon fragments by estuarine drums (Sciaenidae). Environmental Science and Pollution Research 19, 600–606. doi: 10.1007/s11356-011-0579-0 Darnerud, P.O. (2003). Toxic effects of brominated flame retardants in man and in wildlife. Environment International 29, 841-853. doi: 10.1016/S0160-4120(03)00107-7


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Davis, G. & Song, J. (2006). Biodegradable packaging based on raw materials from crops and their impact on waste management. Industrial Crops and Products 23(2), 147–161. doi: 10.1016/j.indcrop.2005.05.004 Davison, P. & Asch, R.G. (2011). Plastic ingestion by mesopelagic fishes in the North Pacific Subtropical Gyre. Marine Ecology Progress Series 432, 173–180. doi: 10.3354/meps09142 Derraik, J.G.B. (2002). The pollution of the marine environment by plastic debris: a review. Marine Pollution Bulletin 44, 842–852. De Stephanis, R., Giménez, J., Carpinelli, E., Gutierrez-Exposito, C. & Cañadas, A. (2013). As main meal for sperm whales: plastics debris. Marine Pollution Bulletin. doi: 10.1016/j.marpolbul.2013.01.033 Eggels, A., Gudden, E. & Kroes, M. (2013). Plastic in rivieren: monitoring, beleid en wetgeving. Nietgepubliceerd bacheloronderzoek, Open Universiteit Nederland. Engler, R.E. (2012). The complex interaction between marine debris and toxic chemicals in the ocean. Environmental Science and Technology 46, 12302-12315. doi: 10.1021/es3027105 Eubeler, J.P. & Zok, S. (2009). Environmental biodegradation of synthetic polymers I. Test methodologies and procedures. Trends in Analytical Chemistry 28(9), 1057–1072. doi: 10.1016/j.trac.2009.06.007 European Chemicals Bureau. (2002). 4-nonylphenol (branched) and nonylphenol. European Union Risk Assessment Report. Geraadpleegd op 5 april 2014 via http://www.bfr.bund.de/cm/343/4_nonylphenol_und_nonylphenol.pdf European Commission. (n.d.). Through the gyre. Geraadpleegd op 18 maart 2014 via http://ec.europa.eu/environment/marine/pdf/through_gyre.pdf European Commission. (2011). Plastic waste: ecological and human health impacts. Report produced for the European Commission DG Environment. Bristol: Science Communication Unit, University of the West of England. European Commission. (2014). Descriptor 10: Marine Litter. Geraadpleegd op 18 maart 2014 via http://ec.europa.eu/environment/marine/good-environmental-status/descriptor-10/index_en.htm Europees Parlement en de raad van de Europese Unie. (2002). Richtlĳn 2002/72/EG van de Commissie van 6 augustus 2002 inzake materialen en voorwerpen van kunststof, bestemd om met levensmiddelen in aanraking te komen. Brussel: Europese Commissie. Geraadpleegd op 15 april 2014 via http://europa.eu/legislation_summaries/other/l21301_nl.htm Europees Parlement en de raad van de Europese Unie. (2008a). Richtlijn 2008/56/EG van het Europees Parlement en de Raad van 17 juni 2008 tot vaststelling van een kader voor communautaire maatregelen betreffende het beleid ten aanzien van het mariene milieu (Kaderrichtlijn mariene strategie). Brussel: Europese Commissie. Geraadpleegd op 15 mei 2014 via http://eurlex.europa.eu/legalcontent/NL/ALL/;jsessionid=6RQJT13G5xQ3Qb6vxFrx9KHXQGWYJzlD6TdNhLptLQs6rdlHLK1Y!455752866?uri=CELEX:32008L0056 Europees Parlement en de raad van de Europese Unie. (2008b). Richtlijn 2008/98/EG van het Europees Parlement en de Raad van 19 november 2008 betreffende afvalstoffen en tot intrekking van een aantal richtlijnen. Brussel: Europese Commissie. Geraadpleegd op 21 april 2014 via http://eur-lex.europa.eu/legal-content/NL/ALL/?uri=CELEX:32008L0098


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Europees Parlement en de raad van de Europese Unie. (2011). Provisional List of Additives. Brussel: Europese Commissie. Geraadpleegd op 20 mei 2014 via http://ec.europa.eu/food/food/chemicalsafety/foodcontact/docs/080410_provisional_list_7_211009.pd f Fang, L., Borggaard, O.K., Holm, P.E., Hansen, H.C.B. & Cedergreen, N. (2011). Toxicity and uptake of tri- and dibutyltin in Daphnia magna in the absence and presence of nano-charcoal. Environmental Toxicology and Chemistry 30(11). 2553-2561. doi: 10.1002/etc.649 Federatie Nederlandse Rubber- en Kunststofindustrie. (n.d.). Bedrijvenregister. Geraadpleegd op 30 mei 2014 via http://www.nrk.nl/branches/bedrijvenregister/ Feron, V.J., Hendriksen, C.F.M., Speek, A.J., Til, H.P. & Spit, B.J. (1981). Lifespan oral toxicity study of vinyl chloride in rats. Food and Cosmetics Toxicology 19, 317-333. Ferreira, M., Blanco, L., Garrido, A., Vieites, J.M. & Cabado, A.G. (2013). In vitro approaches to evaluate toxicity induced by organotin compounds tributyltin (TBT), dibutyltin (DBT), and monobutyltin (MBT) in neuroblastoma cells. Journal of Agriculture and Food Chemistry 61, 4195-4203. doi: 10.1021/jf3050186 Ferris, F.G., Schultze, S., Witten, T.C., Fyfe, W.S. & Beveridge, T.J. (1989). Metal interactions with microbial biofilms in acidic and neutral pH environments. Applied and Environmental Microbiology 55(5), 1249-1257. Fotopoulou, K.N. & Karapanagioti, H.K. (2012). Surface properties of beached plastic pellets. Marine Environmental Research 81, 70-77. doi: 10.1016/j.marenvres.2012.08.010 Frias, J.P.G.L., Sobral, P. & Ferreira, A.M. (2010). Organic pollutants in microplastics from two beaches of the Portuguese coast. Marine Pollution Bulletin 60, 1988-1992. doi: 10.1016/j.marpolbul.2010.07.030 Fries, E. & Zarfl, C. (2012). Sorption of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) to low and high density polyethylene (PE). Environmental Science and Pollution Research 19, 1296-1304. doi: 10.1007/s11356-011-0655-5 Fröhlich, E., Samberger, C., Kueznik, T., Absenger, M., Roblegg, E. & Zimmer, A. (2009). Cytotoxicity of nanoparticles independent from oxidative stress. Journal of Toxicological Sciences 34(4), 363-375. Galgani, F., Hanke, G., Werner, S. & De Vrees, L. (2013). Marine litter within the European Marine Strategy Framework Directive. ICES Journal of Marine Science 70(6), 1055-1064. doi: 10.1093/icesjms/fst122 Gassel, M., Harwani, S., Park, J-S. & Jahn, A. (2013). Detection of nonylphenol and persistent organic pollutants in fish from the North Pacific Central Gyre. Marine Pollution Bulletin 73, 231-242. doi: 10.1016/j.marpolbul.2013.05.014 Gilmore, D.F., Antoun, S., Lenz, R.W. & Fuller, R.C. (1993). Degradation of poly( -hydroxyalkanoates) and polyolefin blends in a municipal wastewater treatment facility. Journal Environmental Polymer Degradation 1(4), 269-274. doi: 10.1007/BF01458293 Gomerčić, M.D., Galov, A., Gomerčić, T., Škrtić, D., Ćurković, S., Lucić, H., ... Gomerčić, H. (2009). Bottlenose dolphin (Tursiops truncatus) depredation resulting in larynx strangulation with gill-net parts. Marine Mammal Science 25(2), 392–401. doi: 10.1111/j.1748-7692.2008.00259.x Gorycka, M. (2009). Environmental risks of microplastics. Research project. Amsterdam: Vrije Universiteit.


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Graham, E.R. & Thompson, J.T. (2009). Deposit- and suspension-feeding sea cucumbers (Echinodermata) ingest plastic fragments. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology 368, 22–29. doi: 10.1016/j.jembe.2008.09.007 Gregory, M.R. (1996). Plastic 'scrubbers' in hand cleansers: a further (and minor) source for marine pollution identified. Marine Pollution Bulletin 32(12), 867-871. Gregory, M.R. (2009). Environmental implications of plastic debris in marine settings – entanglement, ingestion, smothering, hangers-on, hitch-hiking and alien invasions. Philosophical Transactions of the Royal Society B: Biological Sciences 364(1526), 2013-2025. doi: 10.1098/rstb.2008.0265 Gregory, M.R. & Andrady, A.L. (2003). Plastics in the marine environment. In: A.L. Andrady (Ed.), Plastics and the Environment, Wiley, Hoboken, NJ, pp. 379–401. doi: 10.1002/0471721557.ch10 Gryn’ova, G., Hodgson, J.L. & Coote, M.L. (2011). Revising the mechanism of polymer autooxidation. Organic & Biomolecular Chemistry 9, 480-490. doi: 10.1039/c0ob00596g Habib, D., Locke, D.C. & Cannone, L.J. (1996). Synthetic fibers as indicators of municipal sewage sludge, sludge products, and sewage treatment plant effluents. Water, Air & Soil Pollution 103(1-4), 1. Hammer, J., Kraak, M.H.S. & Parsons, J.R. (2012). Plastics in the marine environment: the dark side of a modern gift. Amsterdam: Institute for Biodiversity and Ecosystem Dynamics. Han, X.B., Lei, E.N.Y., Lam, M.H.W. & Wu, R.S.S. (2011). A whole life cycle assessment on effects of waterborne PBDEs on gene expression profile along the brain-pituitary-gonad axis and in the liver of zebrafish. Marine Pollution Bulletin 63, 160-165. doi: 10.1016/j.marpolbul.2011.04.001 Holmes, L.A. (2013). Interactions of trace metals with plastic production pellets in the marine environment. Doctoral dissertation. University of Plymouth. Hopwood, D., Spiers, E.M., Ross, P.E., Anderson, J.T., McCullough, J.B. & Murray, F.E. (1995). Endocytosis of fluorescent microspheres by human oesophageal epithelial cells: comparison between normal and inflamed tissue. Gut 37, 598-602. doi: 10.1136/gut.37.5.598 Howard, G.T. (2011). Microbial biodegradation of polyurethane. In: A. Fainleib & O. Grigoryeva (eds.), Recent Developments in Polymer Recycling, Transworld Research Network: Kerala, India. Hurt, K., Hurd-Brown, T. & Whalen, M. (2012). Tributyltin and dibutyltin alter secretion of tumor necrosis factor alpha from human natural killer cells and a mixture of T cells and natural killer cells. Journal of Applied Toxicology 33, 503-510. doi: 10.1002/jat.2822 Hussain, N., Jaitley, V. & Florence, T. (2001). Recent advances in the understanding of uptake of microparticulates across the gastrointestinal lymphatics. Advanced Drug Delivery Reviews 50, 107142. Igbinosa, I.H., Nwodo, U.U., Sosa, A., Tom, M. & Okoh, A.I. (2012). Commensal Pseudomonas species isolated from wastewater and freshwater milieus in the Eastern Cape Province, South Africa, as reservoir of antibiotic resistant determinants. International Journal of Environmental Research and Public Health 9(7), 2537–2549. doi: 10.3390/ijerph9072537 Jacobsen, J.K., Massey, L. & Gulland, F. (2010). Fatal ingestion of floating net debris by two sperm whales (Physeter macrocephalus). Marine Pollution Bulletin 60, 765–767. doi: 10.1016/j.marpolbul.2010.03.008 Jantz, L.A., Morishige, C.L., Bruland, G.L. & Lepczyk, C.A. (2013). Ingestion of plastic marine debris by longnose lancetfish (Alepisaurus ferox) in the North Pacific Ocean. Marine Pollution Bulletin 69, 97– 104. doi: 10.1016/j.marpolbul.2013.01.019 PWAE-adviesrapport TEAM-M130 PLASTICS (Langelaan Nuyttens Jansen) 20140814.doc Pagina 66 van 96

MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Kang, J-H., Katayama, Y. & Kondo, F. (2006). Biodegradation or metabolism of bisphenol A: from microorganisms to mammals. Toxicology 217, 81–90. doi: 10.1016/j.tox.2005.10.001 Karickhoff, S.W., Brown, D.S. & Scott, T.A. (1979). Sorption of hydrophobic pollutants on natural sediments. Water Research 13(3), 241-248. Doi: 10.1016/0043-1354(79)90201-X Katsanevakis, S., Virriopoulos, G., Nicolaidou, A. & Thessalou-Legaki, M. (2007). Effect of marine litter on the benthic megafauna of coastal soft bottoms: a manipulative field experiment. Marine Pollution Bulletin 54(6), 771-778. doi: 10.1016/j.marpolbul.2006.12.016 Khan, N.H., Ishii, Y., Kimata-Kino, N., Esaki, H., Nishino, T., Nishimura, M. & Kogure, K. (2007). Isolation of Pseudomonas aeruginosa from open ocean and comparison with freshwater, clinical, and animal isolates. Microbial Ecology 53(2), 173-86. doi: 10.1007/s00248-006-9059-3 Kim, Y-J., Osako, M. & Sakai, S. (2006). Leaching characteristics of polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) from flame-retardant plastics. Chemosphere 65, 506-513. doi: 10.1016/j.chemosphere.2006.01.019 Klemchuk, P.P. (1990). Degradable plastics: a critical review. Polymer Degradation and Stability 27(2). 183–202. doi: 10.1016/0141-3910(90)90108-J Kluwe, W.M., McConnell, E.E., Huff, J.E., Haseman, J.K., Douglas, J.F. & Hartwell, W.V. (1982). Carcinogenicity testing of phthalate esters and related compounds by the National Toxicity Program and the National Cancer Institute. Environmental Health Perspectives 45, 129-133. Koelmans, A.A., Besseling, E. & Foekema, E.M. (2014). Leaching of plastic additives to marine organisms. Environmental Pollution 187, 49-54. doi: 10.1016/j.envpol.2013.12.013 Koelmans, A.A., Besseling, E., Wegner, A. & Foekema, E.M. (2013). Plastic as a carrier of POPs to aquatic organisms: a model analysis. Environmental Science and Technology 47, 7812-7820. doi: 10.1021/es401169n Kuiper, R.V., Van den Brandhof, E.J., Leonards, P.E.G., Van der Ven, L.T.M., Wester, P.W. & Vos, J.G. (2007). Toxicity of tetrabromobisphenol A (TBBPA) in zebrafish (Danio rerio) in a partial life-cycle test. Archives of Toxicology 81, 1-9. doi: 10.1007/s00204-006-0117-x Kutz, M. (ed.). (2011). Applied plastics engineering handbook. Processing and materials. Elsevier/William Andrew. Kwon, B.G., Saido, K., Koizumi, K., Sato, H., Ogawa, N., Chung, S-Y., ... Kogure, K. (2014). Regional distribution of styrene analogues generated from polystyrene degradation along the coastlines of the North-East Pacific Ocean and Hawaii. Environmental pollution 188, 45-49. doi: 10.1016/j.envpol.2014.01.019 Lambert, S. (2013). Environmental risk of polymers and their degradation products. Doctoral dissertation. University of York. Lambert, S., Sinclair, C.J., Bradley, E.L. & Boxall, A.B. (2013). Effects of environmental conditions on latex degradation in aquatic systems. Science of The Total Environment 1, 447:225-34. doi: 10.1016/j.scitotenv.2012.12.067 Law, K.L., Morét-Ferguson, S., Maximenko, N.A., Prodkurowski, G., Peacock, E.E., Hafner, J. & Reddy, C.M. (2010). Plastic accumulation in the North Atlantic Subtropical Gyre. Science 329(5996), 1185-1188. doi: 10.1126/science.1192321


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Law, R.J., Herzke, D., Harrad, S., Morris, S., Bersuder, P. & Allchin, C.R. (2008). Levels and trends of HBCD and BDEs in the European and Asian environments, with some information for other BFRs. Chemosphere 73, 223-241. doi: 10.1016/j.chemosphere.2008.02.066 Lee, H., Shim, W.J. & Kwon, J-H. (2013). Sorption capacity of plastic debris for hydrophobic organic chemicals. Science of the Total Environment. doi: 10.1016/j.scitotenv.2013.08.023 Leja, K. & Lewandowicz, G. (2010). Polymer biodegradation and biodegradable. Polymers – a review. Polish Journal of Environmental Studies 19(2), 255-266. Leslie, H.A., Van der Meulen, M.D., Kleissen, F.M. & Vethaak, A.D. (2011). Microplastic litter in the Dutch marine environment. Delft: Deltares. Levy, G., Lutz, I., Krüger, A. & Kloas, W. (2004). Bisphenol A induces feminization in Xenopus laevis tadpoles. Environmental Research 94, 102-111. doi: 10.1016/S0013-9351(03)00086-0 Lewis, S.E., Yokofich, A., Mohr, M., Kurth, R., Giuliani, R. & Baldridge, M.G. (2012). Exposure to bisphenol A modulates hormone concentrations in Gammarus pseudolimnaeus. Canadian Journal of Zoology 90, 1414-1421. doi: 10.1139/cjz-2012-0178 Li, X.L. (2013). Conditions favouring growth of fresh water biofouling in hydraulic canals and the impact of biofouling on pipe flows. Master dissertation. University of Tasmania. Lijzen, J.P.A., Van Wijnen, H. & Wintersen, A.M. (2012). Risicobeoordeling van vinylchloride. Probleemverkenning uitdampingsrisico's uit grond en grondwater. Bilthoven: Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu. Lindholst, C., Pedersen, K.L. & Pedersen, S.N. (2000). Estrogenic response of bisphenol A in rainbow trout (Oncorhynchus mykiss). Aquatic Toxicology 48, 87-94. Liu, E., Du, X., Ge, R., Liang, T., Niu, Q. & Li, Q. (2013). Comparative toxicity and apoptosis induced by diorganotins in rat pheochromocytoma (PC12) cells. Food and Chemical Toxicology 60, 302-308. doi: 10.1016/j.fct.2013.07.072 Liu, Q., Hu, X., Jiang, J., Zhang, J., Wu, Z. & Yang, Y. (2014). Comparison of the water quality of the surface microlayer and subsurface water in the Guangzhou segment of the Pearl River, China. Journal of Geographical Sciences 24(3), 475-491. doi: 10.1007/s11442-014-1101-7 Luoma, S.N. & Rainbow, P.S. (2005). Why is metal bioaccumulation so variable? Biodynamics as a unifying concept. Environmental Science and Technology 39(7), 1921-1931. doi: 10.1021/es048947e Lusher, A. L., McHugh, M. & Thompson, R.C. (2013). Occurrence of microplastics in the gastrointestinal tract of pelagic and demersal fish from the English Channel. Marine Pollution Bulletin 67(1-2), 94-99. doi: 10.1016/j.marpolbul.2012.11.028 Main, K.M., Mortensen, G.K., Kaleva, M.M., Boisen, K.A., Damgaard, I.N., Chellakooty, M., ... Skakkebæk, N.E. (2006). Human breast milk contamination with phthalates and alterations of endogenous reproductive hormones in infants three months of age. Environmental Health Perspectives 114(2), 270-276. doi: 10.1289/ehp.8075 Mallory, M. L., Robertson, G. J., & Moenting, A. (2006). Marine plastic debris in northern fulmars from Davis Strait, Nunavut, Canada. Marine Pollution Bulletin 52, 813–815. Martins, J. & Sobral, P. (2011). Plastic marine debris on the Portuguese coastline: a matter of size? Marine Pollution Bulletin 62, 2649-2653. doi: 10.1016/j.marpolbul.2011.09.028


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Mathalon, A. & Hill, P. (2014). Microplastic fibers in the intertidal ecosystem surrounding Halifax Harbor, Nova Scotia. Marine Pollution Bulletin 81, 69–79. doi: 10.1016/j.marpolbul.2014.02.018 Mato, Y., Isobe, T., Takada, H., Kanehiro, H., Ohtake, C. & Kaminuma, T. (2001). Plastic resin pellets as a transport medium for toxic chemicals in the marine environment. Environmental Science and Technology 35(2), 318-324. doi: 10.1021/es0010498 McClure, N. (1996). The biodegradation of mater-bi starch-based polymer in freshwater and seawater. Adelaide: Flinders University of South Australia. McDermid, K.J. & McMullen, T.L. (2004). Quantitative analysis of small plastic debris on beaches in the Hawaiian archipelago. Marine Pollution Bulletin 48, 790–794. doi: 10.1016/j.marpolbul.2003.10.017 McGinnis, C.L., Encarnacao, P.C. & Crivello, J.F. (2012). Dibutyltin (DBT) an endocrine disruptor in zebrafish. Journal of Experimental Marine Biology and Ecology 430-431, 43-47. doi: 10.1016/j.jembe.2012.06.023 Mennen, M.G., Van Pul, W.A.J., Nguyen, P.L., Hogendoorn, E.A., Van Putten, E.M., Boshuis-Hilverdink, M.E. & De Groot, G.M. (2010). Emissies en verspreiding van zware metalen. Bilthoven: Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu. Mizukawa, K., Takada, H., Ito, M., Geok, Y.B., Hosoda, J., Yamashita, R., ... Ferreira A.M. (2013). Monitoring of a wide range of organic micropollutants on the Portuguese coast using plastic resin pellets. Marine Pollution Bulletin 70, 296-302. doi: 10.1016/j.marpolbul.2013.02.008 Moore, C.J. (2008). Synthetic polymers in the marine environment: a rapidly increasing, long-term threat. Environmental Research 108, 131–139. doi: 10.1016/j.envres.2008.07.025 Moore, C.J., Lattin, G.L. & Zellers, A.F. (2005). Working our way upstream: a snapshot of landbased contributions of plastic and other trash to coastal waters and beaches of Southern California. Proceedings of the Plastic Debris Rivers to Sea Conference. Long Beach, CA: Algalita Marine Research Foundation. Moore, C.J., Lattin, G.L. & Zellers, A.F. (2011). Quantity and type of plastic debris flowing from two urban rivers to coastal waters and beaches of Southern California. Journal of Integrated Coastal Zone Management 11(1), 65-73. Müller, C., Townsend, K. & Matschullat, J. (2012). Experimental degradation of polymer shopping bags (standard and degradable plastic, and biodegradable) in the gastrointestinal fluids of sea turtles. Science of The Total Environment 416, 464-467. doi: 10.1016/j.scitotenv.2011.10.069 Murray, F. & Cowie, P.R. (2011). Plastic contamination in the decapod crustacean Nephrops norvegicus (Linnaeus, 1758). Marine Pollution Bulletin 62(6), 1207-1217. doi: 10.1016/j.marpolbul.2011.03.032 Muthukumar, T., Aravinthan, A., Lakshmi, K., Venkatesan, R., Vedaprakash, L. & Doble, M. (2011). Fouling and stability of polymers and composites in marine environment. International Biodeterioration & Biodegradation 65, 276-284. doi: 10.1016/j.ibiod.2010.11.012 Nakashima, E., Isobe, A., Kako, S., Itai, T. & Takahashi, S. (2012). Quantification of toxic metals derived from macroplastic litter on Ookushi Beach, Japan. Environmental Science and Technology 46, 10099-10105. doi: 10.1021/es301362g Nesci, S., Ventrella, V., Trombetti, F., Pirini, M., Borgatti, A.R. & Pagliarani, A. (2011). Tributyltin (TBT) and dibutyltin (DBT) differently inhibit the mitochondrial Mg-ATPase activity in mussel digestive gland. Toxicology in Vitro 25, 117-124. doi: 10.1016/j.tiv.2010.10.001


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Nikolić, V., Veličković, S., Antonović, D. & Popović, A. (2013). Biodegradation of starch–graft– polystyrene and starch–graft–poly(methacrylic acid) copolymers in model river water. Journal of the Serbian Chemical Society 78(9), 1425–1441. doi: 10.2298/JSC121216051N OSPAR Commission. (2007). Monitoring of marine litter on beaches in the OSPAR region. London: OSPAR Commission. Geraadpleegd op 20 mei 2014 via http://qsr2010.ospar.org/media/assessments/p00306_Litter_Report.pdf Pauly, J.L., Stegmeier, S.J., Allaart, H.A., Cheney, R.T., Zhang, P.J., Mayer, A.G. & Streck, R.J. (1998). Inhaled cellulosic and plastic fibers found in human lung tissue. Cancer Epidemiology, Biomarkers & Prevention 7(5), 419-428. Peng, Z., Wu, F. & Deng, N. (2006). Photodegradation of bisphenol A in simulated lake water containing algae, humic acid and ferric ions. Environmental Pollution 144, 840-846. doi: 10.1016/j.envpol.2006.02.006 Peters, S. (2013). Hoe schadelijk zijn medicijnresten in ons drinkwater? H2O 9, 4-7. Planelló, R., Martínez-Guitarte, J.L. & Morcillo, G. (2008). The endocrine disruptor bisphenol A increases the expression of HSP70 and ecdysone receptor genes in the aquatic larvae of Chironomus riparius. Chemosphere 71, 1870-1876. doi: 10.1016/j.chemosphere.2008.01.033 Plastics Europe. (2013). Plastics – the facts 2013. Brussel: Plastics Europe. Geraadpleegd op 28 mei 2014 via http://www.plasticseurope.org/cust/documentrequest.aspx?DocID=59108 Possatto, F.E., Barletta, M., Costa, M.F., Do Sul, J.A. & Dantas, D.V. (2011). Plastic debris ingestion by marine catfish: an unexpected fisheries impact. Marine Pollution Bulletin 62, 1098–1102. doi: 10.1016/j.marpolbul.2011.01.036 Pougnet, F., Schäfer, J., Dutruch, L., Garnier, C., Tessier, E., Dang, D.H., ... Blanc, G. (2014). Sources and historical record of tin and butyl-tin species in a Mediterranean bay (Toulon Bay, France). Environmental Science and Pollution Research 21, 6640-6651. doi: 10.1007/s11356-014-2576-6 Quayyum, M.M. & White, J.R. (1993). Effect of stabilizers on failure mechanisms in weathered polypropylene. Polymer Degradation and Stability 41, 163-172. doi: 10.1016/0141-3910(93)90039-L Reddy, C.S.K., Ghai, R., Rashmi & Kalia, V.C. (2003). Polyhydroxyalkanoates: an overview. Bioresource Technology 87(2). 137-146. doi: 10.1016/S0960-8524(02)00212-2 Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu. (2011a). Acrylonitril. Geraadpleegd op 22 maart 2014 via http://www.rivm.nl/rvs/dsresource? type=pdf&disposition=inline&objectid=rivmp:117502&versionid=&subobjectname= Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu. (2011b). Fenolen. Geraadpleegd op 22 maart 2014 via http://www.rivm.nl/rvs/dsresource? type=pdf&disposition=inline&objectid=rivmp:117531&versionid=&subobjectname= Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu. (2012a). Ftalaten. Geraadpleegd op 23 maart 2014 via http://www.rivm.nl/rvs/dsresource? type=pdf&disposition=inline&objectid=rivmp:117536&versionid=&subobjectname= Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu. (2012b). Gechloreerde/gebromeerde alifatische koolwaterstoffen. Geraadpleegd op 27 maart 2014 via http://www.rivm.nl/rvs/dsresource? type=pdf&disposition=inline&objectid=rivmp:117539&versionid=&subobjectname=


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu. (2012c). Gebromeerde vlamvertragers. Geraadpleegd op 23 maart 2014 via http://www.rivm.nl/rvs/dsresource? type=pdf&disposition=inline&objectid=rivmp:117537&versionid=&subobjectname= Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu. (2012d). Styreen. Geraadpleegd op 22 maart 2014 via http://www.rivm.nl/rvs/dsresource? type=pdf&disposition=inline&objectid=rivmp:117578&versionid=&subobjectname= Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu. (2013). De risico's van bisfenol A (BPA). Geraadpleegd op 22 maart 2014 via http://www.rivm.nl/dsresource? objectid=rivmp:232933&type=org&disposition=inline Rijksoverheid. (2004). Waterwijzer 2004-2005. Den Haag: Ministerie van Verkeer en Waterstaat. Geraadpleegd op 4 mei 2014 via http://www.citg.tudelft.nl/fileadmin/Faculteit/CiTG/Over_de_faculteit/Afdelingen/Afdeling_watermanag ement/Secties/gezondheidstechniek/leerstoelen/Drinkwater/Public/People_interest/doc/Waterwijzer_2 004-2005.pdf Rijksoverheid. (2008). Europese Kaderrichtlijn Water: Richtlijn 2000/60/EG van het Europese Parlement en de Raad van 23 oktober 2000 tot vaststelling van een kader voor communautaire maatregelen betreffende het waterbeleid. Geraadpleegd op 15 mei 2014 via http://www.helpdeskwater.nl/publish/pages/4562/krw.pdf Rijksoverheid. (2009a). Stroomgebiedbeheerplannen 2009-2015. Samenvatting Eems, Maas, Rijndelta en Schelde. Geraadpleegd op 4 mei 2014 via http://www.helpdeskwater.nl/onderwerpen/wetgevingbeleid/kaderrichtlijn-water/sgbp/@28241/item_28241/ Rijksoverheid. (2009b). Stroomgebiedbeheerplan Eems. Lelystad: Helpdesk Water. Geraadpleegd op 4 mei 2014 via http://www.helpdeskwater.nl/onderwerpen/wetgeving-beleid/kaderrichtlijnwater/sgbp/@28241/item_28241/ Rijksoverheid. (2009c). Stroomgebiedbeheerplan Maas. Lelystad: Helpdesk Water. Geraadpleegd op 4 mei 2014 via via http://www.helpdeskwater.nl/onderwerpen/wetgeving-beleid/kaderrichtlijnwater/sgbp/@28241/item_28241/ Rijksoverheid. (2009d). Stroomgebiedbeheerplan Rijndelta. Lelystad: Helpdesk Water. Geraadpleegd op 4 mei 2014 via via http://www.helpdeskwater.nl/onderwerpen/wetgeving-beleid/kaderrichtlijnwater/sgbp/@28241/item_28241/ Rijksoverheid. (2009e). Stroomgebiedbeheerplan Schelde. Lelystad: Helpdesk Water. Geraadpleegd op 4 mei 2014 via via http://www.helpdeskwater.nl/onderwerpen/wetgeving-beleid/kaderrichtlijnwater/sgbp/@28241/item_28241/ Rijkswaterstaat. (2012). Samenstelling van het huishoudelijk restafval, sorteeranalyses 2012. Utrecht: Rijkswaterstaat. Rios, L.M., Moore, C. & Jones, P. (2007). Persistent organic pollutants carried by synthetic polymers in the ocean environment. Marine Pollution Bulletin 54, 1230–1237. doi: 10.1016/j.marpolbul.2007.03.022 Rochman, C.M., Hentschel, B.T. & Teh, S.J. (2014). Long-term sorption of metals is similar among plastic types: implications for plastic debris in aquatic environments. PLoS ONE 9(1), e85433. doi: 10.1371/journal.pone.0085433 Rochman, C.M., Hoh, E., Hentschel, B.T. & Kaye, S. (2012). Long-term field measurement of sorption of organic contaminants to five types of plastic pellets: implications for plastic marine debris. Environmental Science and Technology 47, 1646-1654. doi: 10.1021/es303700s PWAE-adviesrapport TEAM-M130 PLASTICS (Langelaan Nuyttens Jansen) 20140814.doc Pagina 71 van 96

MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Rochman, C.M., Hoh, E., Kurobe, T. & Teh, S.J. (2013). Ingested plastic transfers hazardous chemicals to fish and induces hepatic stress. Scientific Reports 3. doi: 10.1038/srep03263 Rochman, C.M., Lewison, R.L., Eriksen, M., Allen, H., Cook, A. & Teh, S.J. (2014). Polybrominated diphenyl ethers (PBDEs) in fish tissue may be an indicator of plastic contamination in marine habitats. Science of the Total Environment 476-477, 622-633. doi: 10.1016/j.scitotenv.2014.01.058 Rodríguez, B., Bécares, J., Rodríguez, A. & Arcos, J.M. (2013). Incidence of entanglements with marine debris by northern gannets (Morus bassanus) in the non-breeding grounds. Marine Pollution Bulletin. doi: 10.1016/j.marpolbul.2013.07.003 Roex, E., Vethaak, D, Leslie, H. & De Kreuk, M. (2014). Microplastics in het zoetwater milieu: een inventarisatie van mogelijke risico’s voor waterschappen. Delft: Deltares, Instituut voor Milieuvraagstukken, TU Delft. Rogers, J.A., Metz, L. & Yong, V.W. (2013). Review: endocrine disrupting chemicals and immune responses: a focus on bisphenol-A and its potential mechanisms. Molecular Immunology 53, 421-430. doi: 10.1016/j.molimm.2012.09.013 Rubin, B.S. (2011). Bisphenol A: an endocrine disruptor with widespread exposure and multiple effects. Journal of Steroid Biochemistry and Molecular Biology 127, 27-34. doi: 10.1016/j.jsbmb.2011.05.002 Ryan, M.P., Pembroke, J.T. & Adley, C.C. (2007). Ralstonia pickettii in environmental biotechnology: potential and applications. Journal of Applied Microbiology 103, 754–764. doi: 10.1111/j.13652672.2007.03361.x Ryan, P.G., Moore, C.J., Van Franeker, J.A. & Moloney, C.L. (2009). Monitoring the abundance of plastic debris in the marine environment. Philosophical Transactions of The Royal Society B 364, 1999-2012. doi: 10.1098/rstb.2008.0207 Sanchez, W., Bender, C. & Porcher, J. (2014). Wild gudgeons (Gobio gobio) from French rivers are contaminated by microplastics: preliminary study and first evidence. Environmental Research 128, 98100. doi: 10.1016/j.envres.2013.11.004 Sass, J.B., Castleman, B. & Wallinga, D. (2005). Vinyl chloride: a case study of data supression and misrepresentation. Environmental Health Perspectives 113(7), 809-812. doi: 10.1289/ehp.7716 Schone Maas. (2013). Normdoelstellingen voor plastics in rivieren en binnenwateren noodzakelijk. Geraadpleegd op 10 mei 2014 via http://schonemaas.nl/2013/08/ Schrap, S.M., Osté, L.A., Beek, M.A., Epema, O.J. & Miermans, K. (2007). Vergeten metalen in Nederlandse rijkswateren. Lelystad: Rijkswaterstaat Waterdienst. Setälä, O., Fleming-Lehtinen, V. & Lehtiniemi, M. (2014). Ingestion and transfer of microplastics in the planktonic food web. Environmental Pollution 185, 77-83. doi: 10.1016/j.envpol.2013.10.013 Shah, A.A., Hasan, F., Hameed, A. & Ahmed, S. (2008). Biological degradation of plastics: a comprehensive review. Biotechnology Advances 26, 246-265. doi: 10.1016/j.biotechadv.2007.12.005 Sheavly, S.B. & Register, K.M. (2007). Marine debris & plastics: environmental concerns, sources, impacts and solutions. Journal of Polymers and the Environment 15, 301–305. doi: 10.1007/s10924007-0074-3 Simonato, L., L'Abbé, K.A., Anderson, A., Belli, S. Comba, P., Engholm, G., ... Saracci, R. (1991). A collaborative study of cancer incidence and mortality among vinyl chloride workers. Scandinavian Journal of Work, Environment and Health 17, 159-169. PWAE-adviesrapport TEAM-M130 PLASTICS (Langelaan Nuyttens Jansen) 20140814.doc Pagina 72 van 96

MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Singh, B. & Sharma, N. (2008). Mechanistic implications of plastic degradation. Polymer Degradation and Stability 93, 561-584. doi: 10.1016/j.polymdegradstab.2007.11.008 Sivan, A. (2011). New perspectives in plastic biodegradation. Current Opinion in Biotechnology 22(3), 422-426. doi: 10.1016/j.copbio.2011.01.013 Smit, C.E., Van Wezel, A.P., Jager, T. & Traas, T.P. (2000). Secondary poisoning of cadmium, copper and mercury: implications for the Maximum Permissible Concentrations and Negligible Concentrations in water, sediment and soil. Bilthoven: Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu. Society of the Plastics Industry. (2014). SPI Resin Identification Code - Guide to correct use. Geraadpleegd op 23 maart 2014 via http://www.plasticsindustry.org/AboutPlastics/content.cfm? ItemNumber=823&navItemNumber=2144 Sohoni, P., Tyler, C.R., Hurd, K., Caunter, J., Hetheridge, M., Williams, T., et al. (2001). Reproductive effects of long-term exposure to bisphenol A in the fathead minnow (Pimephales promelas). Environmental Science and Technology 35(14), 2917-2925. doi: 10.1021/es000198n Song, J.H., Murphy, R.J., Narayan, R. & Davies, G.B.H. (2009). Biodegradable and compostable alternatives to conventional plastics. Philosophical Transactions of the Royal Society B: Biological Sciences 364, 2127–2139. doi: 10.1098/rstb.2008.0289 Sousa, A.C.A., Pastorhino, M.R., Takahashi, S. & Tanabe, S. (2014). History on organotin compounds, from snails to humans. Environmental Chemistry Letters 12, 117-137. doi: 10.1007/s10311-0130449-8 Staples, C.A., Adams, W.J., Parkerton, T.F., Gorsuch, J.W., Biddinger, G.R. & Reinert, K.H. (1997). Aquatic toxicity of eighteen phthalate esters. Environmental Toxicology and Chemistry 16(5), 875-891. Stieger, G., Scheringer, M., Ng, C.A. & Hungerbühler, K. (2014). Assessing the persistence, bioaccumulation potential and toxicity of brominated flame retardants: data availability and quality for 36 alternative brominated flame retardants. Chemosphere. doi: 10.1016/j.chemosphere.2014.01.083 Stohs, S.J. & Bagchi, D. (1995). Oxidative mechanisms in the toxicity of metal ions. Free Radical Biology and Medicine 18(2), 321-336. Tanaka, K., Takada, H., Yamashita, R., Mizukawa, K., Fukuwaka, M. & Watanuki, Y. (2013). Accumulation of plastic-derived chemicals in tissues of seabirds ingesting marine plastics. Marine Pollution Bulletin 69, 219-222. doi: 10.1016/j.marpolbul.2012.12.010 Tatarazako, N., Takao, Y., Kishi, K., Onikura, N., Arizono, K. & Iguchi, T. (2002). Styrene dimers and trimers affect reproduction of daphnid (Ceriodaphnia dubia). Chemosphere 48, 597-601. TED. (2009). Captain Charles Moore on the seas of plastic. Geraadpleegd op 3 februari 2014 via http://www.youtube.com/watch?v=M7K-nq0xkWY Teuten, E.L., Rowland, S.J., Galloway, T.S. & Thompson, R.C. (2007). Potential for plastics to transport hydrophobic contaminants. Environmental Science and Technology 41, 7759-7764. doi: 10.1021/es071737s Teuten, E.L., Saquing, J.M., Knappe, D.R.U., Barlaz, M.A., Jonsson, S., Björn, A., ... Takada, H. (2009). Transport and release of chemicals from plastics to the environment and to wildlife. Philosophical Transactions of the Royal Society B 364, 2027-2045. doi: 10.1098/rstb.2008.0284 Thompson, R.C., Olsen, Y., Mitchell, R.P., Davis, A., Rowland, S.J., John, A.W.G., ... Russell, A.E. (2004). Lost at sea: where is all the plastic? Science 304, 838. doi: 10.1126/science.1094559


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Tong, Z., Hongjun, J. & Huailan, Z. (1996). Quality criteria of acrylonitril for the protection of aquatic life in China. Chemosphere 32(10), 2083-2093. Tysmans, D. & Timmermans, G. (eds.). (2011). Bodem en water: een stroomgebiedbenadering. Heerlen: Open Universiteit. United Nations Environment Programme. (2006). Ecosystems and biodiversity in deep waters and high seas. Geraadpleegd op 18 april 2014 via http://www.unep.org/pdf/EcosystemBiodiversity_DeepWaters_20060616.pdf United States Environmental Protection Agency. (2004). Wastewater Technology Fact Sheet: screening and grit removal. Geraadpleegd op 31 mei 2014 via http://water.epa.gov/aboutow/owm/upload/2004_07_07_septics_final_sgrit_removal.pdf United States Environmental Protection Agency. (2010). Nonylphenol (NP) and nonylphenol ethoxylates (NPEs) action plan. Geraadpleegd op 5 april 2014 via http://www.epa.gov/oppt/existingchemicals/pubs/actionplans/RIN2070-ZA09_NP-NPEs%20Action %20Plan_Final_2010-08-09.pdf Valko, M., Morris, H. & Cronin, M.T.D. (2005). Metals toxicity and oxidative stress. Current Medical Chemistry 12(10), 1161-1208. Van Cauwenberghe, L. (2012). Selective uptake of microplastics by a marine bivalve (Mytilus edulis). Geraadpleegd op 23 maart 2014 via http://www.vliz.be/docs/events/JCD/2012/VanCauwenberghe.pdf Van Cauwenberghe, L., Vanreusel, A., Mees, J. & Janssen, C.R. (2013). Microplastic pollution in deepsea sediments. Environmental Pollution 182, 495-499. doi: 10.1016/j.envpol.2013.08.013 Van den Brink, N. (1995). 2D modellering van sedimenttransport in rivieren. Lelystad: Rijkswaterstaat. Van der Zee, M. (2011). Analytical methods for monitoring biodegradation processes of environmentally degradable polymers. In A. Lendlein & A. Sisson (eds.), Handbook of biodegradable polymers: isolation, synthesis, characterization and applications, Weinheim: Wiley-VCH Verlag GmbH & Co. doi: 10.1002/9783527635818.ch11 Van Franeker, J.A. & The SNS Fulmar Study Group. (2011). Fulmar Litter EcoQO monitoring along Dutch and North Sea coasts in relation to EU Directive 2000/59/EC on port reception facilities: results to 2009. IMARES Report Nr C037/11. Texel: IMARES. Van Herwijnen, R. (2012). Environmental risk limits for organotin compounds. Bilthoven: Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu. Van Paassen, J. (2010). Plastic afval in rivieren. Onderzoek naar hoeveelheid en samenstelling. Proefschrift. Utrecht: Universiteit van Utrecht. Vladkova, T. (2007). Surface of engineering for non-toxic biofouling control. Journal of the University of Chemical Technology and Metallurgy 42(3), 239–256. Volova, T.G., Gladyshev, M.I., Trusova, M.Y. & Zhila, N.O. (2006). Degradation of polyhydroxyalkanoates and the composition of microbial destructors under natural conditions. Microbiology 75(5), 682-688. doi: 10.1134/S0026261706050092 Von Moos, N., Burkhardt-Holm, P. & Köhler, A. (2012). Uptake and effects of microplastics on cells and tissue of the blue mussel Mytilus edulis L. after an experimental exposure. Environmental Science and Technology 46, 11327-11335. doi: 10.1021/es302332w


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

VROM-inspectie. (2011). Zware metalen in verpakkingen: vóórkomen en voorkómen. Den Haag: VROM-inspectie. Waaijers, S.L., Kong, D., Hendriks, H.S., De Wit, C.A., Cousins, I.T., Westerink, R.H.S., ... Parsons, J.R. (2013). Persistence, bioaccumulation and toxicity of halogen-free flame retardants. Reviews of Environmental Contamination and Toxicology 222, 1-71. doi: 10.1007/978-1-4614-4717-7_1 Walter, R.K., Lin, P-H., Edwards, M. & Richardson, R.E. (2011). Investigation of factors affecting the accumulation of vinyl chloride in polyvinyl chloride piping used in drinking water distribution systems. Water Research, 45, 2607-2615. doi: 10.1016/j.watres.2011.02.016 Ward, E., Bofetta, P., Andersen, A., Colin, D., Comba, P., Deddens, J.A., ... Simonato, L. (2001). Update of the follow-up of mortality and cancer incidence among European workers employed in the vinyl chloride industry. Epidemiology 12(6), 710-718. Ward, J.E. & Kach, D.J. (2009). Marine aggregates facilitate ingestion of nanoparticles by suspensionfeeding bivalves. Marine Environmental Research 68(3), 137–142. doi: 10.1016/j.marenvres.2009.05.002 Wellfair, S.T. (2008). Testing the degradation rates of degradable, non-degradable and bio-degradable plastics within simulated marine environments. The Plymouth Student Scientist 1(2), 243-301. Welp, E., Kogevinas, M., Andersen, A., Bellander, T., Biocca, M., Coggon, D., ... Saracci, R. (1996). Exposure to styrene and mortality from nervous system diseases and mental disorders. American Journal of Epidemiology. 144(7). 623-633. Westerdahl, J., Andersson, P., Fuhrman, F., Haglund, P., Hallberg, E., Holmgren, T., ... Öman, A. (2010). National inventory of emissions of additives from plastic materials. Göteborg: ChEmiTecs. Westerhoff, P., Prapaipong, P., Shock, E. & Hillaireau, A. (2008). Antimony leaching from polyethylene terephthalate (PET) plastic used for bottled drinking water. Water Research 42, 551-556. doi: 10.1016/j.watres.2007.07.048 Wick, P., Malek, A., Manser, P., Meili, D., Maeder-Althaus, X., Diener, L., ... Von Mandach, U. (2010). Barrier capacity of human placenta for nanosized materials. Environmental Health Perspectives 118(3), 432-436. doi: 10.1289/ehp.0901200 Williams, A.T. & Simmons, S.L. (1996). The degradation of plastic litter in rivers: implications for beaches. Journal of Coastal Conservation 2, 63-72. doi: 10.1007/BF02743038 Williams, A.T. & Simmons, S.L. (1997). Movement patterns of riverline litter. Water, Air and Soil Pollution 98(1-2), 119-139. Wurl, O. & Obbard, J.P. (2004). A review of pollutants in the sea-surface microlayer (SML): a unique habitat for marine organisms. Marine Pollution Bulletin 48, 1016-1030. doi: 10.1016/j.marpolbul.2004.03.016 Xu, G., Wang, Q-H., Gu, Q-B., Cao, Y-Z., Du, X-M. & Li, F-S. (2006). Contamination characteristics and degradation behavior of low-density polyethylene film residues in typical farmland soils of China. Journal of Environmental Science and Health, Part B: Pesticides, Food Contaminants, and Agricultural Wastes 41(2), 189–199. doi: 10.1080/03601230500365069 Yates, M.R. & Barlow, C.Y. (2013). Life cycle assessments of biodegradable, commercial biopolymers – a critical review. Resources, Conservation and Recycling 78, 54–66. doi: 10.1016/j.resconrec.2013.06.010


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Ye, S. & Andrady, A.L. (1991). Fouling of floating plastic debris under Biscayne Bay exposure conditions. Marine Pollution Bulletin 22, 608-613. doi: 10.1016/0025-326X(91)90249-R Zarfl, C. & Matthies, M. (2010). Are marine plastic particles transport vectors for organic pollutants to the Arctic? Marine Pollution Bulletin 60, 1810-1814. doi: 10.1016/j.marpolbul.2010.05.026 Zbyszewski, M. & Corcoran, P.L. (2011). Distribution and degradation of fresh water plastic particles along the beaches of Lake Huron, Canada. Water, Air, & Soil Pollution 220, 365-372. doi: 10.1007/s11270-011-0760-6 Zeegers, I. (2014). Size matters. Nanoplastics gevaarlijker dan microplastics. Magazine over de zee 2. Amsterdam: stichting Water&Media. Geraadpleegd op 31 juli 2014 via http://overdezee.nl/wpcontent/uploads/odz2-33-35.pdf Zubris, K.A.V. & Richards B. (2005). Synthetic fibers as an indicator of land application of sludge. Environmental Pollution 138(2), 201-211. doi: 10.1016/j.envpol.2005.04.013


MICROPLASTICS

IN DE

Bijlage A

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Overzicht van soorten additieven en hun werking

Ontwikkelingen op het gebied van nieuwe materialen, prijswijzigingen, verbeteringen in het productieapparaat, veranderende afnemerswensen, milieuwet- en regelgeving, enzovoorts bepalen de vraag naar plasticingrediënten. Deze ontwikkelingen hebben ervoor gezorgd dat er een breed scala aan beschikbare en toegestane additieven bestaat. Een belangrijke lijst met toegestane additieven is die uit Richtlijn 2002/72/EG van de Commissie van 6 augustus 2002 inzake materialen en voorwerpen van kunststof, bestemd om met levensmiddelen in aanraking te komen (Europees Parlement en de raad van de Europese Unie, 2002). Dit betreft geen statische lijst, want na een goedkeurende beoordeling door de Europese Autoriteit voor Voedselveiligheid (European Food Safety Authority, EFSA) kunnen er nieuwe additieven aan worden toegevoegd. Deze lijst (“Provisional list of additives used in Plastics”) is te vinden op de site van de EU met doorverwijzingen naar de site van de EFSA (Europees Parlement en de raad van de Europese Unie, 2011). Hieronder worden geen specifieke additieven genoemd, alleen de soorten additieven en hun werking. Tabel A.1 Overzicht van soorten additieven en hun werking (bron: Kutz, 2011)


MICROPLASTICS

IN DE

Bijlage B

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Voorbeelden van gebruikstoepassingen per soort plastic

Tabel B.1 Voorbeelden van gebruikstoepassingen per soort plastic (Bron: 1: Brien, 2007; 2: SPI, 2014)


MICROPLASTICS

IN DE

Bijlage C

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

De geschiedenis van plastic

Tabel C.1: De geschiedenis van plastics (Bron: Hammer et al., 2012) Jaar 1839 1839 1862 1865 1869 1872 1894 1909 1926 1933 1935 1936 1937 1938 1938 1942 1951 1951 1953 1954

Soort plastic

Ontdekt/ontwikkeld

Natuurrubber Polystyreen Parkesine Celluloseacetaat Celluloid Polyvinylchloride Viscose Rayon Fenolhars Plasticized PVC Polyvinylidene chloride Lagedichtheidpolyethyleen Acrylic of polymethyl methacrylaat Polyurethaan Polystyreen Polyethyleen Terephthalate Onverzadigd polyester Hogedichtheidpolyethyleen Polypropyleen Polycarbonaat Styrofoam

Charles Goodyear (vulkanisatie) Eduard Simon Aleander Parkes Paul Schützenberger John Wesley Hyatt Eugen Baumann Charles Frederick Cross Leo Hendrik Baekeland Walter Semon Ralph Wiley Reginald Gibson en Eric Fawcett

1960 Polylactide 1978 Lineair lagedichtheidpolyethyleen

Otto Bayer en co-workers Commericieel toepasbare vorm John Whinfield en James Dickson John Whinfield en James Dickson Paul Hogan en robert Banks Paul Hogan en robert Banks Hermann Schnell Ray McIntire Patric Gruber vond commericeel toepasbaar productieproces uit Dupont


MICROPLASTICS

IN DE

Bijlage D

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Resin identificatiecodes van het SPI

Tabel D.1 Resin identificatiecodes van het SPI (Bron: SPI, 2014)


MICROPLASTICS

IN DE

Bijlage E

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

OSPAR inventarisatielijst

Deze lijst wordt gebruikt als inventarisatielijst bij verzamelen opruimacties op stranden. Op een stuk strand van 100 meter lang wordt bijgehouden en aangekruist welk afval van welke categorie wordt aangetroffen. Er zijn 111 soorten afval onderscheiden op de lijst, verdeeld over 13 categorieën. Plastic/polystyreen is één van die categorieën. Hierin staan 48 artikelen. Echter plastic uit onze definitie is niet alleen voorbehouden aan deze categorie. Verschillende soorten rubber, kleding, sanitair afval, enz. bevatten ook plastic, plastic deeltjes of plastic vezels. Bij het trekken van conclusies uit inventarisaties dient hiermee wel rekening gehouden worden. Tabel E.1 Marine Litter Monitoring Survey (Bron: OSPAR Commission, 2007)


MICROPLASTICS

IN DE

Bijlage F

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Inventarisatie van grootte-indelingen van plastic afval

Tabel F.1 Inventarisatie van grootte indelingen van plastic afval (Bron: in eerste kolom tabel aangegeven)


MICROPLASTICS

IN DE

Bijlage G

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Maatschappelijke en beleidsmatige aspecten van plasticvervuiling

De antropogene oorsprong van plastic houdt in dat de vervuilingsdruk afhangt van de intensiteit van de menselijke activiteiten. Zo is bijvoorbeeld de instroom van de hoeveelheid plastic vezels van kleding en ander textiel in de winter hoger omdat er dan meer kleding gedragen en gewassen wordt. (Browne et al,. 2011). Verder spelen economische motieven en normen en waarden c.q. een combinatie van deze zaken ook een rol. Uit een onderzoek in Limburg blijkt dat wanneer de burger geld moet betalen om zijn afval in te leveren dit tot dumpgedrag leidt (Waltjé, 2007, as cited in Van Paassen, 2010). Hoe er met afval wordt omgegaan varieert per land (European Commission, 2011). Leden van de Europese Unie moeten zich houden aan de regels die zijn vastgelegd in de Europese Richtlijn betreffende Afvalstoffen 2008/98/EG (Europees Parlement en de raad van de Europese Unie, 2008b). Deze richtlijn schrijft voor dat het afvalbeleid van de lidstaten in volgorde van prioriteit zich moet richten op preventie, voorbereiding voor hergebruik, recycling, andere nuttige toepassingen (met name energieterugwinning) en als laatste pas op verwijdering. De richtlijn geeft doelstellingen op deze gebieden, maar de lidstaten zijn vrij in hoe zij deze doelen willen bereiken. Ook zijn er geen specifieke doelstellingen met betrekking tot plastic afval. Waar in Nederland dus relatief weinig afval gestort wordt, kan in de omringende landen dit heel anders zijn. Ook kan de zorgvuldigheid waarmee met het afval wordt omgegaan per land verschillen. Ook met betrekking tot de bronnen van microplastics kan hier per land verschil in zitten. Zo wordt er in Nederland thans geen zuiveringsslib meer gebruikt als grondverbeteraar. In de ons omringende landen wordt nog wel toegepast, en die verontreinigingen kunnen ook ons land bereiken (zie ook paragraaf 3.1.3.3.). Lambert (2013) stelt dat het belang van de ene boven de andere bron afhangt van geografische locatie en infrastructuur. Vooral in landen waar de infrastructuur te wensen overlaat, worden vuilstortplaatsen als belangrijke bron gezien. In ontwikkelde en welvarende landen worden er meer belang gehecht aan microbeads in verzorgingsproducten als bron (zie ook paragraaf 3.1.2.3 en 3.1.3.1). Voor de zoete wateren is er nog geen beleid opgesteld inzake plasticverontreiniging. De eisen omtrent de kwaliteit van de Europese zoete wateren zijn vastgelegd in de Europese Kaderrichtlijn Water 2000/60/EG, maar deze voorziet niet in plastics (Rijksoverheid, 2008). In de Kaderrichtlijn Mariene Strategie 2008/56/EG is dit wel het geval: In de lijst “Kwalitatief beschrijvende elementen voor de omschrijving van de goede milieutoestand” is onder punt 10 bepaald: “De eigenschappen van, en de hoeveelheden zwerfvuil op zee veroorzaken geen schade aan het kusten mariene milieu (Europees Parlement en de raad van de Europese Unie, 2008a). Indicatoren en monitoringsprogramma’s om voor plastics hieraan invulling te geven zijn in ontwikkeling. Roex et al. (2014) noemen in dit kader de EU projecten CLEANSEA en MICRO als voorbeelden.


MICROPLASTICS

IN DE

Bijlage H

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Resultaten van inventarisaties van plastic afval


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Bijlage I Kenmerken van de vier grote Nederlandse rivieren en hun stroomgebied Tabel I.1Kenmerken van de vier grote Nederlandse rivieren en hun stroomgebied (Bron: 1: Rijksoverheid, 2004; 2: Rijksoverheid 2009a t/m e)

Eems De Eems ontspringt in het natuurgebied Senne in Duitsland en mondt via de Dollard en de Waddenzee uit in de Noordzee (Rijksoverheid, 2009b). De laatste 100 kilometer van de Eems kent een geleidelijke zoet-zout overgang. In dit estuarium heerst dynamiek door wind, golven en getij. De Eems wordt gevoed door regen. Het Nederlandse stroomgebied van de Eems en een klein deel van het Duitse stroomgebied van de Eems worden aangeduid als het gebied Eems (Eems-Dollard plus Nedereems). In het stroomgebied van gebied Eems zijn 18 RWZI’s aanwezig die daar op het oppervlaktewater lozen. Daarnaast zijn er 30 belangrijke industriële bedrijven geïdentificeerd als belangrijke directe lozer (niet via een openbare RWZI). Zoals in paragraaf 3.1.3.1. is vermeld staan deze industrieën niet uitgesplitst naar SBI code, waardoor niet bekend is of dit ook bedrijven uit de plasticindustrie betreft. Maas De Maas ontspringt in Frankrijk ongeveer 100 kilometer ten noordoosten van Dijon en stroomt door Frankrijk, België, Duitsland en Nederland (Rijksoverheid, 2009c). De Maas wordt gevoed door regen en de loop van de Maas wordt getypeerd door veel meandering. In het Nederlandse stroomgebied van de Maas zijn 58 RWZI’s aanwezig die daar op het oppervlaktewater lozen. Daarnaast zijn er 53 belangrijke industriële bedrijven geïdentificeerd als belangrijke directe lozer(niet via een openbare RWZI). Rijn De Rijn ontspringt in de Zwitserse Alpen in het kanton Graubunden en stroomt door Zwitserland, Italië, Liechtenstein, Oosterrijk, Duitsland, Frankrijk, België, Luxemburg en Nederland (Rijksoverheid, 2009d). De Rijn is één van de belangrijkste rivieren in Europa voor wat betreft waterafvoer. De Rijn is een gemengde rivier, wat inhoud dat hij zowel door smelt- als door en regenwater wordt gevoed. Het Nederlandse stroomgebied van de Rijn en een klein deel van het Duitse stroomgebied van de Rijn worden aangeduid als Rijndelta. In het stroomgebied van de Rijndelta zijn 176 RWZI’s aanwezig die daar op het oppervlaktewater lozen. Daarnaast zijn er 176 belangrijke industriële bedrijven geïdentificeerd als belangrijke directe lozer (niet via een openbare RWZI). Schelde De Schelde ontspringt in Frankrijk en loopt door Frankrijk, België en Nederland (Rijksoverheid, 2009a). De Schelde omvat beide overgebleven Nederlandse estuaria: De Westerschelde en de Oosterschelde. In de Westerschelde is het getijdenverschil groot, in de Oosterschelde worden deze beheerst en afgetopt door de Deltawerken (Rijksoverheid, 2009e). De Schelde wordt gevoed door regenwater. In het Nederlandse stroomgebied van de Schelde zijn 26 RWZI’s aanwezig die daar op het oppervlaktewater lozen. Daarnaast zijn er 26 belangrijke industriële bedrijven geïdentificeerd als belangrijke directe lozer(niet via een openbare RWZI).


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Bijlage J Dichtheid van plastics per resin identificatiecode Tabel J.1 Dichtheid van plastics per resin identificatiecode (Bron: Kutz, 2011) Afkorting

Dichtheid g/cm3

1

PET

1,35 - 1,38

2

HD-PE

0,94 - 0,96

3

PVC

1,32 - 1,42

4

LD-PE

0,91 - 0,93

5

PP

0,90 - 0,92

6

PS

1,03 - 1,06 wijde range

7

OTHER

Resin identificatienummer


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Bijlage K Biotische invloedsfactoren bij degradatie van plastic K.1 Microbiële degradatie van plastic Degradatie door depolymerisatie kan geschieden door werking van intra- of extracellulaire enzymen (Shah et al., 2008). Depolymerisatie vindt meestal eerst buiten het organisme plaats omwille van de omvang en de onoplosbaarheid van de meeste polymeren. Extracellulaire enzymen knippen interne linken in de polymeerketting door of knippen terminale monomeren in de polymeerketting door. Kleinere oligomere of monomere fragmenten kunnen vervolgens naar het binnenste van de microbiële cel getransporteerd worden waar het plastic als C- of energiebron wordt gebruikt en het materiaal uiteindelijk wordt gemineraliseerd. Tijdens het degradatieproces in de cel wordt ATP gegenereerd en gassen (zoals CO2, CH4, N2, H2, enz.), water, zout, mineralen en biomassa worden geproduceerd. Biodegradatie geschiedt bijgevolg nooit volledig aangezien een aandeel van het polymeer wordt gebruikt voor de opbouw van biomassa in het micro-organisme (Shah et al., 2008; Van der Zee, 2011). Biodegradatie zou daarnaast ook kunnen vertraagd worden door bloei van cyanobacteria (Volova, Gladyshev, Trusova & Zhila, 2006) wat kan voorkomen in geëutrofieerde kustzones en zoetwatermilieu. K.2 Biofouling van plastic Biofouling is het proces waarbij drijvend plastic eerst wordt bedekt met een laagje biofilm bestaande uit koolhydraten, proteïnen, exopolysacchariden en micro-organismen. Door adsorptie van deze macromoleculen aan het oppervlak van plastic kunnen de fysische en chemische eigenschappen van plastic wijzigen. Vervolgens wordt op deze biofilm een algenmat met een invertebratenkolonie bestaande uit mosselen, annelidae zoals borstelwormen, rankpootkreeften, enz. gevormd. Biofouling werd reeds vastgesteld op verschillende plastics en polymeren in het mariene milieu (Andrady, 2011; Muthukumar et al., 2011). Door deze bedekkingen stijgt de dichtheid van het materiaal waardoor het plastic niet meer kan blijven drijven, maar onder het wateroppervlak zal zakken (zie ook paragraaf 3.1.4.1). Door vraat of andere mechanismen verdwijnt een deel van de biofilm waardoor het plastic weer komt bovendrijven aan het vloeistofoppervlak (Andrady & Song, 1991 in Andrady, 2011). Dit proces wordt cyclisch herhaald totdat het plastic naar de bodem zakt alwaar het materiaal in een anoxisch en donker milieu terechtkomt (Andrady, 2011; Shah et al., 2008). Het plastic afval op de zeebodem kan hier beschutting bieden aan benthische gemeenschappen (Katsanevakis, Virriopoulos, Nicolaidou & Thessalou-Legaki, 2007).


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Bijlage L Abiotische invloedsfactoren bij degradatie van plastic L.1 Foto-oxidatie van plastic De spectrale energie van zonnestraling die de aarde bereikt heeft een golflengte tussen 298 nm (ultraviolette straling of UV-straling) en 2500 nm (nabije-infrarode straling of NIR-straling) (Hammer et al., 2012). Er zou een correlatie aangetoond zijn tussen de intensiteit van UV-B-straling en degradatie van plastic (Mills, 2006 in Wellfair, 2008). Tijdens blootstelling van het plastic aan UV-straling (290-400 nm) of aan de zichtbare golflengten van het lichtspectrum (400-700 nm) worden waterstofatomen aan de koolstofruggengraat van het polymeer onttrokken. De belangrijkste degradatieprocessen onder invloed van licht omvatten het breken van de polymeerketen of het optreden van cross-linkingreacties, dit zijn bindingen die worden gemaakt tussen de polymeerketens onderling (Al-Salem, 2009). Omdat korte golflengten meer energie bezitten dan lange golflengten, kunnen kortere golflengten sterke bindingen breken en geschiedt foto-oxidatieve degradatie meestal in het UV-gebied van de zonnestraling (298-420 nm) (Cooper, 2012; Gorycka, 2009; Hammer et al., 2012). Sommige additieven in plastic kunnen het materiaal resistenter of gevoeliger maken. Chromoforen zijn een voorbeeld van stoffen die plastics fotogevoeliger maken. Chromoforen zijn stoffen die licht met golflengten langer dan 290 nm kunnen absorberen waarbij verkleuring van het materiaal optreedt. Voorbeelden van chromoforen zijn peroxiden, hydroperoxiden, carbonylgroepen, residuen van katalysatoren en aromaten. Als UV-straling wordt geabsorbeerd door chromoforen kunnen chemische bindingen breken waardoor degradatie van het materiaal optreedt. Fotolyse van chromoforen leidt tot verbleken van het materiaal (Cooper, 2012; Hammer et al., 2012). L.2 Degradatiepatronen op plastic bij mechanische erosie Groeven, putjes, schilfers en deeltjes op het materiaal zijn typisch voor mechanische erosie op stranden (zoet- of zoutwater) (Figuur 5 a-e). Lineaire en sikkelvormige stressfacturen op het materiaal worden waarschijnlijk veroorzaakt door transport van het plastic door de waterkolom (Figuur 5 f-g) (Zbyszewski & Corcoran, 2011). Granulaire structuren zijn kenmerkend voor geoxideerde fragmenten (Figuur 5 h). Aan de breuken van het plastic kan verdere chemische verwering in de vorm van oxidatie plaatsvinden (Zbyszewski & Corcoran, 2011). Afgeronde deeltjes met lineaire breuken en vastgehechte deeltjes worden sneller geoxideerd dan hoekige deeltjes die conchoïdiale breuken vertonen (de fragmenten lijken op gebroken glas) (Corcoran, Biesinger & Grifi, 2009; Zbyszewski & Corcoran, 2011).


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Bijlage M Degradatiesnelheden tussen terrestrisch en marien milieu Tabel M.1: vergelijking van degradatieverschillen tussen terrestrisch en marien milieu (Bron: Andrady et al., 1993).


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Figuur M.1: degradatiesnelheden (in dagen) voor LDPE en E/CO (ethyleen-koolstofmonoxideplastic) in terrestrisch en marien milieu (Bron: Andrady et al., 1993)


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Bijlage N Foto-oxidatie van plastics N.1 Vorming van chromoforen bij foto-oxidatie van PE en PP Carbonylchromoforen zouden een belangrijke schakel zijn bij foto-oxidatie in PE en voor PP zouden dit hydroperoxidechromoforen zijn. In aanwezigheid van carbonylgroepen vinden Norrish type I of Norrish type II reacties plaats. Bij de eerste reactie worden gevormde radicalen gepaard, bij de tweede reactie vindt een transfer van waterstof plaats (Cooper, 2012). Hydroperoxide is een belangrijk chromofoor in polymeren aangezien de vorming van de functionele groep snel kan gevormd worden door verwijdering van waterstof (Singh & Sharma, 2008). N.2 Onzuiverheden in alifatische plastics In alfatische plastics zitten meestal onzuiverheden die ontstaan in de productiefase en fotooxidatiereacties bevorderen. Deze onzuiverheden kunnen residuen van katalysatoren, organische contaminanten en producten van thermische oxidatie zijn en kunnen UV-straling absorberen waardoor het polymeer gevoeliger wordt voor foto-oxidatie. Doordat deze onzuiverheden een kettingreactie met vrije radicalen, en atomen of moleculen met een ongepaard elektron kunnen initiëren, kunnen alifatische polymeren bevattelijker zijn voor foto-oxidatie dan aromatische polymeren (Hammer et al., 2012).


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Bijlage O Biodegradatie van PE Biodegradatie van PE geschiedt door biologische oxidatie door het toevoegen van een carbonylgroep aan de ruggengraat. Vervolgens worden de carbonylgroepen omgezet tot alchohol door het monooxygenase enzym. Alcohol wordt geoxideerd tot een aldehyde door het enzym alcoholdehydrogenase. Aldehyde wordt omgezet tot vetzuur door alcholdehyrogenase dat -oxidatie ondergaat in de microbiële cellen (Gautam et al., 2008 in Leja & Lewandowicz, 2010).


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Bijlage P Verschillen in degradatie tussen verschillende polymeertypen en tussen synthetische, natuurlijke en biologisch afbreekbare polymeren P.1 Thermische oxidatie van plastics Onder invloed van thermische stress depolymeriseren polyolefinen zoals PE en PP niet, maar bij polyolefinen kunnen wel brekingen in de ruggengraat van het polymeer ontstaan of kunnen functionele groepen worden geëlimineerd. Polymethylmethaacrylaat (PMMA) daarentegen, kan bij hoge temperaturen wel worden gedepolymeriseerd. Thermo-oxidatie van polyolefinen vindt plaats tijdens het fabricatieproces waarbij veel onzuiverheden in het materiaal worden gegenereerd (Singh & Sharma, 2008). Bindingen in de ruggengraat van het polymeer worden homolytisch gesplitst. Hierbij ontstaan oligomeren van verschillende lengte en steeds kleinere plasticfragmenten ontstaan. Een tweede mogelijkheid is dat functionele groepen worden afgesplitst en een onverzadigde ketting overblijft. De bindingen in deze ketting worden gebroken met verdere fragmentatie van het plastic tot gevolg (Cooper, 2012). P.2 Degradatie van plastics door chemische stoffen Ozon gaat in reactie met alifatische groepen, onverzadigde en aromatische plastics met vorming van ionen of peroxyderadicalen waarna uiteindelijk een carbonylgroep wordt genereerd. Polystyreen (PS) wordt trager afgebroken door ozon dan onverzadigde polymeren. Afbraakproducten zoals peroxide, zuren en ketonen worden gevormd bij de degradatie van PS. Ozon reageert met PE met vorming van geoxideerde functionele groepen waardoor breuken in de polymeerkettingen optreden. Bij polyamide wordt de –C-N- binding onder invloed van ozon uitgerekt. Ozon brengt scheuren teweeg in de structuur van gevulcaniseerd rubber. Bij LDPE en PP wordt de mechanische structuur door ozon aangetast (Singh & Sharma, 2008). Zbyszewski en Corcoran (2011) stelden vast dat polypropyleen (PP) gevoeliger is aan chemische degradatie dan polyethyleen (PE). De onderzoekers gaven zelf aan dat de verblijftijden van de deeltjes van PP en PE onduidelijk waren, dus hieruit konden geen echte conclusie getrokken worden omtrent de gevoeligheid voor chemische degradatie bij PP en PE.


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Bijlage Q Vrijstellingen van gassen bij degradatie van plastics Lambert et al. (2013) concludeerden dat tijdens degradatie van plastics vluchtige gassen worden geproduceerd. Aangezien de massa van latex afnam in labo-omstandigheden, werd verondersteld dat het massaverlies te wijten was aan het ontsnappen van gassen. Door Lambert (2013) wordt gesteld dat bij degradatie plastics continue transformatie ondergaan van een niet-vluchtige toestand naar semi-vluchtige toestand tot een uiteindelijke vluchtige toestand. Bijgevolg zou de atmosfeer een sink zijn voor vluchtige gassen bij degradatie van plastics (Lambert, 2013). Voor bioplastics op basis van oliën zou netto koolstofdioxide naar de atmosfeer vrijgesteld worden wat zou bijdragen aan de klimaatopwarming, maar hier is nog verder onderzoek naar nodig. Hernieuwbare materialen dienen als grondstof voor bioplastics en bieden een alternatief aan eindige voorraden zoals fossiele brandstoffen (Davis & Song, 2006; Song et al., 2009). Bioplastics op basis van zetmeel zouden niet bijdragen aan de klimaatopwarming aangezien zij bekomen werden via fotosynthese (Wellfair, 2008). Daar staat tegen over dat bijvoorbeeld de productie van 1 kg PHA meer dan 1,5 keer meer energie vereist dan de productie van 1 kg PP (Gerngross et al., 2000 in Wellfair, 2008). Gevulcaniseerd rubber is rubber waaraan zwavel werd toegevoegd om het materiaal duurzamer te maken. Het polymeer bevat hierdoor meer cross-linking tussen de ketens onderling. Gezien de C-S en S-S bindingen een lagere bindingsenergie bevatten dan andere koolstofbindingen in het polymeer, wordt bij degradatie van gevulcaniseerd rubber eerst de zwavelbindingen gebroken door fotolyse. Hierna bindt zwavel zich aan zuurstof uit water, atmosferische of opgeloste zuurstof. Het zwaveldioxidegas belandt uiteindelijk in de atmosfeer (Figuur R.2) (Lambert, 2013).

Figuur R.1: Breking van zwavelbindingen en vervolgens koolstofbindingen door foto-oxidatie (Bron: Lambert, 2013).


MICROPLASTICS

IN DE

NEDERLANDSE

ZOETE WATEREN

Bijlage R Inschatting emissies van additieven uit plastic zwerfafval a) Emissies van enkele additieven uit plastic materialen (geaccumuleerde voorraad) in Zweden (Westerdahl et al., 2010): DBP: DEHP: Pentabromodifenylether: BPA: Zinkstearaat:

2.876.000 kg/jaar 2.283.000 kg/jaar 2.019.000 kg/jaar 1.090.000 kg/jaar 843.000 kg/jaar

Bij deze berekeningen is er vanuit gegaan dat fysische en biologische degradatie van plastic materialen niet plaatsvindt en wordt de eventuele invloed van omringende media op de diffusie van additieven genegeerd. Bovendien zijn enkele productcategorieën die in potentie plastic materialen bevatten buiten beschouwing gelaten. b) Extrapolatie naar Nederlandse situatie aan de hand van het bevolkingsaantal (a x 1,74) (16,9 miljoen/9,7 miljoen, cijfers: https://www.cia.gov/library/publications/the-world-factbook/): DBP: DEHP: Pentabromodifenylether: BPA: Zinkstearaat:

5.004.240 3.972.420 3.513.060 1.896.600 1.466.820

kg/jaar kg/jaar kg/jaar kg/jaar kg/jaar

c) Verhouding, plastic materialen in Nederland/Nederlands plastic zwerfafval: Massa plastic materialen (geaccumuleerde voorraad) in Zweden in 2009 = 93.986.416.000 kg. Massa plastic materialen in Nederland (x 1,74)= 163.536.363.800 kg. Geschatte hoeveelheid Nederlands zwerfafval, maximaal 300.000.000 kg/jaar (www.milieucentraal.nl). Aandeel plastic is 13% (massa) wanneer er vanuit wordt gegaan dat de samenstelling vergelijkbaar is met huishoudelijk restafval (Rijkswaterstaat, 2012). Massa Nederlands plastic zwerfafval = 39.000.000 kg/jaar. Verhouding plastic materialen/plastic zwerfafval ≈ 4193. d) Emissies van additieven uit Nederlands plastic zwerfafval (b/4193)*: DBP: DEHP: Pentabromodifenylether: BPA: Zinkstearaat:

1193,47 kg/jaar 947,39 kg/jaar 837,84 kg/jaar 452,33 kg/jaar 349,83 kg/jaar

e) Totale emissie additieven uit Nederlands plastic zwerfafval*: Gemiddelde aandeel additieven in plastics (massa): 15% (Westerdahl et al., 2010). De waarde van 15% is bepaald door ook rekening te houden met verouderd plastic, waaruit al een deel van de additieven is gediffundeerd. Gemiddelde aandeel geëmitteerd van deze additieven: 2%/jaar (Westerdahl et al., 2010). Gemiddelde hoeveelheid geëmitteerd: 39.000.000 · 0,15 · 0,02 = 117.000 kg/jaar. * Bij deze berekeningen wordt er wel vanuit gegaan dat het plastic afval een jaar lang in het milieu verblijft. In de

praktijk zal mogelijk een deel al voortijdig zijn opgeruimd door instanties, vrijwilligers etc. Daar staat tegenover dat plastic afval in het milieu degradatieprocessen kan ondergaan, wat emissies van additieven zou kunnen versnellen .


vakgroep Natuurwetenschappen/School of Science Open Universiteit Postbus 2960 6401 DL Heerlen, NL tel. +31 45 576 2877 [email protected] www.ou.nl/nw www.Incompany-milieuadvies.nl

Microplastics in de Nederlandse zoete wateren

Recommend Documents