TNO Beleidsstudies en Advies

TNO Beleidsstudies en Advies

.:":

-.f..'""-"

,."•"

• :

!

• %

"

•' '

".:---

_

_

'

TNO-rapport

STB/9S/40-IH

EEN CHLOORBALANS VOOR NEDERLAND Deel EU: Achtergronden, Bijlagen en Peer-review

£7/-}/M

Studiecentrum voor Technologie en Beleid

TNO Beleidsstudies en Advies

Laan van Westenenk 501 Postbus 541 7300 A M Apeldoorn Fax 055 - 542 14 58 Telefoon 055 - 549 35 00

TNO-rapport STB/95/40-IÏÏ

EEN CHLOORBALANS VOOR NEDERLAND Deel III: Achtergronden, Bijlagen en Peer-review

Eindrapportage In opdracht van de Ministeries van VROM, Economische Zaken en Verkeer en Waterstaat. Uitgevoerd door TNO in samenwerking met het Centrum voor Milieukunde Leiden

Apeldoorn / Leiden, 16 november 1995 Hoofduitvoering en eindredactie: Alle rechten voorbehouden, Niets uit deze uitgave mag worden vermenigvuldigd en/of openbaar gemaakt door middel van druk, fotokopie, microfilm of op welke andere wijze dan ook, zonder voorafgaande toestemming van TNO. Indien dit rapport in opdracht werd uitgebracht, wordt voor de rechten en verplichtingen van opdrachtgever en opdrachtnemer verwezen naar de 'Algemene Voorwaarden voor Onderzoeksopdrachten aan TNO', dan wel de betreffende terzake tussen partijen gesloten overeenkomst. Het ter inzage geven van het TNO-rapport aan direct belanghebbenden is toegestaan. ©TNO

A. Tukker (TNO Studiecentrum voor Technologie en Beleid) R. Kleijn (Centrum voor Milieukunde Leiden) E. v.d. Voet (Centrum voor Milieukunde Leiden) Met bijdragen van: M. Alkemade (TNO Milieu, Energie en Procestechnologie) J. Brouwer (TNO Milieu, Energie en Procestechnologie) H. de Groot (TNO Kunststof- en Rubberinstituut) J. de Koning (TNO Milieu, Energie en Procestechnologie) T. Pulles (TNO Milieu, Energie en Procestechnologie) E. Smeets (TNO Studiecentrum voor Technologie en Beleid) JJ.D. v.d. Steen (TNO Milieu en Energie)

Nederlandse organisatie voor toegepast-natuurwetenschappelijk onderzoek TNO-Beleidsstudies en Advies adviseert het bedrijtsleven, de overheid en dienstverlenende organisatie op basis van strategisch onderzoek op het gebied van technologische ontwikkelingen, technologiemanagement en ruimtelijke organisatie. Daarbij levert zij diensten inzake innovatie, creativiteit, kwaliteitszorg en literatuur/octrooi-onderzoek.

"*"N^^

Op opdrachten aan TNO zijn van toepassing de Algemene Voorwaarden voor onderzoeksopdrachten aan TNO, zoals gedeponeerd bij de Arrondissementsrechtbank en de Kamer van Koophandel te 's-Gravenhage.

EEN CHLOORBALANS VOOR NEDERLAND

DEEL UI: ACHTERGRONDEN

Eindrapport november 1995

Noot Deze studie maakt gebruik van de beoordehngsstap uit de Handleiding voor milieogerichte leveftscyclusanafyse (LCA) voor p r o v e n van CML, TNO en 8
CML/TNCtfB&

SETAC Code of Practice

TocbchaDg

G-handleiding Doelbepaling

Goal defimtion and: scópuig

Inventarisatie

Invemocy analysis t Classification

Ctassiftcatie

Inventarrsatie van emissies/milieuiogrepen

f

<5roepereri van ingrepen naar probleemtype (ftemsö

l Characcerizaiion»

Betekening bijdrage van een ïngfeep aan een thema

J

Impact assessment Ëvaluaüe

Valoation

Verbeteranalyse

Improvement assessment

INHOUDSOPGAVE DEEL ffl (ACHTERGRONDEN) 1 EMISSIEBEOORDELING (THEORIE) 1.1 Inleiding 1.2 Classificatie , 1.2.1 Inleiding 1.2.2 Versterking van het broeikaseffect 1.2.3 Afbraak van de ozonlaag 1.2.4 Humane toxiciteit .. 1.2.5 Ecotoxiciteit 1.2.6 Fotochemische oxidantvorming 1.2.7 Verzuring 1.2.8 Afvalstort / ruimtegebruik 1.2.9 Stank 1.2.10 Werkwijze bij ontbrekende classificatiefactoren 1.3 Normalisatie 1.3.1 Inleiding 1.3.2 Data voor de normalisatiestap 1.2.3 Onzekerheden in de Nederlandse totaalscores 1.4 Distance-to-target weegfactoren 1.4.1 Inleiding 1.4.2 Het distance-to-target principe 1.4.3 Voorlopige distance-to-target weegfactoren voor de CML-classifïcatie 1.4.4 Weegfactoren uit andere studies 1.5 Benchmarking van milieuprestaties van een doelgroep 1.5.1 Inleiding 1.5.2 Een benchmark voor de chloorketen 1.6 •, Knelpunten bij een duurzaamheidsbeoordeling 1.6.1 Inleiding 1.6.2 Mogelijke duurzaamheidsniveau's . J . . . . . . 1.6.3 Conclusies

1 1 4 4 5 6 6 10 13 13 14 14 16 17 17 17 19 • • • • 21 21 22 23 26 27 27 29 30 30 31 34

2 BEOORDELING TOXICITEIT VAN GESELECTEERDE STOFFEN TEGEN DE ACHTERGROND VAN HET NEDERLANDSE RISICOBELEID . . 37 2.1 Inleiding 37 2.2 Motivatie werkwijze en beoordelingskader 38 2.2.1 Inleiding 38 2.2.2 Optie 1: de LCA-storingsmethode 38 2.2.3 Optie 2: UBS of level III MacKay modellen 39 2.2.4 Optie 3: aanpak uit het aandachtstoffenbeleid 39 2.2.5 Motivatie keuze werkwijze en uitwerking 41

t

2.3 2.4 2.5 2.6 2.7 2.8 2.9 2.10 2.11 2.12 2.13 2.14 2.15 2.16 2.17 2.18 2.19

Chloorbenzenen Dichloorethaan PER Chloroform Dioxinen . Dichloormethaan Trichlooretheen Vinylchloride Epichloorhydrine (ECH) Allylchloride (AC) Mecorop (MCPP) MCPA Dichloorvos Atrazin Chloor Overige beoordelingen uit het aandachtstoffenrapport Samenvattend overzicht risico-beoordeling

42 45 47 .49 51 54 56 58 60 61 62 . . 63 65 67 68 69 71

3 SFINX: EEN COMPUTERPROGRAMMA VOOR HET UITVOEREN VAN STOFSTROOMANALYSES 3.1 Algemeen kader en doel 3.2 Opbouw van het model 3.3 Toepassing Sfinx in de chloorketenstudie . . . . . . . . . . . . . . . . .

73 73 74 75

BIJLAGEN 1 2 3 4 5 6 7

Referenties Chloorfractie en molmassa's chloorverbindingen Basislijst van 150 stoffen en lijst van 40 stoffen Totaalemissies en scores op thema's Lijst van afkortingen Enkele definities Leden begeleidingscommissie, technische werkgroep en klankbordgroep 8 Peer-review

< . . . . B/1 21 23 30 35 39 41 43

1

EMISSIEBEOORDELING (THEORIE)

1.1

INLEIDING

Een doel van de studie is "het geven van een inschatting van de risico's voor mens en milieu die optreden als gevolg van lekken in de chloorketen". Om een vergelijking te maken op basis van risico's voor mens en milieu zullen de emissies worden afgewogen op hun potentiële bijdrage aan bepaalde milieuproblemen. Bij een dergelijke beoordeling kan een aantal stappen onderscheiden worden: 1. inventarisatie van emissies en milieu-ingrepen veroorzaakt door het onderzochte systeem; 2. classificatie van milieu-ingrepen naar type effect of milieuprobleem, gevolgd door een kwantificering van de bijdrage aan dit probleemtype; 3. (eventueel een) normalisatie van effectscores door ze uit te drukken als fractie van de totale omvang van het probleem in een bepaalde periode in een regio, en een evaluatie waarin de (evt. genormaliseerde) effectscores na weging worden herleid tot één milieu-index. "Lekken uit de chloorketen" worden in deze studie gedefinieerd als emissies naar het milieu. Dat wil zeggen dat afvalstromen pas lekken worden wanneer deze in het milieu terecht komen. Stort wordt gelijkgesteld aan emissie naar het milieu. Afvalstromen die terecht komen in afvalverbranding worden gezien als stromen binnen het economisch systeem. De emissies uit de afvalverbrandingsinstallaties worden beschouwd als lekken uit de keten. Tussen een emissie of een milieu-ingreep en uiteindelijk effect in termen van vermindering van duurzaamheid bestaat een complex verband. Stoffen worden geëmitteerd, verspreiden zich, worden omgezet en opgenomen door ecosystemen en mensen. Figuur 1.1.1 geeft dit verband voor een aantal soorten milieu-ingrepen (met enige wijziging overgenomen van Guinee [1994]). De figuur maakt duidelijk dat eenzelfde milieu-ingreep op verschillende manieren tot een milieuprobleem kan bijdragen [Guinee, 1994]: -

parallel: één emissie kan aan verschillende probleemtypen bijdragen; (direct) in serie: de emissie van een stof bijdragen aan verschillende, in de emissie-effectketen opeenvolgende probleemtypen; (indirect) in serie: één emissie kan bijdragen aan een probleemtype via een metaboliet of via een effect op een probleemtype dat zelf weer een effect op een ander probleemtype veroorzaakt.

III / 1

Figuur 1.1.1: Relatie tussen emissies en doelvariabelen (naar: Guinee, 1994)

impacts prim. impact

transport & degradation

sec. impact

tert. impact

etc.

ozone depletion ->. global warming

target value human health

>- T-rise >~ rise sea level->-loss biodivers.

t ->. photochemical ozone

sus tainabi1i ty _

air

ecosystem health

nutrification

\

4-

"*• acidification

human toxicity • ffunctions

aquatic ecotoxicity water

•terreatrial ecotoxicity soil impact categories

t

impact chain

-f. A ->•

parallel indirectly serial

directly serial

Kort gezegd zijn de diverse milieuingrepen niet los van elkaar te beschouwen, maar beïnvloeden zij elkaar: er is sprake van een zogenaamd 'impact netwerk'. Het is dan ook niet verwonderlijk dat er verschillende indelingen (classificaties) zijn ontwikkeld. Tabel 1.1.1 geeft ter illustratie de indeling in milieuproblemen uit de CML/TNO/BenG handleiding voor LCA en de indeling in 'ver'-thema's zoals die door VROM enkele jaren eerder is uitgewerkt voor het monitoren van de effecten van het milieubeleid [Heijungs, 1992; Adriaanse, 1993]. Recent is in het kader van het Eco-indicatorproject een derde indeling ontwikkeld [Goedkoop, 1995]. Ook deze is in de tabel weergegeven. Tabel 1.1.1: Vergelijking classificatie 'ver'-thema's, eco-indicatorproject en CML-handleiding Eco-indicatorproject

CML-handleiding

'Ver'-thema's

Zware metalen in lucht Zware metalen in water

Humane toxiciteit Verspreiding

Carcinogene stoffen Pesticiden

Aquatische ecotoxiciteit Terrestrische ecotoxiciteit

Verzuring

Verzuring

Verzuring

Aantasting ozonlaag

Aantasting ozonlaag

Ver. klimaat: subt. ozonlaagaant.

Versterking broeikaseffect Versterking broeikaseffect Verandering klimaat Smogvorming

-

-

Geurhinder

Verstoring

-

Geluidhinder*

-

Ruimtebeslag

Verwijdering

Vermesting

Vermesting*

Vermesting

-

Uitputting*

Verspilling

-

Div. andere categorieën*

-

Zomersmog Wintersmog

Voor deze studie niet relevant

De classificatie kan niet helemaal willekeurig worden gekozen. Mede omdat de evaluatiestap vaak de een of andere vorm van multi-criteria-evaluatie vergt worden o.a. de volgende eisen aan de classificatie gesteld [Heijungs, 1994b; Assies, 1994; Tukker, 1994b; Finnveden, 1994; Udo de Haes, 1995]: -

de probleemtypen moeten zo veel mogelijk homogeen zijn (dat wil zeggen: milieu-ingrepen omvatten die hetzelfde effect veroorzaken); de probleemtypen moeten zo onafhankelijk mogelijk van elkaar zijn en mogen elkaar niet overlappen.

Figuur 1.1.1. maakt duidelijk, dat het in praktijk vrijwel onmogelijk is een indeling te kiezen die volledig aan deze voorwaarden voldoet. In deze studie is om praktische reden de CML-handleiding gevolgd. Ook op basis van bovengenoemde criteria verdient de indeling uit de CML-handleiding echter een lichte voorkeur boven bijvoorbeeld de indeling in 'ver'-thema's. Bij de 'ver'-thema's zijn immers sterk verschillende effecttypen als geurhinder, geluidhinder en verschillende toxiciteitseffecten onder één noemer gebracht. Dit betekent dat impliciet al een weging binnen de thema-grenzen plaatsvindt. De volgende paragrafen gaan achtereenvolgens in op de classificatie, normalisatie en evaluatie die in deze studie is toegepast. Daar chloorverbindingen niet bijdragen aan milieuthema's als vermesting is in deze studie slechts gescoord op een selectie van de categorieën van milieuproblemen uit de CML-handleiding. Tabel 1.1.1 geeft aan om welke probleemtypen het gaat. 1.2

CLASSIFICATIE

1.2.1 Inleiding Na inventarisatie van de milieu-ingrepen wordt hun kwantitatieve bijdrage aan een milieuthema berekend. Deze weging is gebaseerd op één van de bestaande methodieken op dit gebied: • de equivalentie- of classificatiefactoren uit de methodiek voor de LevensCyclus Analyse van produkten (LCA) [Heijungs 1992]. De voorlopers van deze classificatiefactoren zijn reeds gebruikt in de McKinsey studie "Integrated Substance Chain Management" [VNCI/McKinsey, 1991]; • de thema-indicatoren die ontwikkeld zijn in het kader van de Milieubeleidsindicatoren [Adriaanse, 1993];

m/4

LCA-classificatiefactoren zijn ontwikkeld voor alle genoemde milieuthema's. De thema-indicatoren zijn ontwikkeld voor vijf van de zes genoemde thema's: er is geen aparte thema-indicator voor fotochemische smogvorming. Deze valt bij de thema-indicatoren onder het thema verzuring1. De LCA-classificatiefactoren zijn sterk verwant met en soms zelfs identiek aan de thema-indicatoren die gebruikt worden als milieubeleidsindicatoren [Adriaanse, 1993]. Beiden geven de druk op het milieu weer. Een belangrijk verschil is echter dat de thema-indicatoren de feitelijke druk op het Nederlandse milieu weergeven terwijl de classificatiefactoren de potentiële bijdrage van een emissie aan een milieuprobleem weergeven. In deze studie is gekozen om, net als voor de economische stromen, de internationale context van de problematiek in beschouwing te nemen. Dat wil zeggen dat wordt uitgegaan van de Nederlandse emissies ongeacht de plaats waar deze tot effecten leiden. Hieronder wordt per milieu-effect een korte beschrijving gegeven van de gebruikte classificatiefactor. 1.2.2 Versterking van het broeikaseffect Voor het thema versterking van het broeikaseffect zijn op verschillende plaatsen modellen ontwikkeld die de bijdrage van emissies van verschillende stoffen aan dit effect kwantificeren. Om verschillende emissie-scenario's van broeikasgassen met elkaar te kunnen vergelijken zijn de zogenaamde global warming potentials (GWP's) ontwikkeld. De GWP van een stof is de verhouding van de over de tijd geïntegreerde bijdrage aan het warmtestraling-absorberend vermogen ten gevolge van een momentane uitstoot (=puls) van 1 kg van een broeikasgas ten opzichte van een even grote uitstoot van kooldioxyde (C02). In de deze studie worden de internationaal breed gedragen GWP's gehanteerd van het Intergovernmental Panel on Climate Change (IPCC) [Houghton et al., 1992]. De manier waarop GWP's worden berekend geeft al aan dat ze verschillende met de tijdshorizon. In deze studie zal gebruik gemaakt worden van de GWPs met een tijdshorizon van 100 jaar: de GWP100. Voor de versterking van het broeikaseffect wordt de effectscore van een bepaalde emissie berekend volgens:

versterking broeikaseffect = J^ GWP.xm.

In Adriaanse (1993) wordt de bijdrage van ozonvormende verbindingen aan verzuring echter nog niet gekwantificeerd. 111/5

waarbij: versterking broeikaseffect = hoeveelheid C02-equivalenten (kg/j); m, = emissies naar lucht (kg stof/j); GWP = Global Warming Potentential relatief t.o.v. C02 (-). Voor dit thema bestaat er geen relevant verschil tussen de thema-indicatoren en de LCA-classificatiefactoren [Heijungs 1992; Adriaanse 1993]. 1.2.3 Afbraak van de ozonlaag Analoog aan GWP's, zijn voor ozonlaag aantastende stoffen zogenaamde ozone depletion potentials (ODP's). De ODP is gedefinieerd als de verhouding van afbraak van ozon in even wichtstoestand ten gevolge van een jaarlijkse emissie (flux in kg/jr) van een hoeveelheid stof naar de atmosfeer en de afbraak van ozon in evenwichtstoestand tengevolge van eenzelfde hoeveelheid van CFK-11. In deze studie worden internationaal breed gedragen ODP's gehanteerd van het Scientific Assessment Panel [WMO, 1989] waarin alle vooraanstaande wetenschappers op dit gebied zitting hebben. Voor de afbraak van de ozonlaag wordt de effectscore berekend volgens: aantasting ozonlaag = ^ODPi,x.ml

(2)

waarbij: aantasting ozonlaag = hoeveelheid CFK-11 equivalenten (kg/j); m i = emissies naar water (kg stof/j); ODP = ozone depletion potential (-). Ook voor dit thema bestaat er geen relevant verschil tussen de thema-indicatoren en de LCA-classificatiefactoren [Heijungs, 1992; Adriaanse, 1993]. 1.2.4 Humane toxiciteit Om de bijdrage van verschillende stoffen aan het thema humane toxiciteit te bepalen zijn verschillende modellen ontwikkeld. In de methodiek uit de Handleiding Milieugerichte levenscyclusanalyse voor produkten wordt met een voorlopig model gewerkt van zogenaamde HCLs, HCWs en HCBs (respectievelijk Humaantoxicologische Classificatiefactoren voor Lucht, Water en Bodem). Een nadeel van deze factoren is dat het gedrag van stoffen in het milieu, dat wil zeggen distributie en transformaties, niet zijn meegenomen in de berekening ervan [Heijungs, 1992].

m/6

Om deze nadelen te ondervangen is door Guinee en Heijungs [1993] een streefmodel voor toxiciteit binnen de LCA methodiek voorgesteld.. Hierin worden distributie en afbraak meegenomen in de berekening van zogenaamde Human Toxicity Potentials (HTP's). De voorgestelde berekeningsmethode sluit nauw aan bij die gebruikt wordt in UBS (Uniform beoordelingsystem stoffen; ook wel Uniform system for the Evaluation of Substances, USES). UBS is door het RIVM ontwikkeld om snelle algemene humaan- en ecotoxicologische risicobeoordeling uit te kunnen voeren voor een wijd scala van verbindingen. In UBS wordt de verhouding bepaald tussen een berekende Potential Environmental Concentration (PEC) en de No-Effect Intake (NEI). De distributie van een emissie over de milieucompartimenten, de transformaties in het milieu en de hieruit volgende PEC wordt berekend met behulp van zogenaamde 'level IIIMacKay modellen' [MacKay, 1991]. Voor de berekening van de NEI wordt gebruik gemaakt van toxicologische normen. In het streef model voor LCA wordt de blootstelling, analoog aan de PEC in het PRISEC, berekend met level UI MacKay-modellen. Ook de effecten worden berekend met behulp van dezelfde toxicologische normen. Een verschil is dat voor LCA plaats en duur van de emissie niet bekend zijn waardoor de introductie van een referentiestof in de berekeningen noodzakelijk wordt2. De introductie van een referentiestof in de berekeningen is voor deze studie echter niet noodzakelijk zodat kan worden volstaan met de PEC/NEI verhouding als weegfactor voor de emissies. Level III MacKay-modellen, zoals gebruikt in het UBS, zijn nog niet geoperationaliseerd voor gebruik binnen de LCA-methodiek. Direct gebruik van level III MacKay modellen in deze chloorstudie was mogelijk geweest. Het model moet echter, afgezien van emissiecijfers, soms gevuld worden met een aanzienlijke hoeveelheid data inzake stofeigenschappen en de fysieke (Nederlandse) milieuomgeving. Met de introductie van UBS in 1994 kwam een op de Nederlandse situatie toegesneden level III MacKay model beschikbaar. Een database met de eigenschappen per stof ontbreekt echter nog. Inventarisatie daarvan voor de in deze studie relevante stoffen zou de omvang van de studie met 30 - 40 % hebben uitgebreid. Met de opdrachtgever is daarom afgesproken in eerste instantie de huidige, direct toepasbare LCA-methode te gebruiken. Hoofdstuk 2 in dit deel geeft aan op welke wijze de beperkingen van de beoordeling van toxiciteit met de LCA-methode zijn opgevangen. Hieronder volgt een beschrijving van de uitwerking van de classificatiefactoren uit de LCA-handleiding [Heijungs, 1992].

2

HTP's worden door Guinee & Heijungs gedefinieerd als: een classificatiefactor die de potentiële bijdrage van een bepaalde hoeveelheid van een bepaalde stof aan de humane toxiciteit weergeeft relatief ten opzichte van een dezelfde hoeveelheid van een referentiestof, geëmitteerd naar een referentiecompartiment. Als referentie-emissie wordt de emissie van fenol naar lucht genomen.

m/7

Methodische uitwerking: voorlopige classificatiefactor lucht De voorlopige classifïcatiefactor is het produkt van de voorlopige blootstellingsfactor en de voorlopige effectfactor. De voorlopige humaan-toxicologische classificatiefactor lucht (HCL) bedraagt daarmee:

HCL = BlxEl =

V.xWxM _ of _!! of V. x (TCL of AQG) xV.

V,xW ''./ " „ _ _ (3) V, x (TDI of ADI)

waarbij: HCL = voorlopige classificatiefactor lucht (kg lichaamsgewicht -kg"1 stof); V, = menselijk ademvolume (= 20 m3 lucht -dag"1 -persoon"1); W - wereldbevolking (= 5 -109 personen); M = menselijk lichaamsgewicht (= 70 kg lichaamsgewicht -persoon"1); V, = luchtvolume modelwereld (= 3 -1018 m3); TCL = toelaatbare concentratie in lucht (kg stof -m"3 lucht); AQG = air quality guideline (kg stof -m"3 lucht); TDI = tolerable daily intake (kg stof -dag"1 -kg"1 lichaamsgewicht); ADI = acceptable daily intake (kg stof -dag"1 -kg"' lichaamsgewicht). Methodische uitwerking: voorlopige classificatiefactor water Analoog aan de voorlopige classificatiefactor lucht kan de voorlopige humaantoxicologische classificatiefactor water (HCW) worden berekend als:

HCW = 5 xE w

w

V xW = ü V x (TDI of ADI)

(4)

waarbij: HCW =voorlopige classificatiefactor water (kg lichaamsgewicht -kg"1 stof); Vw =menselijk waterconsumptie (=2 1 water -dag"1 -persoon"1); W =wereldbevolking (=5 -109 personen); Vw =watervolume modelwereld (= 3,5 -10181); TDI =tolerable daily intake (kg stof -dag"1 -kg"1 lichaamsgewicht). ADI =acceptable daily intake (kg stof -dag"1 -kg"1 lichaamsgewicht); Methodische uitwerking: voorlopige classificatiefactor bodem De voorlopige humaan-toxicologische classifïcatiefactor bodem (HCB) kan worden berekend als:

in/8

HCB = BhxE. b

b

=

(5)

V^xC-waarde

K }

Waarbij: HCB= voorlopige classificatiefactor bodem (kg lichaamsgewicht -kg" 1 stof); M = menselijk lichaamsgewicht (= 70 kg lichaamsgewicht); W = wereldbevolking ( = 5 -10 9 personen); N = bij de TDI behorende onzekerheidsreductiefactor; Vb = bodemmassa modelwereld (= 2,7 -10 16 kg droge stof). Berekening van de effectscore De voorlopige humaan-toxicologische classificatiefactoren voor de compartimenten lucht, water en bodem worden gegeven in een tabel in de bijlage van de handleiding. Als bron voor de benodigde toxiciteitsgegevens is gebruik gemaakt van: Vermeire et al. [1991], FAO/WHO [1990], Staarink & Hakkenbrak [1985 en 1987], WHO [1987], Kleijn & Van der Voet [1991], Van den Berg [1991] en Van den Berg & Roels [1991]. Bij het uitvoeren van een praktijkstudie wordt de effectscore per stof berekend door vermenigvuldiging van de bij de functionele eenheid behorende emissies naar de diverse compartimenten met de bijbehorende (voorlopige) classifïcatiefactoren. Alle effectscores van de emissies naar lucht, water en bodem kunnen worden opgeteld, en leveren dan de totale effectscore voor humane toxiciteit: humane toxiciteit = r£/((HCLixmu)+(HCWixmv/i)+(HCB.xmbJ))

(g)

waarbij: humane toxiciteit =

hoeveelheid verontreinigd lichaamsgewicht (kg lichaamsgewicht); m]t i = emissie naar lucht (kg stof /); mwi = emissie naar water (kg stof i); mbi ,• = emissie naar bodem (kg stof /); HCLt = voorlopige humaan-toxicologische classificatiefactor lucht (kg lichaamsgewicht -kg" 1 stof /); HCWi = voorlopige humaan-toxicologische classificatiefactor water (kg lichaamsgewicht -kg" 1 stof i); HCB; = voorlopige humaan-toxicologische classificatiefactor bodem (kg lichaamsgewicht -kg" 1 stof i);

HI/9

Dit kan worden voorgesteld als de totale hoeveelheid tot aan de grens van "maximale toelaatbaarheid" verontreinigd menselijk lichaamsgewicht waarvoor de functionele eenheid verantwoordelijk kan worden gesteld. In verband met het hanteren van voorlopige blootstellingsfactoren, dient de effectscore met nadruk als indicatief te worden beschouwd. Wanneer het streefmodel voor de classificatie van toxische stoffen [Guinee & Heijungs, 1992] is geïmplementeerd, is een betere benadering mogelijk. De thema-indicator verspreiding wordt berekend door de jaarlijkse emissie van een stof te delen door de MAC en de uitkomst hiervan te vermenigvuldigen met een factor die afhangt van de halfwaardetijd van de stof [Adriaanse 1993]. Nadelen van deze indicator zijn: • • •

de thema-indicator houdt (net als HCLs, HCWs en HCBs) geen (of slechts zeer beperkt) rekening met het gedrag van een stof in het milieu in plaats van toxicologische normen als TDI's/ADI's wordt gebruik gemaakt van MAC-waarden voor de weging van de effecten er is geen aparte score voor de ecotoxiciteit

1.2.5 Ecotoxiciteit Net als bij het thema humane toxiciteit is bij het thema ecotoxiciteit gebruik gemaakt voorlopige classificatiefactoren uit de LCA methodiek [Heijungs et al., 1992]. De ecotoxicologische classificatiefactor voor aquatische ecosystemen (ECA) bedraagt:

ECA = B.xE, = a

a

-

(7)

^cEPA

*'

waarbij: ECA = voorlopige ecotoxicologische classificatiefactor voor aquatische ecosystemen (m3 water -mg"1 stof); MTCEPA = maximum tolerable concentration, bepaald volgens de EPA-methode voor het betreffende compartiment (mg stof -m-3 water. De ecotoxicologische classificatiefactor voor terrestrische ecosystemen (ECT): ECT = BtxEt = -—1 <

in/io

'

MTCE?,

(8)

waarbij: ECT = voorlopige ecotoxicologische classificatiefactor voor terrestrische ecosystemen (kg bodem -mg"1 stof); MTCEPA = maximum tolerable concentration, bepaald volgens de EPA-methode voor het betreffende compartiment (mg stof -kg'1 bodem). Berekening van de effectscores De voorlopige ecotoxicologische classifïcatiefactoren voor de compartimenten water en bodem worden gegeven in de desbetreffende tabel in de bijlage van de handleiding [Heijungs 1992]. Bij het uitvoeren van een praktijkstudie wordt de effectscore per stof berekend door vermenigvuldiging van de bij de functionele eenheid behorende emissies naar de betreffende compartimenten met de bijbehorende (voorlopige) classificatiefactoren. De effectscore voor aquatische ecotoxiciteit kan worden berekend als:

aquatische ecotoxiciteit = J^ ECA.xm^ .'

(m

waarbij: aquatische ecotoxiciteit = hoeveelheid verontreinigd aquatisch ecosysteem (m3 water); mw ,- = emissies naar water (mg stof); ECA = voorlopige ecotoxicologische classificatiefactor voor aquatische ecosystemen (m3 water -mg"1 stof). De effectscore voor terrestrische ecotoxiciteit wordt berekend door:

terrestrische ecotoxiciteit = ^ECT.xmti

QQ)

waarbij: terrestrische ecotoxiciteit = hoeveelheid verontreinigd terrestrisch ecosysteem (kg bodem); mb , = emissies naar bodem (mg stof); ECT = voorlopige ecotoxicologische classificatiefactor voor terrestrische ecosystemen (kg bodem -mg"1 stof).

111/ 11

De resulterende getallen terrestrische ecotoxiciteit en aquatische ecotoxiciteit hebben als eenheid kg bodem respectievelijk m3 water, en zijn voor te stellen als de hoeveelheid juist tot aan de MTCEPA verontreinigd terrestrisch respectievelijk aquatisch ecosysteem. In deze voorlopige methode is de critical-volwnesbenadering dus voor wat betreft de classificatie van ecotoxiciteit gehandhaafd. Ook hier geldt dat in verband met het hanteren van voorlopige blootstellingsfactoren, de effectscore met nadruk als indicatief dient te worden beschouwd. Wanneer het streefmodel voor de classificatie van toxische stoffen [Guinee & Heijungs, 1992] is geïmplementeerd, is een betere benadering mogelijk. Verwezen wordt verder naar de discussie in de vorige paragraaf bij humane toxiciteit. Voor de berekening van de potentiële effecten van de blootstelling wordt gebruikt gemaakt van toxicologische normen: No (adverse) Effect Concentration (NEC). NEC's worden via extrapolatie afgeleid van toxiciteitsdata voor individuele soorten. Verschillende extrapolatiemethoden zijn mogelijk. In deze studie wordt gekozen voor de methode van het Environmental Protection Agency (EPA). Deze methode is niet de meest geavanceerde maar levert wel data voor het grootste aantal stoffen. Het streefmodel voor de berekening van zogenaamde Terrestrial EcoToxicity Potentials (TETP's) en Aquatic EcoToxicity Potentials (AETP's) [Guinee & Heijungs, 1993] uit de LCA-methodiek sluit nauw aan bij de in PRISEC gevolgde berekeningswijze. De blootstelling wordt, analoog aan de PEC in het PRISEC, berekend met level III MacKay-modellen. Ook de effecten worden berekend met behulp van dezelfde toxicologische normen. Een verschil is dat voor LCA plaats en duur van de emissie niet bekend zijn waardoor de introductie van een referentiestof in de berekeningen noodzakelijk wordt3. In deze studie bleken stoffen overigens, mede bij gebrek aan classificatiefactoren, nauwelijks te scoren op terrestrische ecotoxiciteit. Daarom is alleen de aquatische ecotoxiciteit berekend. Voor ecotoxiciteit is geen aparte thema-indicator [Adriaanse, 1993]

3

Analoog aan HTP's kunnen voor ecotoxiciteit Terrestrial EcoToxicity Potentials (TETP's) en Acquatic EcoToxicity Potentials (AETP's) worden afgeleid (Guinee & Heijungs, 1993). TETP's en AETP's worden gedefinieerd als: een classificatiefactor die de potentiële bijdrage van een bepaalde hoeveelheid van een bepaalde stof aan de terrestrische respectievelijk acquatische ecotoxiciteit weergeeft relatief ten opzichte van een dezelfde hoeveelheid van een referentiestof, geëmitteerd naar een referentiecompartiment. Als referentie-emissie wordt ook hier de emissie van fenol naar lucht genomen.

III / 12

1.2.6 Fotochemische oxidantvorming Om een beoordeling van verschillende emissiescènario's van vluchtige organische stoffen (VOS) mogelijk te maken zijn analoog aan GWP's èn ODP's POCP's ontwikkeld [Derwent & Jenkins, 1990]. In een protocol van UNECE wordt de volgende definitie van POCP gegeven: de POCP van een bepaalde emissie is de verhouding tussen de verandering in de ozonconcentratie tengevolge van de emissie van een kg stof ten opzichte van de verandering tengevolge van de emissie van 1 kg etheen. De UNECE berekent POCP's met behulp van een model. Dit model behoeft echter op een aantal belangrijke punten verbetering. Aangezien de UNECE een vrij uitgebreide lijst van POCP's levert, en gezien het internationale kader waarin deze waarden zullen deze waarden toch worden gebruikt. Voor de fotochemische oxydantvorming wordt de effectscore berekend volgens:

fotochemische oxydantvorming = ^\POCPix.m.

n\\

i

waarbij: fotochemische oxydantvorming = hoeveelheid etheen equivalenten (kg/j); m i = emissies naar water (kg stof/j); POCP = Photochemical Ozone Creation Potential (-). Deze benadering is identiek aan de benadering die gevolgd is bij de LCAclassificatiefactoren. In de thema-indicatoren komt het thema fotochemische smogvorming niet voor, de effecten worden door Adriaanse ondergebracht bij het thema verzuring maar niet gekwantificeerd. 1.2.7 Verzuring Voor verzuring vormt het vermogen om H+ af te splitsen ten opzichte van zwaveldioxide (S02). Analoog aan GWP en ODP is de AP daarmee een maat voor de relatieve bijdrage van een stof aan verzuring ten opzichte van de referentiestof S02. Voor de verzuring wordt de effectscore berekend volgens:

verzuring = Y^AP^m.

(12)

i n / 13

waarbij: verzuring = hoeveelheid S02-equivalenten (kg/j); m, = emissies naar water (kg stof/j); AP = Acidification Potential (-). De thema-indicator wijkt belangrijk af van de LCA-classificatie. Bij de themaindicatoren wordt in plaats van met een emissie gewerkt met een depositie in H+ die is afgeleid van meetgegevens. 1.2.8 Afvalstort / ruimtegebruik Afvalstromen zijn niet altijd een lek uit de keten. Wat een afvalstroom is voor het ene proces kan een feedstock zijn van het volgende proces (recycling). Verder wordt een belangrijk deel van de afvalstromen verbrand. De emissies die hierbij vrijkomen leveren een bijdrage aan de bovengenoemde milieuproblemen en worden als zodanig worden gekwantificeerd. Wat overblijft als lek zijn die afvalstromen die worden gestort. Een van de effecten van stort is het ruimtebeslag dat kan worden uitgedrukt in m3 of ton. Verder zullen als gevolg van stort emissies optreden naar het milieu. De omvang van deze emissies is afhankelijk van het type stort en zal in het kader van deze studie echter niet worden ingeschat. Om pragmatische reden is hier daarom gewerkt met een stortvolume dat is uitgedrukt in ton chloor.

1.2.9 Stank Emissies van geurstoffen worden geclassificeerd op basis van een soort criticalvo/wmes-benadering. Een emissie van een potentiële geurstof wordt dan gedeeld door de geurdrempel van die stof. Daarbij zal voorlopig onderscheid gemaakt moeten worden in emissies van potentiële geurstoffen naar lucht en naar water. Geurdrempelwaarden zijn ook naar die compartimenten uitgesplitst. In formule: luchtstank = £ <•

m, lucht

-

GZ

(13)

\lucht

waarin luchtstank de hoeveelheid juist tot aan de geurdrempel verontreinigde lucht (m3) is, m{ iucht de emissie van stof i naar lucht (kg) en GDt lucht de geurdrempel in lucht voor stof i (kg -m"3), en waarin waterstank, mt water en GDt water dezelfde grootheden voor water voorstellen. Deze voorlopige benadering is wederom een

ffl/ 14

soort worst-case-benadering die geen rekening houdt met verspreidings- en afbraakprocessen die per stof sterk kunnen verschillen4.

waterstank = T i

1>ater

(14)

GD.. «.water

In de handleiding is de voorlopige oplossing die hier aangegeven is slechts ten dele geoperationaliseerd. Dit heeft te maken met het feit dat er voor de meeste stoffen geen eenduidige geurdrempel bestaat. Van Gemert & Nettenbreijer [1977] geven een uitgebreid literatuuroverzicht van stoffen en hun geurdrempels. Voor tal van stoffen gaan de bepalingen terug tot rond 1900, en zijn er meer dan tien verschillende waarden gevonden. Het blijkt dat de gevonden geurdrempel sterk afhankelijk is van de vraagstelling en de meetmethode. Van Gemert & Nettenbreijer maken een onderscheid tussen de detectiewaarde en de herkenningswaarde. Van veel gemeten waarden is niet duidelijk om welke van de twee het gaat. Ook de zuiverheid van de stof, de snelheid waarmee de concentratie toeneemt, het aantal proefpersonen, etc. zijn factoren die de gemeten geurdrempel beïnvloeden. Dit leidt ertoe dat er extreem grote verschillen in de gevonden waarden bestaan5. Voor emissies naar lucht bestaat er evenwel een uitgebreide lijst met geurdrempels die op een uniforme manier zijn bepaald. Deze lijst wordt als voorlopige methode voor de classificatie van potentieel geurende emissies naar lucht gehanteerd. Voor water is vooralsnog niet zo'n lijst met geurdrempels voorhanden.

Indirecte geuremissies kunnen niet beoordeeld worden met de critical-volumes-benadering. Ozon is bijvoorbeeld een potentiële geurstof. Directe emissies van ozon zijn verwaarloosbaar, met name in verhouding tot ozon die gevormd kan worden via fotochemische reacties van vluchtige organische stoffen en NO, (zie de paragraaf over fotochemische oxydantvorming). Deze indirecte emissies van ozon kunnen (nog) niet in absolute termen gekwantificeerd worden en daarom ook niet meegenomen worden in de classificatie van geuremissies. Het probleem is waarschijnlijk vergelijkbaar met het broeikaseffect veroorzaakt door indirecte vorming van C02 en 0 3 door fotochemische reacties van vluchtige organische stoffen en NOx (zie hierboven) en zou wellicht opgelost kunnen worden als smell creation potentials (scp's) analoog aan de GWP's ontwikkeld zouden worden, die met deze reacties rekening houden. 5

Twee voorbeelden: voor H2S geven twee bepalingen uit 1924 en 1930 van de detectiegrens de waarden 0,000.1 resp. 0,18 mg -m"3; voor menthol 0,000.4 resp. 0,9 mg -m"3.

III / 15

In de thema-indicatoren [Adriaanse, 1993] worden stank en lawaai samengenomen met behulp van het percentage van de bevolking dat last heeft vaa stank en lawaai.

1.2.10 Werkwijze bij ontbrekende classificatiefactoren Voor een aantal emissies waren geen classifactiefactoren gegeven in de handleiding [Heijungs et al., 1992]. Een voorbeeld hiervan is dat emissies van CFK's soms niet gespecificeerd zijn naar individuele stoffen. In dit geval is gewerkt met een gemiddelde waarde van classificatiefactoren voor een aantal individuele CFK's. Voor het thema humane toxiciteit zijn voor een aantal stoffen classificatiefactoren berekend op basis van MAC waarden: -

chloor; epichloorhydrine; allylchloride.

Hiervoor moest een omrekening gemaakt worden van MAC-waarde naar TCL. Deze omrekening heeft plaatsgevonden via onderstaande formule: TrT

_MAC Vf

uren per week uren per werkweek

^-^

waarbij: TCL = toelaatbare concentratie in lucht (kg stof m"3 lucht); MAC = Maximale Aanvaardbare Concentratie - Tijd Gewogen gemiddelde (kg m"3); uren per werkweek = 40 uren per week = 168 Vf = Veiligheidsfactor: 10 In de berekening is een Veiligheidsfactor van 10 gehanteerd omdat MAC waarden zijn opgesteld om volwassen werknemers te beschermen terwijl de TCL geacht wordt ook gevoelige groepen te beschermen.

UI/ 16

1.3

NORMALISATIE

1.3.1 Inleiding Om een betere indruk te krijgen van de betekenis van de verschillende effectscores, kunnen ze worden gedeeld door de totale omvang van de betreffende problemen uitgedrukt in dezelfde scores. Deze stap is afkomstig uit de methodiekontwikkeling op het gebied van de LCA en wordt normalisatie genoemd. Met normalisatie kan een beeld worden verkregen van de mate waarin het onderzochte systeem bijdraagt aan de totale omvang van de milieuproblemen. Ook kunnen op deze manier verschillen op dit punt tussen de diverse effectscores worden achterhaald [Guinee, 1995]. In formule: Nj = S,/A, Waarin:

(16)

N, = genormaliseerde score Sj = score van het beschouwde systeem (b.v. de chloorketen) op thema i Aj = totale score per jaar van alle aktiviteiten in een bepaald gebied op thema i

Normalisatie kan plaats vinden op verschillende ruimtelijke schaalnivo's. Gezien het niet-lokatie-specifieke karakter van dit type studies wordt bij het uitvoeren van LCA's vaak gekozen voor normalisatie op wereldniveau. In deze studie is gekozen voor normalisatie op Nederlands niveau. Argument is dat de chloorketenstudie gericht is op de Nederlandse situatie en alleen emissies uit de Nederlandse chloorketen zijn geïnventariseerd. Gezien deze geografische systeemgrens ligt het voor de hand te vergelijken met de totaalemissies van hetzelfde geografische systeem, te weten Nederland. Op deze manier worden alle emissies uitgedrukt in een percentage van de totale Nederlandse emissie. Dit heeft als nadeel dat, in het hypothetisch geval dat een bepaalde Nederlandse emissie nauwelijks bijdraagt aan een thema op wereldschaal maar wel de enige Nederlandse emissie is, deze emissie 100% zou scoren. Een dergelijk geval doet zich in deze studie echter niet voor. 1.3.2 Data voor de normalisatiestap Een basis voor de gegevens die gebruikt worden bij de normalisatie wordt gevormd door een rapport dat geschreven is in het kader van de methodiekontwikkeling voor LCA [Guinee, 1993]. Hierin worden voor milieuthema's die in deze studie van belang zijn, behalve voor stortvolume, were/dtotalen afgeleid. Later heeft Guinee zijn totalen aangepast [Guinee, 1995]. Deze aangepaste wereldtotalen Hl/ 17

zijn opgenomen in de onderstaande tabel. Guinee heeft zijn wereldemissies voor broeikasgassen en ozonlaag aantastende stoffen afgeleid uit de pyblikaties van het Intergovernmental Panel on Climate Change (IPCC; zie Houghton e.a., 1991). Voor overige stoffen zijn geen wereldemissies bekend. Voor deze stoffen heeft Guinee een grove schatting gemaakt van de wereldtotaalscores door de Nederlandse emissies uit de Emissieregistratie eerst te vermenigvuldigen met de equivalentiefactoren om Nederlandse thema-totalen te krijgen; deze heeft hij vervolgens vermenigvuldigd met een factor 100. Deze factor 100 is de verhouding tussen het BNP van de wereld en het BNP van Nederland. In deze studie wordt genormaliseerd op Nederlands schaalniveau. De Nederlandse totalen zijn weergegeven in tabel 1.3.1. Zij zijn als volgt vastgesteld. Versterking van het broeikaseffect Het Nederlands totaal voor versterking van het broeikaseffect is afkomstig uit de door Adriaanse ontwikkelde Milieuindicatoren [Adriaanse, 1993]. Ozonlaagaantasting Adriaanse geeft ook een Nederlands totaal voor ozonlaag aantastende stoffen. Adriaanse neemt echter de emissies van tetra, 1,1,1-trichloorethaan en HCFK's niet mee in zijn berekeningen waardoor dit totaal niet compleet is. Het Nederlandse totaal voor aantasting van de ozonlaag is gebaseerd op het Nederlands gebruik van ozonlaag aantastende stoffen in 1990 [CFK-commissie, 1993]. Aangezien niet al het gebruik in hetzelfde jaar tot emissies leidt zal de emissie van ozonlaag aantastende stoffen in 1990 lager geweest zijn dan het gebruik. Het Nederlands totaal is daarom een overschatting hetgeen betekent dat de in percentages van het Nederlands totaal uitgedrukte bijdrage aan dit thema van emissies binnen de chloorketen relatief te laag is. Verzuring Voor verzuring is de totale Nederlandse emissie van NH3, NOx en S0 2 in 1990 uit de Nationale Milieuverkenning 3 als basis genomen voor de totale Nederlandse score [RIVM, 1993b]. Deze totale emissies zijn vermenigvuldigd met de bijbehorende equivalentiefactoren uit de Handleiding LCA [Heijungs et al., 1992] om te komen tot de Nederlandse totaalscore zoals gegeven in onderstaande tabel. Afvalstort Het Nederlands totaal voor stortvolume in 1990 is afkomstig uit Nationale Milieuverkenning 3 [RIVM, 1993].

IH/ 18

Overig Voor de thema's humane toxiciteit, aquatische ecotoxiciteit,. fotochemische oxydantvorming en stank kan geen gebruik worden gemaakt van totalen uit Adriaanse [1993] of de Milieuverkenning 3 [RIVM, 1993]. Dadrin zijn thema's anders ingedeeld of totalen anders berekend dan bij de hier gehanteerde LCAclassificatie. Verwezen wordt naar de vergelijking in de voorgaande paragrafen van dit hoofdstuk. Daarom is voor deze thema's gebruik gemaakt van totalen van Guinee [1995] die in het kader van deze studie nogmaals zijn herzien. Ten eerste zijn de scores van de emissies van stoffen die waren gebaseerd op de wereldemissiecijfers vervangen door de scores van de emissies uit de Nederlandse emissieregistratie. Guinee is voor de scores op Nederlands niveau uitgegaan van de Individuele EmissieRegistratie (ER-I), hetgeen slechts een beeld geeft van de procesemissies. In het kader van deze studie zijn de scores van emissies van de Collectieve EmissieRegistratie (ER-C) hierbij opgeteld zodat ook scores van de emissies uit diffuse bronnen zijn opgenomen in de totalen [Pulles & v.d. Most, 1992]. De gegevens zijn afkomstig uit de vierde ronde ER met 1988 als basisjaar. In het kader van deze studie was het niet mogelijk de gegevens voor alle 600 stoffen te vervangen door de getallen uit inmiddels verschenen vijfde ronde ER met als basisjaar 1990. Voor humane toxiciteit, ecotoxiciteit, smogvorming en geur is derhalve gebruik gemaakt van Nederlandse totalen van 1988. In het algemeen zullen de emissies in de periode 1988-1990 gedaald zijn. Dat wil zeggen dat de totalen voor 1988 waarschijnlijk hoger zijn dan die voor 1990 hetgeen tot uitdrukking zal komen in een kleine onderschatting van de bijdragen van chlooremissies aan de genoemde problemen. 1.3.3 Onzekerheden in de Nederlandse totaalscores De gebruikte Nederlandse totalen zijn gezien de manier waarop deze tot stand zijn gekomen van een voorlopig karakter. De totalen voor verzuring, ozonlaagaantasting en het broeikaseffect lijken binnen een marge van maximaal enige tientallen procenten betrouwbaar. Het gaat om een beperkt aantal stoffen, waarvan de emissies goed bekend zijn en waarvoor er geen grote aantallen classificatiefactoren ontbreken. Hét totaal van afvalstort is afkomstig uit diverse registraties. De onzekerheidsmarge lijkt hierbij minder dan enige tientallen procenten. Het Nederlands totaal voor ecotoxiciteit kan tot in de grootte orde van een factor 2-3, en mogelijk meer, zijn onderschat. Guinee heeft bij zijn berekening van het Nederlands totaal maar een zeer beperkt aantal bestrijdingsmiddelen meegenomen: of de emissies, of de equivalentiefactoren waren niet bekend. In onderhavige studie is een redelijk beeld verkregen van de emissies van chloorhoudende bestrijdingsmiddelen. Hoewel voor slechts zo'n 25 % van deze middelen equivalentiefactoren III / 19

beschikbaar zijn maken zij in 1990 al 12 % van het Nederlands totaal zoals bepaald door Guinee uit (zie Deel 1, hoofdstuk 4.3 en Bijlage 4). Rekening houdend met chloorvrije middelen en het ontbreken van equivalentiefactoren zou het geen verrassing zijn, als een diepgaande studie naar het Nederlands totaal voor ecotoxiciteit een getal op zou leveren dat factoren hoger ligt dan het door Guinee als eerste aanzet gegeven cijfer6. Op basis van de cijfers uit onderhavige studie lijkt het Nederlands totaal voor humane toxiciteit niet significant te worden beïnvloed door de scores van bestrijdingsmiddelen. Eventuele fouten in het Nederlands totaal voor humane toxiciteit kunnen nog zijn opgetreden in het geval in de ER-I en ER-C belangrijke emissies ontbreken, of stoffen niet scoren door het ontbreken van equivalentiefactoren. De lijst met equivalentiefactoren lijkt echter voor deze thema's minder incompleet dan voor ecotoxiciteit (zie ook Bijlage 4). Verder mag verwacht worden dat de ER-I en de ER-C samen een redelijk beeld geven van de totale Nederlandse emissies. Voor geur en smogvorming geldt een vergelijkbare analyse. Ondanks deze onzekerheden in de totalen is normalisatie een zinvolle stap. Het geeft immers inzicht in de in de bijdrage aan een Nederlands totaal, al is het voor een thema als ecotoxiciteit maar qua grootte-orde. Om de verschillende scores op verschillende thema's via de hierna te behandelen weegmethode op te kunnen optellen is deze stap onontbeerlijk. De effectscores op de verschillende thema's zijn immers uitgedrukt in verschillende, onvergelijkbare eenheden.

Guinee waarschuwt in zijn proefschrift overigens nadrukkelijk voor de onzekerheden in de door hem gegeven totalen

m/20

Tabel 1.3.1:

Wereld- en Nederlandse totaalscores per milieuthema in 1990.

THEMA humane toxiciteit

WERELD 3.24 10"

NEDERLAND 1.25 10'

EENHEID

aq. ecotoxiciteit

9.08 10

9.08 10

kg lgj-' m\j-'

verzuring

2.86 10"

1.02 109

kg S02.j-'

aantasting ozonlaag

14

9

12

7

1.00 10

kg CFK l i j

broeikaseffect

3.77 10

1.13 10 2.44 10"

smogvorming

3.74 109

5.73 107

kg C02.jM kg etheen.j-1

geur

6.28 10"

6.68 1015

mij"1

-

1.67 1010

kg.j"1

stortvolume

1.4

13

DISTANCE-TO-TARGET WEEGFACTOREN

1.4.1 Inleiding Na de classificatie en normalisatie verkrijgt men per thema scores uitgedrukt als fractie van de totaalscore op een milieuthema in een bepaalde periode in een bepaalde regio. Wil men de scores in één maat uitdrukken, zullen deze op de een of andere manier moeten worden gewogen. Voor het wegen van milieuthema's kan een aantal principes worden onderscheiden. Het betreft [Lindeijer, 1995]7: 1. panelmethoden; 2. monetaire methoden op basis van schadekosten; 3. methoden op basis van doelstellingsniveau's voor de individuele thema's. De eerste methode is bijvoorbeeld bij de VNCI-McKinsey studie gebruikt. Een panel wordt gevraagd een gewicht aan (een score op) een milieuthema toe te kennen [VNCI-McKinsey, 1991]. De tweede methode gaat ervan uit, dat de score op een milieuthema op de een of andere manier in schadekosten kan worden uitgedrukt. In feite rekent men de emissie-effectketen verder door tot feitelijke effecten en kosten. Deze worden dan als grondslag voor weging gebruikt. Bij de

Er zijn ook methoden die de kosten of de exergie die nodig is om een ingreep niet te laten plaatsvinden als uitgangspunt voor weging nemen. Hierbij moet men aannamen maken over de (preventie)technologie die wordt toegepast. De methoden baseren de evaluatie niet op een waardering van het milieu als zodanig, maar stellen het 'nut' in termen van kosten of exergiebehoefte centraal.

in/2i

laatste methode gaat men er van uit dat de weegfactor een functie is van het huidige belastingsniveau en een doelstellingsniveau op een the.ma. De filosofie hierbij is, dat een grote afwijking van het doelstellingsniveau relatief ernstig is en dus een relatief hoog gewicht voor het thema tot gevolg moet hebben. Het Ministerie van VROM onderzoekt op dit moment of deze laatste benadering in Nederland als standaard kan gaan gelden [RMB, 1994]. Het CE heeft op deze basis weegfactoren afgeleid voor de VROM-beleidsthema's [Sas, 1994]. Om pragmatische reden is in deze studie daarom deze benadering gevolgd. 1.4.2 Het distance-to-target principe Het distance-to-target (DTT-)principe gaat ervan uit dat de weegfactor voor een thema een functie is van het huidige belastingsniveau en een doelstellingsniveau. In principe is een groot aantal formules denkbaar, dat een dergelijke functie beschrijft (zie bijvoorbeeld [Heijungs, 1994], [Tukker, 1994a en 1994b], [Mueller Wenck, 1995] en [SETAC-WIA, 1994]). Een veel gebruikte en door VROM als standaard voorgestelde formule is [Adriaanse, 1993; Sas, 1994; RMB, 1994] : W, = _ A i _

(17)

Ti

Waarin:

W, = Aj = Tj =

gewicht voor thema i; huidige Nederlandse totaalscore op thema i (in 1990); doelstelling voor de Nederlandse totaalscore op thema i ( bijvoorbeeld een duurzaamheidsniveau of een beleidsdoel in 2000).

Er is discussie over de mate waarin de intrinsieke ernst van een milieuprobleem reeds tot uitdrukking komt in een DTT weegfactor. Formule (17) gaat er in feite van uit dat bij het doelstellingsniveau de 'ernst' van de milieuproblemen op thema A even groot is als de 'ernst' van de milieuproblemen op thema B. In dat geval is immers zowel voor thema A als B de weegfactor 1. Deze aanname is verdedigbaar als men er van uit gaat dat de intrinsieke ernst van een milieuprobleem verdisconteerd is in de beleidsdoelstelling. De redenatie luidt in dit geval dat voor een intrinsiek relatief ernstig probleem een strengere norm zal worden gesteld dan voor een relatief minder ernstig probleem. Het CE gebruikt naast de DTT-weegfactor een inter-effectfactor van 1 voor de intrinsieke ernst het milieuprobleem. Deze factor is gebaseerd op het feit dat voor het Ministerie van VROM alle beleidsthema's even belangrijk zijn [Sas, 1994]. Guinee [1995] stelt dat intereffect factoren nog niet beschikbaar zijn en dat het opstellen ervan een aparte studie zou

111/22

vergen. Hij maakt daarom ook expliciet gebruik van een intereffect-factor van 1 voor alle milieuproblemen. Ook in deze studie zal deze lijn worden gevolgd. Uitgaande van het Distance-to-target principe kan in principe een groot aantal wegingssets worden afgeleid. De grondslag voor de keuze van het doelstellingsniveau kan worden gevarieerd (b.v. beleidsdoel of duurzaamheidsniveau). Ook kunnen diverse geografisch schaalniveau's gekozen worden waarop het huidige en doelstellingsniveau vergeleken worden. Onlangs heeft de Raad voor het Milieubeheer voorgesteld om duurzaamhejdsniveau's als uitgangspunt voor weging te gebruiken. Deze aanpak is echter nog niet geoperationaliseerd in de vorm van voorstellen voor concrete weegfactoren of keuzes voor duurzaamheidsniveau's [RMB, 1994]. Om pragmatische reden is daarom aangesloten bij weegfactoren op basis van Nederlandse beleidsdoelstellingen voor 2000, zoals ontwikkeld in de studie 'Verwijdering huishoudelijk kunststofafval' [Sas, 1994]. Gegeven het nationale schaalniveau van onderhavige studie ligt aansluiting bij doelstellingen op Nederlands niveau voor de hand. 1.4.3 Voorlopige distance-to-target weegfactoren voor de CML-classificatie Het CE heeft weegfactoren ontwikkeld voor de VROM-beleidsthema's. Deze sporen niet altijd met de hier gebruikte classificatie uit de CML-Handleiding voor LCA [Heijungs, 1992]. Ook is door CE voor ozpnlaagaantasting en geur geen weegfactor ontwikkeld. Hier is als volgt mee omgegaan. Humane- en ecotoxiciteit Het CE heeft een weegfactor ontwikkeld voor één geïntegreerd thema 'verspreiding'. De VROM-beleidsindicator 'verspreiding' kende in 1990 een waarde van 242 1017 kg verontreinigd milieu. De doelstelling voor 2000 bedraagt 139 1017 kg [Adriaanse, 1993; Sas, 1994]. VROM heeft geen beleidsdoelen gesteld in termen van scores op de thema's humane- en ecotoxiciteit uit de CML-handleiding. Bij gebrek aan beter is de weegfactor die CE berekend heeft voor de beleidsindicator verspreiding toegepast op zowel humane als ecotoxiciteit. Om te corrigeren voor het feit dat één VROM beleidsthema nu is gesplitst in twee thema's is de intereffect factor voor deze twee thema's op een 0,5 gesteld. Het thema zou door de splitsing immers anders 'dubbel' meetellen. De beleidsmatig beoogde reductie op de beide thema's is 43 %. De gevolgde benadering is niet bevredigend en slechts bij gebrek aan alternatief gevolgd. De VROM-themaindicator verspreiding bestaat uit een (gewogen) optelling van de milieubelasting veroorzaakt door 505 pesticiden, 11 radio-aktieve stoffen en 34 prioritaire stoffen. De reductiedoelstelling voor de thema-indicator III / 23

is feitelijk de weerslag van de beleidsdoelstelling ten aanzien van bestrijdingsmiddelen. Een juistere benadering zou zijn geweest om per op de thema's humane- en ecotoxiciteit scorende stof reductiedoelstellingen te inventariseren, en vervolgens een (verwachte) LCA- score voor 2000 te berekenen. Dit valt buiten het kader van deze studie. Verzuring De score in 1990 bedraagt 1,02 109 S02-equivalent. Het doelstellingsniveau voor 2000 bedraagt 396 106 S02-equivalent [VROM, 1993e; Sas, 1994]. De beleidsmatig beoogde reductie tussen 1990 en 2000 is 60 %. De gebruikte cijfers zijn identiek aan die gebruikt door Sas [1994]. Ozonlaagaantasting De weegfactor van het CE voor klimaatverandering heeft alleen betrekking op versterking van het broeikaseffect en niet op aantasting van de ozonlaag. Daarom is in het kader van deze studie volgens formule (17) een voorlopige DTTweegfactor afgeleid. De reductiedoelstelling voor het jaar 2000 voor CFK's, halonen, tetrachloormethaan en 1,1,1-trichloorethaan bedraagt 100% [VROM, 1993e]. Voor HCFK's geldt een produktieplafond dat per 1-1-1996 maximaal de som mag bedragen van 2,6 % van het ODP van de CFK-produktie in 1989 plus het HCFK-gebruik in 1989 [CFK-Commissie, 1994; EU, 1994]. Het totale verbruik van CFK's bedroeg in 1989 9,65 kton ODP [CFK-Commissie, 1994]. Het target voor vervangend HCFK-verbruik in 1995 is dus 0,25 kton ODP. Het bestaande gebruik van HCFK's in 1989 was 0,13 kton ODP. Totaal betekent dit een plafond van 0,38 kton ODP in 1995 voor HCFK's. Volgens de EU-verordening inzake ozonlaagaantastende stoffen volgt na 1995 volgt een reductietraject dat moet resulteren in 100% reductie in het jaar 2015. In het tussenliggende jaar 2005 moet reeds een reductie zijn bereikt van 35% [EU, 1994]. In deze studie is aangenomen dat de emissiereductie tussen 1996 en 2005 lineair zal verlopen, hetgeen inhoudt dat in het jaar 2000 van een reductie van 16% is bereikt. Dit wordt beschouwd als het target voor dit jaar. Uitgaande van 0,38 kton ODP in 1995 levert dit een target van 0,32 kton ODP in 2000. Het verbruik in 1990 was 11,3 kton ODP (zie tabel 1.3.1). Door accumulatie in de maatschappij was de feitelijke emissie lager, maar dit geldt ook voor de berekende waarde voor 2000. Aangenomen wordt dat deze twee effecten elkaar opheffen. De DTT weegfactor komt daarmee op 11,3/0,32 = 35,3. De beleidsmatig beoogde reductie tussen 1990 en 2000 is 97 %. Versterking van het broeikaseffect De score op broeikaseffect bedroeg in 1990 2,44 109 kg C02-eq [Adriaanse, 1993]. Deze score is hoger dan die gebruikt in de CE-studie, omdat daar geen rekening gehouden is met de bijdrage van (H)CFK's. Voor 2000 geldt een beleidsdoelstelling van 195 109kg C02-eq [Adriaanse 1993; Sas 1994]. Dit cijfer is exclusief de m/24

bijdrage van HCFK's. Op basis van de aannamen weergegeven bij ozonlaagaantasting kan worden berekend dat het HCFK-verbruik in 2000 circa 7.000 ton zal zijn. Uitgaande van de gemiddelde GWP voor HCFK-22 en HCFK 142b (1.700 kg C02-eq./kg stof) resulteert inclusief de bijdrage van HCFK's een score van circa 205 109 kg C02-eq. De reductiedoelstelling tussen 1990 en 2000 is hiermee 16 %. Smogvorming Er bestaat geen beleidsdoelstelling voor smogvorming als zodanig. Het CE heeft de beleidsdoelstelling voor smogvorming daarom afgeleid uit de beleidsdoelstelling voor VOS op het thema verzuring (447 kton VOS in 1990 en 194 kton VOS in 2000). Deze benadering is hier overgenomen. De reductiedoelstelling tussen 1990 en 2000 is hiermee 57 %. De VROM-beleidsdoelstelling is niet in dezelfde eenheden gegeven als de scores volgens de CML-methode. Daarom zijn de cijfers voor smogvorming in 1990 in tabel 1.3.1 niet vergelijkbaar met de hier gegeven VOS-emissie. Geur Het CE heeft geen weegfactor berekend voor het thema verstoring of geur. Volgens Adriaanse [1993] geldt als beleidsdoel dat in 2000 het aantal geurgehinderden met een factor twee moet zijn afgenomen. Aangenomen wordt dat deze /mmwj/edoelstelling lineair vertaald kan worden in een emw.siedoelstelling. In dat geval geldt ook voor de emissies een reductiedoelstelling, en daarmee een DTTweegfactor, van 2. Volume afvalstort In 1990 bedroeg het stortvolume 15,5 Mton [Adriaanse, 1993] of 16,7 Mton [RIVM, 1993b]. Het beleidsdoel voor 2000 is 70 % reductie tot 5 Mton. De weegfactoren zijn weergegeven in tabel 1.4.1. De gewogen, geïntegreerde totaalscore van een emissie over dè 8 thema's wordt berekend volgens: Xe Waarin: ^ -

G( Nu

=

Z^G,*^

=

de in één maat geïntegreerde, gewogen totaalscore van de emissie van stof (e) over thema 1 t/m n (ook wel milieu-index genaamd); gewicht van thema i; genormaliseerde score van de emissie van stof (e) op thema i.

= =

(18)

III / 25

Tabel 1.4.1: Overzicht Distance-to-target weegfactoren, inter-effectfactoren en resulterend totaalgewicht per thema THEMA

NIVEAU 1990'

DOEL 2000'

hum. toxiciteit

242 1017

139 1017

1,7

0,5

0,85

0,7

aq. ecotoxiciteit

id.

id.

1,7

0,5

0,85

0,7

2,6

1

2,6

2,2

verzuring

1,02 10' 7

DTTFACTOR

6

396 10

7

INTEREFF. GEFACTOR WICHT

GEW. T.O.V. BROEIKASEFF.

aant. ozonlaag

11,3 10

0,32 10

35,3

1

35,3

30

broeikaseffect

2,44 10"

2,05 10"

1,2

1

1,2

1

6

6

smogvorming

447 10

194 10

2,3

1

2,3

1,9

geur

1

0,5

2,0

1

2,0

1,8

stortvolume

15,5/16,7

5,0

3,1

1

3,1

2,6

Eenheden: zie tekst

1.4.4 Weegfactoren uit andere studies In het Eco-indicatorproject [Goedkoop e.a., 1995] zijn recent volgens een andere benadering weegfactoren voor milieu-thema's ontwikkeld. Zij zijn gegeven in tabel 1.4.2. In die studie is er voor gekozen om de (Europese) totaalscore op een thema om te rekenen in effecten die verder in de emissie-effect keten optreden. De (eind)effecten waar het om gaat zijn: -

aantal doden per miljoen mensen per jaar; % aantasting van het ecosysteem.

Verder is de (normatieve) keuze gemaakt dat 1 dode per jaar per miljoen gelijk wordt gesteld aan 5 % aantasting van het ecosysteem. Er is berekend welke reductiefactor op een thema moet worden behaald om een doelstelling van 1 dode per miljoen per jaar c.q. 5 % aantasting van het ecosysteem te realiseren. In feite is er dus ook sprake van een 'distance-to-target', nu echter met een doelstellingsniveau voor het thema dat is afgeleid van een norm van 1 dode per miljoen per jaar c.q. 5 % aantasting van het ecosysteem.

i n / 26

Tabel 1.4.2: Overzicht weegfactoren uit het Eco-indicatorproject MILIEUTHEMA

GEWICHT

GEWICHT T.O.V. BROEIKASEFF.

diverse stoffen met humaan-toxic. effecten - zware metalen in lucht - zware metalen in water - carcinogene stoffen

5 5 10

2 2 4

pesticiden

25

10

verzuring

10

4

aantasting ozonlaag

100

40

broeikaseffect

2,5

1

smogvorming - zomersmog - wintersmog geur

2,5 5

1 2

-

-

-

•-

stortvolume

Het eco-indicator project hanteert een iets andere indeling (classificatie) van milieuthema's dan in de LCA-handleiding. De ontwikkelde weegfactoren zijn daarom slechts voor een paar thema's direct vergelijkbaar met die uit de vorige paragraaf. Tabel 1.4.2 geeft de weegfactoren. Vergelijking van tabel 1.4.1. met 1.4.2 leert dat de weegfactor uit onderhavig project voor ecotoxiciteit ruim een factor 10 lichter is dan die voor pesticiden uit het eco-indicatorproject. Ondanks de afwijkende wijze van afleiden van weegfactoren wijken de overige weegfactoren maximaal een factor 2 tot 3 af. 1.5

BENCHMARKING VAN MILIEUPRESTATIES VAN EEN DOELGROEP

1.5.1 Inleiding Om een oordeel te kunnen geven hoe 'goed' of hoe 'slecht' een doelgroep op milieugebied scoort, is het gewenst hun milieuprestaties te kunnen vergelijken met andere doelgroepen. Een dergelijke benchmarkingsprocedure moet er voor corrigeren dat omvangrijke maatschappelijke aktiviteiten logischerwijze een groter beslag op het milieu leggen dan een beperkte maatschappelijke aktiviteit. Op de III / 27

een of andere manier moet de milieubelasting van een doelgroep daarom worden gerelateerd aan de omvang van hun economische aktiviteit.. Hiervoor zijn verschillende verdeelsleutels denkbaar: -

de toegevoegde waarde van de produktie; het aantal werknemers; de grondstofinzet; de fysieke produktie (in bijvoorbeeld ton materiaal)

In de chloorketenstudie is de situatie extra gecompliceerd. De studie beschouwt de chloorketen in termen van chloor. Slechts chloorhoudende emissies zijn geïnventariseerd, en er is geen rekening met de andere aktiviteiten en emissies die als het ware onlosmakelijk 'aan de keten hangen'. Anderzijds kan ook het produktievolume, de toegevoegde waarde of het aantal werknemers van een bedrijf dat chloor gebruikt niet zonder meer geheel aan de chloorketen worden toegerekend. In de PVC-produktie worden bijvoorbeeld als grondstof etheen en chloor ingezet. In feite moet er een extra verdeelsleutel worden gekozen: een grondslag voor de allocatie van het produktievolume, de toegevoegde waarde of het aantal werknemers aan de instromende grondstoffen chloor en etheen. Bij dergelijke allocatieproblemen kan een aantal extreme posities worden ingenomen. Men kan er bijvoorbeeld voor kiezen bij een produktieplant slechts de chloorhoudende emissie aan de chloorketen toe te rekenen, hetgeen op basis van causaliteit een voor de hand liggende keuze is. Wanneer men vervolgens de gehele toegevoegde waarde of alle werknemers van de plant aan de chloorketen toerekent, ontstaat er per werknemer of per eenheid toegevoegde waarde een relatief lage milieubelasting door de chloorketen. Een ander extreem redeneert juist omgekeerd. Men kan ook stellen dat (vrijwel) alle emissies in de plant, ook de niet-chloorhoudende, veroorzaakt worden door een proces waarbij chloor wordt ingezet en dus aan de chloorketen moeten worden geweten. Wanneer men vervolgens de economische prestaties juist aan een andere gebruikte grondstof alloceert, zal de chloorketen kunnen worden beticht van het veroorzaken van een zeer hoge milieubelasting per eenheid toegevoegde waarde. Het zal duidelijk zijn dat dergelijke extremen misschien zin hebben als munitie in een polemiek, maar geen recht doen aan de werkelijkheid. Binnen de LCA-methodiekontwikkeling zijn inmiddels een aantal benaderingen ontwikkeld voor het omgaan met dergelijke allocatieproblemen bij multiple-input of output-processen. De belangrijkste zijn toerekening op basis van causaliteit dan wel op basis van massa of economische waarde van de in- of uitstromen. De keuze voor grondstofinzet als eerste verdeelsleutel heeft als voordeel dat de allocatie-discussie op procesniveau niet meer hoeft plaats te vinden. De doorstroom m/28

aan chloor in de keten, en dus in de individuele processen, vormt de maat voor de omvang van de economische aktiviteit. Resteert de vraag welke emissies van een bepaalde plant aan chloor moeten worden toegerekend. Op basis van het causaliteitsbeginsel is het alloceren van uitsluitend chloorhoudende emissies - en geen andere emissies - aan de chloorketen alleszins verdedigbaar. De gekozen vergelijkingsbasis blijft uiteraard binnen een zekere marge voor discussie vatbaar. Dergelijke allocatiemethoden zijn bovendien star. Het gevaar bestaat dat elke doelgroep wordt getoetst aan een 'gemiddelde' aanvaardbare milieubelasting. In extremo doorgevoerd, zou bijvoorbeeld de drinkwater- of ruwstaalproduktie worden vergeleken met het gemiddeld waterverbruik of het gemiddeld staalverbruik in de Nederlandse economie. Macro-economisch gezien kan het veel zinniger zijn bepaalde sectoren gegeven hun functie op een thema een meer of juist minder dan gemiddelde milieubelasting toe te staan, net zoals er kapitaals-intensieve resp. arbeidsintensieve maatschappelijke sectoren bestaan. Van belang is slechts dat de beleidsdoelstellingen (of, wanneer deze als uitgangspunt worden gebruikt: duurzaamheidsniveau's) op macroniveau niet worden overschreden. Binnen deze grenzen kan een zgn. Pareto-optimum bestaan, waarbij de belasting per thema zeer verschillend over doelgroepen wordt verdeeld. 1.5.2 Een benchmark voor de chloorketen De doorstroom aan chloor in de Nederlandse samenleving bedraagt 939 kton/jaar. De totale materiaaldoorstroom in de Nederlandse samenleving wordt benaderd door de Nederlandse produktie van de belangrijkste bulkmaterialen. Deze zijn weergegeven in tabel 1.5.1. Het gaan om een hoeveelheid van 210.000 kton. Chloor maakt dus circa 0,4% uit van het totale materiaalverbruik in de Nederlandse samenleving, hetgeen als een benchmark voor milieubelasting gezien kan worden. Waarschijnlijk is de totale produktie aan bulkgoederen onderschat. Dit betekent dat de 0,4% waarschijnlijk te hoog is. Gezien de wijze waarop deze 0,4% tot stand is gekomen moet dit getal als zeer voorlopig en indicatief worden gezien. Langs een andere invalshoek kan worden ondersteund dat het cijfer althans qua orde-grootte een redelijke indruk geeft van de omvang van de produktie in de Nederlandse chloorketen ten opzichte van het Nederlands totaal. Het Nederlands nationaal produkt is ruim 500 miljard gulden [CBS, 1992]. De omzet van de chernie-groep van Akzo was in 1992, voor de fusie met Nobel, ruim 5 miljard gulden [Akzo, 1992]. Dit cijfers is inclusief (omvangrijke) aktiviteiten in het buitenland en aktiviteiten in de chemiegroep die niet aan het gebruik van de m/29

grondstof chloor kunnen worden gealloceerd. Voorbeelden zijn de verkoop van natronloog, dat samen met chloor wordt geproduceerd; ook moet.echter verwezen worden naar de genoemde allocatieproblematiek bij de PVC-produktie. Akzo is in Nederland veruit de belangrijkste actor in de chloorketen. Indien wordt aangenomen dat de overige aktiviteiten in de Nederlandse chloorketen een qua orde grootte vergelijkbaar zijn met de aktiviteiten van de Akzo chemie-groep die niet aan chloor en Nederland te relateren zijn, geeft de 5 miljard althans een mogelijke indruk van de aan de chloorketen te relateren omzet: qua orde-grootte een procent van het Nederlands nationaal produkt. Tabel 1.5.1: Materiaalstromen als gevolg van produktie in Nederland BULKSTROOM

produktie Nederland kton/j

aardolie

67000

aardgas

34986

beton/cement

16451

papier

12973

voedsel - dierlijk - plantaardig -gras

16000 19000 9000

chemische industrie

18500

metaal

16000

TOTAAL

209910

Bron: CBS, 1991b ; EZ, 1993

1.6

KNELPUNTEN BIJ EEN DUURZAAMHEIDSBEOORDELING

1.6.1 Inleiding Een benchmarkingsprocedure zoals beschreven in paragraaf 1.5 kan in principe ook worden gebruikt om na te gaan, hoe een doelgroep in termen van duurzaamheid scoort. Per milieuthema moeten dan duurzaamheidsniveau's worden gekozen, die via een verdeelsleutel aan de betreffende doelgroep worden gealloceerd [zie bijvoorbeeld Buise, 1993; Buitenkamp, 1992]. Vergelijking met de feitelijke score op de thema's kan dan duidelijk maken in hoeverre de doelgroep zijn 'duurzaamIJl / 30

heidsgrenzen' overschrijdt. Deze paragraaf gaat in op de knelpunten die een dergelijke werkwijze op dit moment nog kent. 1.6.2 Mogelijke duurzaamheidsniveau's Op dit moment zijn er nog geen algemeen aanvaarde duurzaamheidsgrenzen op wereld- of Nederlands niveau. Wel bestaan er in Nederland politiek geaccordeerde beleidsdoelstellingen. Deze zijn in paragraaf 1.4 ook als uitgangspunt voor weging gebruikt. Hieronder wordt per voor deze studie relevant thema een overzicht gegeven van door diverse auteurs voorgestelde duurzaamheidsniveau's. Deze worden in het algemeen afgeleid door aan het eind van de emissie-effectketen een nul- of verwaarloosbaar effect te kiezen, en vervolgens via deze keten terug te redeneren naar te hanteren emissieplafonds. Het vaststellen van duurzaamheidsniveau's kent belangrijke normatieve aspecten [WRR, 1994; Wetenngs en Opschoor, 1994]. Het betreft daarbij niet alleen de keuze van het als verwaarloosbaar aan te merken effect, maar ook keuzen in het traject van de vertaling naar emissieplafonds. Humane- en ecotoxiciteit De LCA-methode hanteert als score voor humane toxiciteit het aantal kg (tot aan de TDI) verontreinigd lichaamsgewicht. Guinee [1995] leidt hieruit als mogelijke doelstelling af, dat de score maximaal het gewicht van de wereldbevolking mag bedragen. Voor het Nederlands niveau komt dit neer op 70 kg/persoon * 15 106 personen = 1,05 108 kg/jr. De LCA-methode leidt voor aquatische ecotoxiciteit tot een score in termen van een hoeveelheid verontreinigd aquatisch ecosysteem. Guinee stelt als mogelijke doelstelling het volume (zoet)water op aarde voor. Adriaanse [1993] en Boekelman [1995] geven schattingen voor de hoeveelheid zoet water in Nederland die volstrekt niet met elkaar overeenstemmen; er is daarom van afgezien volgens deze benadering een duurzaamheidsniveau voor Nederland te berekenen. Adriaanse volgt een vergelijkbare benadering voor het vaststellen van een duurzaamheidsniveau voor het VROM-beleidsthema 'verspreiding'. Het duurzame niveau is door hem gedefinieerd als de totale hoeveelheid milieu (water, lucht en bodem) die tot aan uit MTR's afgeleide maximaal toelaatbare concentraties kan worden verontreinigd [Adriaanse, 1993]. Een derde benadering zou uit kunnen gaan van hetrisicobeleidvoor stoffen: men zou het verwaarloosbaar risico (VR) als grens kunnen kiezen waaronder een duurzame ontwikkeling is gewaarborgd. In feite is in onderhavige studie reeds op dit criterium getoetst (zie hoofdstuk 2 van dit deel). Dit criterium is overigens mogelijk strenger dan dat gehanteerd door Adriaanse en Guinee. Ten eerste gaan zij uit van een MTRachtige grenswaarde (die een factor 100 boven het VR ligt); ten tweede gaan zij uit van een gemiddelde belasting van het gehele milieu tot aan dit niveau. In deze studie is waar mogelijk reeds beoordeeld op locale overschrijdingen van VR's. m/31

Anderzijds accepteert het risicobeleid dat dezelfde eenheid milieu met meerdere stoffen tot aan het VR/MTR is verontreinigd, hetgeen in de benadering van Guinee en Adriaanse niet het geval is. Verzuring Het Nederlandse beleidsdoel gaat uit van realisatie van een depositie van 2400 zuurequivalenten per hectare per jaar in 2000, met als lange-termijn doelstelling een depositie van 1400 zeq/ha/jr. in 2010. Bij dit niveau blijven de meest ernstige effecten uit, ook bij bossen op arme zandgronden. Elke schade voor het milieu wordt pas vermeden bij een depositie van circa 400 zeq/ha/jr. Adriaanse [1993] neemt dit immissiemvem als uitgangspunt voor het berekenen van een duurzaam emissieniveau. Hij vermenigvuldigt deze depositie met de oppervlakte van Nederland om te komen tot een maximale emissie van 1,5 106 kg H+, hetgeen overeenkomt met 4,8 107 kg S0 2 - eq./jr. Kortman e.a. [1994] volgen dezelfde aanpak uitgaande van 1400 zeq./ha./jr. en komen uit op een maximale emissie van circa 18 107 S02-eq./jr. In deze benadering wordt geabstraheerd van het feit dat verzuring (althans gedeeltelijk) een continentaal probleem is: emissies leiden tot deposities elders, v.d. Loo [1994b] noemt als voorbeeld dat het gezien de overheersende westenwind in Europa meer van belang is verzurende emissies in Frankrijk te reduceren dan emissies in Scandinavië. Er zijn dus andere verdeelsleutels denkbaar dan die gekozen door Adriaanse en Kortman. Aantasting ozonlaag Volgens Adriaanse [1993] kan in principe een no-effectconcentratie worden afgeleid voor ozonlaagaantastende stoffen in de atmosfeer. Hieruit zou, naar analogie van de hieronder behandelde broeikasgassen, een duurzaam emissieniveau kunnen worden afgeleid. Op dit moment overschrijdt de actuele concentratie de no-effectconcentratie echter ruimschoots. In feite is de toegestane milieugebruiksruimte reeds opgebruikt door (de) vorige generatie(s). Hieruit zou kunnen worden afgeleid dat het duurzaam niveau vooralsnog een nul-emissie voor ozonlaagaantastende stoffen inhoudt. Wegens de lange verblijftijd van dergelijke gassen in de atmosfeer zal de no-effectconcentratie ook bij een nul-emissie tot ver in de 21e eeuw nog niet zijn bereikt. Kortman e.a. [1994] geven wel een mogelijke afleiding van een nosignifïcant-adverse-effect level, gebaseerd op de emissie van CFK-substituten die geen significant effect heeft op het verloop van de vermindering van de halogeenconcentratie in de atmosfeer. Zij berekenen zo een toelaatbare wereldemissie van 18 106 kg ODP per jaar; bij allocatie op basis van oppervlakte of BNP (zie onder) betekent dit een emissiebudget van 5 tot 120 103 kg ODP voor Nederland. Versterking van het broeikaseffect Het IPCC heeft verschillende scenario's opgesteld voor de (wereld)emissie van broeikasgassen. Daarbij is een no-adverse effect level gedefinieerd, waarbij er van ffl/ 32

uitgegaan wordt dat een temperatuurtoename van 0,1° C per decade tot een maximum van 2° C boven het pre-industrieel niveau niet tot ongewenste effecten zal leiden: ecosystemen zouden dan voldoende tijd hebben zich aan te passen aan de veranderende situatie. Deze dubbele doelstelling is vertaald in (toelaatbare) concentraties van broeikasgassen in de atmosfeer en een totale toelaatbare emissie. Deze toelaatbare emissie is wegens de lange verblijftijd van broeikasgassen in de atmosfeer een geaccumuleerd cijfer voor een periode tussen 1985 en 2100. Dit emissiebudget moet vervolgens verdeeld worden in de tijd en naar land. Het IPCC geeft een verdeling in de tijd in het accelerated policy-scenario, dat redelijk in de pas loopt met het genoemde doel [v.d. Elzen, 1993]. Dit scenario gaat uit van een relatief beperkte emissie-reductie op korte termijn, en een sterke op lange termijn. Guinee [1995] neemt de door Adriaanse [1993] berekende eindemissie voor 2100 uit het IPCC-accelerated policy-scenario in C02-eq. als duurzaam niveau. Uitgaande van de huidige verdeling van emissies tussen landen betekent dit voor Nederland een emissie van 1,55 1011 kg C02-eq./jr. v.d. Loo [1994] baseert zich op een berekening van Krause e.a. [1990] die een vergelijkbare grondslag heeft, doch zich met name op het emissiebudget voor C0 2 concentreert, v.d. Loo kent aan elk jaar een gelijk emissie-budget toe. Voor de verdeling van het budget tussen naties geeft hij verschillende verdeelsleutels aan, die voor Nederland ruim een factor 20 verschil in budget kunnen uitmaken (tussen haakjes: % van de wereldemissie gealloceerd aan Nederland): -

historische rechten (zoals gebruikt in Adriaanse [1993]; 0,72 %); bruto nationaal produkt (0,69%) ; landoppervlakte (0,03%); huidige bevolkingsomvang (0,29%); cumulatieve bevolkingsomvang 1985-2100 (0,20%).

v.d. Elzen [1993] geeft nog als mogelijkheid om de per land sinds de industriële revolutie reeds verbruikte emissiebudgetten in deze discussie te betrekken. Adriaanse [1993] neemt afstand van deze benadering op basis van een toelaatbare temperatuurstijging. Hij stelt dat dit leidt tot een geheel nieuwe situatie op aarde, onvergelijkbaar met die in de laatste eeuwen. Hij stelt dat een duurzaam emissieniveau van broeikasgassen gelijk moet zijn aan de pre-industriële emissies en berekent die voor Nederland op 0,1 10u kg C02-eq./jr. Smogvorming Kortman e.a [1994] stellen dat het onzeker is of voor smogvorming een np-significant-adverse-effectlevel vertaald kan worden in een eenduidig emissieplafond. Guinee [1995] neemt het Nederlands beleidsdoel als uitgangspunt bij het afleiden van zijn doelstellingsniveau.

in/33

Geur en afvalstort De LCA-score voor geur wordt uitgedrukt in eenheden (tot aan _de geurdrempel) verontreinigde lucht. Naar analogie van humane toxiciteit hanteert Guinee [1995] als doelstelling voor geur het wereldvolume aan lucht; voor de Nederlandse situatie betekent dit 6,23 1014 m3/jr [Adriaanse, 1993]. Gegeven het sterk locale karakter van geurhinder is het twijfelachtig of een dergelijke benadering voldoet. Adriaanse [1993] leidt geen echt duurzaamheidsniveau af, maar stelt in lijn met de algemene NMP-doelstellingen dat een reductie van 70 tot 90 % gewenst is. Hetzelfde criterium hanteert hij voor afvalstort, hetgeen leidt tot een niveau van 3 Mton stort per jaar. Andere voorstellen voor afvalstort zijn niet bekend, afgezien van de opmerking dat in principe een nul-niveau gewenst is [Gielen, 1992]. 1.6.3 Conclusies Tabel 1.6.1 vergelijkt per thema de Nederlandse beleidsdoelstellingen met een aantal voorgestelde duurzaamheidsniveau's. Uit de tabel blijkt dat deze voorstellen onderling sterk kunnen verschillen. Bovendien zijn de voorgestelde duurzaamheidsniveau's voor verzuring en broeikaseffect strenger dan de beleidsdoelstelling. Voor humane- en ecotoxiciteit geldt zoals hierboven aangegeven mogelijk juist het omgekeerde. Kort gezegd is een beoordelingskader op basis van duurzaamheidsniveau's bij de huidige stand van de maatschappelijke en politieke discussie nog onvoldoende robuust om in deze studie te kunnen worden toegepast. Dit los van de in paragraaf 1.5 behandelde discussie over de verdeelsleutel die gekozen moet worden voor allocatie van Nederlandse emissieplafonds aan een doelgroep. Voor verzuring en broeikaseffect zou bovendien een oneerlijk element in de beoordeling worden geïntroduceerd: de tentatief afgeleide duurzaamheidsniveau's zijn zodanig streng ten opzichte van de beleidsdoelstellingen, dat op dit moment de meeste maatschappelijke doelgroepen hieraan waarschijnlijk nog niet voldoen.

III / 34

Tabel 1.6.1: Vergelijking beleidsdoelstellingen met enige voorstellen voor duurzaamheidsniveau's THEMA

NIVEAU DOEL 2000 1990

hum. toxic. aq. ecotox. verzuring aant. ozonl. broeikaseff. smogv. geur afvalstort

12,5 108 9,08 10'2 1020 106 113 105 2,44 10" 5,73 107 66,8 10'4 15,5/16,7

*

a) b) c) d)

MOGELIJKE DUURZAAMHEIDS- EENHEID NIVEAU'S Optie 1 Optie 2 8 8 - 43 % (7,1 10 )* 1,05 10 (a) Elke stof overal VR kg lg/jr Elke stof overal VR mVjr - 43 % (5,2 10'2)* ?(a) 6 6 180 106 (c) 48 10 (b) 396 10 kg S02-eq./jr. 5 d 0,05-1,2 10 (c) 0(b) 0 kgCFK-11/jr. 0,1 10" (b) 1,55 10" (a) kg C02-eq./jr. 2,05 10" kg etheen/jr. - 70 % (1,72 107)* - 70 % (a) 4 14 4 - 50 % (33,4 10 )* 6,23 10' (a) - 80 % (13,4 10' ) (b) mVjr. 3,0 (b) 5,0 Mton/jr.

De indeling van de VROM-beleidsthema's loopt niet geheel parallel met de classificatie uit de CML-handleiding. Doelstellingen voor de met * gemerkte CML-thema's zijn een 'vertaling' van de doestellingen voor de VROM-beleidsthema's (zie paragraaf 1.4) Naar Guinee [1995]; omgerekend naar Nederlands niveau Adriaanse [1993] Naar Kortman e.a. [1994] Doelstelling voor 2015

m/35

in/ 36

2

BEOORDELING TOXICITEIT VAN GESELECTEERDE STOFFEN TEGEN DE ACHTERGROND VAN HET NEDERLANDSE RISICOBELEID

2.1

INLEIDING

Paragraaf 1.2.4 en 1.2.5 uit deel m geven aan, dat voor het doel van deze studie de beoordeling van humane- en ecotoxiciteit met de LCA-methode belangrijke beperkingen kent. Er wordt geen rekening gehouden met de distributie van stoffen over de milieucompartimenten en transformaties in het milieu, zoals metabolietvorming. Ook wordt geen rekening gehouden met synergistische of antagonistische effecten in het geval van gecombineerde blootstelling aan stoffen. Deze beperkingen hebben tot gevolg, dat de hoogte van de score volgens de LCA-methode onvoldoende bruikbaar is voor het vaststellen van de potentiële ernst van de toxiciteitseffecten van een stof. Dit hoofdstuk geeft een meer absolute beoordeling van de toxiciteitsrisico's van die chloorhoudende verbindingen, die met de LCA-classificatiemethode een score geven op humane- en ecotoxiciteit. Niet alle stoffen zijn aanvullend beoordeeld. Van de ruim 50 stoffen (excl. bestrijdingsmiddelen) waarvan in dit onderzoek de emissie is vastgesteld scoren er 23 op humane- of ecotoxiciteit (zie bijlage 4). De 27 overige scoren niet. Van de 23 scorende stoffen zijn of worden er 6 na uitvoering van het voorgenomen beleid uitgefaseerd (CFK-12, PCP, 1,1,1-tri, PCB's, HCBd en tetra). De resterende 17 stoffen worden hier uitgebreid, behandeld. Tevens zijn de toegevoegd het bestrijdingsmiddel dat het hoogst scoort op humane toxiciteit (atrazin) en drie bestrijdingsmiddelen die hoog scoren op aquatische ecotoxiciteit (dichlorvos, MCPA en MCPP). Het betreft: -

chloorbenzenen (4 scorende stoffen); EDC; PER; chloroform; dioxinen; dichloormethaan; trichlooretheen; VCM; ECH; AC; MCPP; MCPA; dichloorvos; atrazin; chloor. UI/37

2.2

MOTIVATIE WERKWIJZE EN BEOORDELINGSKADER

2.2.7 Inleiding Het beoordelen van de toxiciteitsrisico's kan op een aantal manieren worden aangepakt. Binnen deze studie zou slechts gebruik worden gemaakt van bestaande, operationele beoordelingsmethoden. Het ontwikkelen van een aparte methodiek specifiek voor deze studie viel buiten de scope van dit project. De drie voor deze studie meest relevante methoden zijn: het berekenen van scores van stofemissies op de thema's humane- en ecotoxiciteit volgens de handleiding LCA (zie paragraaf 1.2.4 en 1.2.5); het beoordelen van emissies van stoffen met meer geavanceerde multi-media modellen, zoals level-III MacKay modellen waar het UBS gebruik van maakt; het beoordelen van de risico's van stoffen op basis van de feitelijk in het milieu voorkomende concentraties, zoals in het recent uitgebrachte rapport 'Aandachtstoffen in het Nederlands milieubeleid' [Janus e.a., 1994]. Hieronder wordt ingegaan op de voor- en nadelen van deze methoden. Paragraaf 2.2.5 geeft aan op basis van welke argumenten welke methode gekozen is. 2.2.2 Optie 1: de LCA-scoringsmethode Paragraaf 1.2.4 en 1.2.5 van dit deel geven weer, hoe met de LCA-methode een score van een stofemissie op de thema's humane- en ecotoxiciteit wordt bepaald. De vooren nadelen van deze scoringsmethode zijn: -

-

distributie over de milieucompartimenten wordt niet meegenomen; transformatie in het milieu blijft buiten beschouwing; gezien de bovenstaande punten worden de in deze studie geïnventariseerde emissiecijfers gebrekkig vertaald in een potentiële blootstelling; de beoordeling is generiek: er wordt uitgegaan van een gemiddelde potentiële blootstelling, zonder rekening te houden met mogelijke lokale afwijkingen; de beoordeling houdt geen rekening met de elkaar mogelijk versterkende of verzwakkende effecten van gecombineerde blootstelling; de methode is direct toepasbaar. Uit emissiecijfers kunnen direct scores worden berekend, omdat de classificatiefactoren voor de meeste stoffen reeds bepaald zijn; met deze methode is reeds een totaalscore berekend voor alle (ook niet chloorhoudende) emissies in Nederland. Daardoor is een plaatsbepaling mogelijk van de score van de chloorketen op toxiciteit ten opzichte van andere Nederlandse emissies.

III / 38

2.2.3 Optie 2: UBS of level III MacKay modellen Paragraaf 1.2.4 en 1.2.5 van dit deel geven weer, hoe een beoordeling van toxiciteit plaatsvindt met methoden die gebruik maken van level III MacKay modellen, zoals het UBS. De voor- en nadelen van deze beoordelingsmethode zijn: -

-

-

distributie over de milieucompartimenten wordt meegenomen; transformatie in het milieu word in beschouwing genomen; gezien de bovenstaande punten worden de in deze studie geïnventariseerde emissiecijfers beter vertaald in een potentiële blootstelling dan bij de LCAmethode; binnen het UBS is een Operational atmospheric tranport model for Priority Substances (OPS) module aanwezig, waarmee de lange termijn gemiddelde concentratie nabij puntbronnnen kan worden berekend; de beoordeling is generiek: in principe wordt er uitgegaan van een gemiddelde potentiële blootstelling, zonder rekening te houden met piekemissies; de beoordeling houdt geen rekening met de elkaar mogelijk versterkende of verzwakkende effecten van gecombineerde blootstelling; de methode is niet direct toepasbaar. Er moet een soms groot aantal stofeigenschappen worden geïnventariseerd voordat uit een emissiecijfer een score kan worden berekend. Voor de OPS module zou verder per puntbron een doorrekening moeten worden gemaakt, hetgeen ook veel tijd zou kosten; met deze methode is nog geen totaalscore berekend voor alle (ook niet chloorhoudende) emissies in Nederland. Er is geen plaatsbepaling mogelijk van de score van de chloorketen op toxiciteit ten opzichte van andere Nederlandse emissies.

2.2.4 Optie 3: aanpak uit het aandachtstoffenbeleid Beschrijving werkwijze Het RIVM heeft onlangs voor het eerst een overzichtsrapport met betrekking tot de zogenaamde 'aandachtstoffen' opgesteld. Aandachtstoffen zijn de stoffen die zijn opgenomen in de Regeling aandachtstoffen Wet milieugevaarlijke stoffen 1992 [Stcrt 138, 21 juli 1992]. Dit rapport geeft een zo goed mogelijk oordeel van de feitelijke milieurisico's van een stof op basis van de op dit moment beschikbare kennis en gegevens. Hierbij staan de volgende doelstellingen centraal: 1. Het geven van een overzicht van het onderzoek dat reeds aan aandachtstoffen is verricht of wordt verricht. 2. Het sturen en prioriteren van nieuw uit te zetten onderzoek aan aandachtstoffen.

m/39

3. Het doen van aanbevelingen ten aanzien van de doorvoer van stoffen in het aandachtstoffenwerk en de afvoer van stoffen van de aandachtstpffenlijst. Per aandachtstof of aandachtstoffengroep wordt in het rapport een overzicht gegeven van de belangrijkste gegevens ten aanzien van emissies, voorkomen in milieucompartimenten en voeding, de vigerende milieukwaliteitsdoelstellingen en -eisen, onderzoek (monitoring/meetprogramma's en overig onderzoek dat relevant is in het kader van het aandachtstoffenwerk) en van beleidsontwikkeling en beleidsmaatregelen. Milieukwaliteitsdoelstellingen en -eisen bestaan uit toxicologische advieswaarden en beleidsmatig vastgestelde waarden. De belangrijkste gehanteerde toxicologische advieswaarden zijn het maximaal toelaatbaar risico (MTR) en het verwaarloosbaar risiconiveau (VR). Bij stoffen waarbij een duidelijke concentratiegrens is vast te stellen waaronder er geen effect meer optreedt (drempelwaarde), ligt voor de mens het maximaal toelaatbaar risico. Het MTR moet echter ook ecosystemen beschermen, als praktische uitwerking geldt een benadering waarbij de bescherming van 95% van de soorten is gewaarborgd. Vaak ontbreekt echter een concentratiegrens waaronder geen effect optreedt. Dan geldt dat zelfs bij een hele lage concentratie toch een kleine kans bestaat op een nadelig effect. Voor deze stoffen wordt het MTR vastgesteld op die concentratie waarbij wordt aangenomen dat bij lineaire extrapolatie jaarlijks 1 dode op een miljoen mensen zou vallen (risico is 10"6/jaar). De concentratie van een stof waaronder het risico voor het optreden van als nadelig te waarderen effecten verwaarloosbaar wordt geacht is het VR. Dit VR bedraagt 1% van het MTR. Tot de beleidsmatig vastgestelde waarden behoren de streef-, richt- en grenswaarden. Streefwaarden worden gelijk gesteld aan de VR's. De streefwaarde compenseert in feite voor het feit dat er blootstelling aan meerdere stoffen plaatsvindt. Grenswaarden en richtwaarden zijn in feite een soort tussendoelstellingen op weg naar de streefwaarden, en worden gehanteerd bij stoffen waarbij de streefwaarde pas op lange termijn bereikt zal worden. Grenswaarden mogen niet overschreden worden, bij richtwaarden moet overschrijding zoveel mogelijk voorkomen worden. Uitgaande van de MTR's en VR's en zo recent mogelijke blootstellingsgegevens, meestal op basis van gemeten concentraties in het milieu, is in het rapport een risicobeoordeling voor mens en milieu gemaakt. Het RIVM houdt daarbij zoveel mogelijk rekening met worst-case situaties, zoals blootstelling aan lokaal relatief hogere concentraties nabij bronnen of in het binnenmilieu. Dit beoordelingskader is in lijn met de resultaten van de discussie met de Tweede Kamer over het risico-beleid voor stoffen. Op basis van de beoordeling heeft het RIVM per stof een aanbeveling gedaan voor handhaving als aandachtstof of voor afvoer van de stof van de aandachtstoffenlijst. Bij een aanbeveling voor handhaving wordt aangegeven welke verdere activiteiten gewenst zijn. m/40

Voor- en nadelen De voor- en nadelen van deze wijze van beoordelen zijn: -

distributie over de milieucompartimenten en transformatie in het milieu worden impliciet meegenomen omdat uitgegaan wordt van gemeten concentraties in het milieu; de in de chloorketenstudie geïnventariseerde emissiecijfers zijn niet direct te relateren met de stofconcentraties in het milieu die het RIVM als uitgangspunt voor de beoordeling gebruikt; de beoordeling is in hoge mate specifiek: in principe houdt het RTVM in de beoordeling zoveel mogelijk rekening met kwetsbare groepen en lokale, relatief ongunstige blootstellingssituaties; door het VR in de beoordeling te betrekken wordt enigszins geanticipeerd op de elkaar mogelijk versterkende of verzwakkende effecten van gecombineerde blootstelling; de 'methode' is direct toepasbaar. Het RIVM heeft de beoordeling reeds uitgevoerd en gerapporteerd; met deze methode is nog geen totaalscore berekend voor alle (ook niet chloorhoudende) emissies in Nederland. Er is geen plaatsbepaling mogelijk van de score van de chloorketen op toxiciteit ten opzichte van andere Nederlandse emissies.

2.2.5 Motivatie keuze werkwijze en uitwerking Uit bovenstaande beschrijving blijkt dat de LCA-scoringsmethode voor deze studie belangrijk te kort schiet voor een beoordeling van toxiciteitsrisico's. Toepassing van UBS of een vergelijkbaar level III MacKay-model kent beduidend minder nadelen, maar vergt een aanzienlijke inspanning voor het inventariseren van een dataset van stofeigenschappen. Naar verwachting zou het gaan om een extra inspanning ter grootte van 30 % van de inzet die voor de gehele studie is verricht. Ook na een dergelijke inspanning geeft een dergelijk model nog geen informatie op het detailniveau, dat het RTVM in het 'Aandachtstoffenrapport' weergeeft. De beoordelingen van het RTVM houden bijvoorbeeld rekening met specifieke situaties zoals het binnenmilieu, blootstelling van kwetsbare groepen zoals zuigelingen, en blootstelling nabij bronnen. Met modelberekingen is een dergelijk detailniveau in principe ook wel realiseerbaar, doch dit vergt waarschijnlijk een veelvoud van de huidige inzet voor de chloorketenstudie. Geen van de methoden houdt afdoende rekening met de effecten van gecombineerde blootstelling aan stoffen en metabolietvorming. Het belangrijkste nadeel van het gebruik van het RIVM-materiaal is het volgende. Het RTVM gaat meestal uit van feitelijke stofconcentraties in het milieu van veelal rond of soms vóór 1990. Deze kunnen niet direct in verband worden gebracht met de in de III / 41

chloorstudie geïnventariseerde emissiegegevens. In het algemeen vertoonden emissies in het eind van de jaren '80 een dalende tendens [VROM, 1993e]. Uit onderhavige studie blijkt verder dat emissies van de meeste chloorhoudende verbindingen (soms zeer fors) zullen dalen bij uitvoering van het voorgenomen beleid. Aangenomen mag worden dat vermindering van emissies leidt tot lagere concentraties in het milieu. Het lijkt aanvaardbaar om aan te nemen, dat de emissiesituatie na uitvoering van het vastgestelde beleid tot lagere stofconcentraties leidt dan de concentraties, die het RIVM als uitgangspunt voor zijn beoordeling heeft gebruikt. In overleg met VROM en het RIVM is er daarom voor gekozen de risicobeoordeling op basis van het 'Aandachtstoffenrapport' uit te voeren. Voor de 21 hierboven vermelde stoffen geven de volgende paragrafen samenvattingen van de teksten uit dit 'Aandachtstoffenrapport'. Volledigheidshalve is in de laatste paragraaf van dit hoofdstuk ook een summiere samenvatting gegeven voor de overige chloorhoudende verbindingen die in het RIVM-rapport zijn behandeld. ECH en AC zijn niet in de RIVM-studie behandeld. Op basis van criteriadocumenten en ander materiaal hebben TNO en CML een eigen analyse opgesteld. Met uitzondering van paragraaf 2.17 en 2.18 is het gehele hoofdstuk, zowel de delen die uit het RIVM-rapport zijn overgenomen als eigen tekst, voor publikatie van het eindrapport ter commentaar aan het RIVM voorgelegd. 2.3

CHLOORBENZENEN

2.3.1 Probleemschets en risicobeoordeling Chloorbenzenen, een groep van in totaal 12 organische verbindingen, worden gebruikt als grondstof en als oplosmiddel bij de produktie van pesticiden en farmaceutische produkten. 1,4-Dichloorbenzeen wordt onder andere toegepast in toiletblokjes, urinoirtabletten en motteballen (horeca, huishoudens). De belangrijkste emissiebronnen zijn de bestrijdingsmiddelen-industrie, farmaceutische industrie en in mindere mate de textielindustrie. Emissie vindt plaats naar alle compartimenten maar voornamelijk naar lucht. De grootste bijdrage hierin wordt geleverd door 1,4-dichloorbenzeen [Slooff, 1991]. De genees- en verbandmiddelenindustrie is een belangrijke directe industriële emissiebron naar het oppervlaktewater en omvat meer dan 50% van de totale Nederlandse emissie naar het oppervlaktewater [Senhorst, 1994]. De onderstaande gegevens zijn toegespitst op dichloorbenzenen (DCB) en hexachloorbenzeen (HCB), vanwege de belangrijkste bijdrage aan de emissies (DCB), de relatief hoge mate van toxiciteit (HCB) en de beschikbaarheid van blootstellingsgegevens. In waterbodems vindt lokaal overschrijding plaats van de grenswaarde voor HCB.In bodem en/of grondwater vindt, voornamelijk lokaal, overschrijding plaats van de m/42

streefwaarde voor HCB en DCB. De huidige jaargemiddelde concentraties HCB en DCB in Rijkswateren liggen minimaal enkele honderden malen onder het MTR [Slooff, 1991, CCRX, 1993]. Op basis hiervan worden de risico's voor aquatische ecosystemen verwaarloosbaar geacht. Voor de jaargemiddelde concentraties in lucht geldt een vergelijkbare situatie. Met betrekking tot inhalatoire blootstelling wordt geconcludeerd dat het risico voor de algemene bevolking bij de huidige concentraties van chloorbenzenen zeer waarschijnlijk verwaarloosbaar is. Hierbij wordt een voorbehoud gemaakt ten aanzien van blootstelling aan 1,4-DCB in binnenlucht; hierbij is in een groot aantal woningen wellicht sprake van een aanzienlijke overschrijding van het verwaarloosbaar risiconiveau, in ieder geval als een vergelijking wordt gemaakt met het traject van gemeten concentraties. Ook de concentraties van 3,4-DCB in binnenlucht zijn relatief hoog. Voor deze stof is echter geen MTR beschikbaar. Met betrekking tot de dagelijkse inname van HCB, de meest toxische chloorbenzeen zijn schattingen gemaakt. De gemiddelde resp. maximale inname ligt een factor 100 resp. 30 lager dan de TDI (toelaatbare dagelijkse inname) voor deze verbinding. Van de overige chloorbenzenen zijn geen gegevens over de inname bekend, maar naar verwachting zullen de innameniveaus voor deze stoffen lager zijn dan die voor HCB. Op basis van deze gegevens wordt het risico van orale blootstelling aan chloorbenzenen verwaarloosbaar geacht. 2.3.2 Onderzoeksaanbevelingen en conclusies Er is nader onderzoek nodig naar de gezondheidsrisico's van blootstelling aan 1,4-DCB in het binnenmilieu. Alhoewel de gegevens voor een deel van de chloorbenzenen beperkt zijn, lijkt de gewenste milieukwaliteit grotendeels bereikt te zijn, in ieder geval vanuit het oogpunt van risico voor mens en milieu. Lokaal vinden nog wel overschrijdingen plaats van de grenswaarde (HCB, waterbodem) of streefwaarde (HCB en DCB, bodem en grondwater), maar de streef- respectievelijk grenswaarden zijn over het algemeen lager dan het VR respectievelijk MTR voor het overeenkomstige compartiment. De risico's van de huidige blootstellingsniveaus voor mens en milieu worden beperkt tot verwaarloosbaar geacht. Door autonome ontwikkelingen zullen de concentraties in de toekomst verder afnemen. Het RIVM heeft voorgesteld om chloorbenzenen als stofgroep van de aandachtstoffenlijst af te voeren, met uitzondering van 1,4-DCB. Deze stof wil men in ieder geval handhaven vanwege de binnenluchtproblematiek (veelvuldig voorkomenIII / 43

de overschrijdingen van het verwaarloosbaar risiconiveau in binnenlucht). Met betrekking tot het binnenmilieu is mogelijk ook 3,4-DCB relevant,, maar voor deze stof is geen MTR beschikbaar. TNO/CML hebben geconstateerd dat voor 1,4-DCB en 3,4DCB nog geen beleid is geformuleerd gericht op het terugdringen van het blootstellingsniveau in binnenlucht. Tabel 2.3.1 geeft een overzicht van de Nederlandse milieukwaliteitsdoelstellingen en eisen voor deze stof, zoals opgenomen in Janus [1994]. Tabel 2.3.1

Stofnaam

chloorbenzenen (som)

monochloor-benzeen

dichloorbenzenen

Milieukwaliteitsdoelstellingen en -eisen: streef-/grenswaarden (S,G), verwaarloosbare risiconiveaus/maximaal toelaatbare risiconiveaus (VR.MTR) en interventiewaarden bodemsanering (IB) Oppervlaktewater Totaal

Opgelost

Mg/I

Mg/I

pentachloorbenzeen

hexachloorbenzeen

a b c

Grondwater (opgelost)

S

G

G

S

VR

MTR

VR

MTR

MTR

VR

IB 30 MTR

S

G

S

G

G

S

IB

S

s

m 180

MTR

VR 6,9

MTR 690*

MTR 7,6'

VR 0,076

MTR 7,6'

S

G 2 MTR

S

G

G

IB

VR 2,5

MTR 250"

MTR 5,5'

S" 0,01 VR 0,004

S

G MTR 67"

S' 0,01 VR 0,0024

EB

VR 0,67

G 0,3 MTR 6,7'

S

G MTR 24*»

S" 0,01 VR 7.2E-4

IB

VR 0,24

G 0,3 MTR 7,2' G 0,3 MTR 3.01

S" 0,0025 VR 0,003

B • MTR 0,3*

S 0,01'

G 0,004 MTR 1.3'

S' O.0O25 VR 0,013

IB MTR 1,3*

S 0,01'

S

S

G 0,4 MTR

VR

G 0,2 MTR

S

G

S

G

VR

MTR

VR 0,075

MTR 7,5d

S

G

S

G

VR

MTR

VR 0,024

MTR 2.4'

IB

o,or VR

S 0,01"

IB 50

MTR 0,4" S 0,01'

IB 10

MTR 0,24'J S 0,01'

Lucht Mg/m'

Mg/I

G

VR

tetrachloorbenzenen

Grond/ Sediment mg/kg ds

S

VR

tiichloorbenzenen

Sediment (nieuw gev.) mg/kg ds

IB 2,5

MTR 0,072 iJIB 1

IB 0.5

S

G

VR

MTR

S

G

VR 0,42

MTR 42"

S

G

VR 0,6-6,7

MTR 60-670°

S

G

VR 0,04

MTR 4n

S

G

VR 0,016

MTR 1,6'

S

G

VR 0,08

MTR 8'

S

G

VR

MTR

0,023

2,3 -

Streefwaarde voor standaard bodem en waterbodem. Detectielimiet Streefwaarde onder detectielimiet (niet getalsmatig ingevuld in MILBOWA).

MTR's: Alle in de tabel genoemde (indicatieve) MTR's zijn vermeld in referentie 4. De in de onderstaande voetnoten vermelde gegevens over de afleiding van deze MTR's zijn grotendeels afkomstig uit de aan referentie 4 ten grondslag liggende rapporten (referentie 2 en referentie 3). Voor aanvullende informatie wordt verwezen naar deze rapporten. d e

MTR oppervlaktewater (alle stoffen): QSAR benadering, op basis van "minimum toxiciteit" (narcotisch effect)1. Gecombineerde waarde, uit v.d. Plassche [1993b). Gebaseerd op 210ug/l voor 1,3-DCB, 260 ug/1 voor 1,4-DCB en 270 ug/1 voor 1,2-DCB, uit v.d. Plassche (1993a).

m/44

f g

h i j k 1 m

n o

p q r s

Gecombineerde waarde, uitv.d. Plassche (1993b). Gebaseerd op 64 pg/l voor 1,2,3-TCB, 79 ng/I voor 1.2,4-TCB en 57 pg/l voor 1,3,5-TCB, uit v.d. Plassche [1993a] Gecombineerde waarde, uit v.d. Plassche [1993b]. Gebaseerd op 23 pg/l voor 1,2,3,4-TeCB, 22 pg/l voor 1,2,3,5-TeCB en 26 pg/l voor 1,2,4,5-TeCB, uit v.d. Plassche [1993a]. pml. In het basisdocument werden op basis van de uilkomsten van de (gemodificeerde) EPA-methode, uitgaande van NOEC en L(E)C50-waarden voor de afzonderlijke stoffen, de volgende indicatieve MTR's voor chloorbenzenen in oppervlaktewater afgeleid: 30/tg/l voorMCB, 20 pg/l voor DCB, 10 pg/l voor TCB, S pg/l voor TeCB, 2,5 pg/l voor PeCB en 0,2 pg/l voor HCB. Hierbij werd rekening gehouden met hel feit dat de toxiciteit over het algemeen toeneemt met toenemende chloreringsgraaa*'. pm2. In referentie 20 werd voor 1,2,4-TCB een MTR oppervlaktewater afgeleid van 44 pg/l: "refined effect assessment'-tnethode (conform Aldenberg en Slob, 1991), uitgaande van NOEC-waarden voor zoetwaterorganismen. MTR sediment en MTR grond/sediment (MCB; HCB): indicatieve waarden (evenwichtspartitiemethode, uit MTR oppervlaktewater). MTR sediment (DCB, TCB, TeCB, PeCB): indicatieve waarden (evenwichtspartitiemethode, uit MTR oppervlaktewater). MTR grond (DCB, TCB, TeCB, PeCB): indicatieve waarden (gemodificeerde EPA-methode, gebaseerd op L(E)C50-waarden voor bodemorganismen, Gecombineerde waarde, uit v.d. Plassche [1993b]. Gelijk gesteld aan de waarde voor 1.4-DCB, uit v.d. Plassche [1993a]. Gecombineerde waarde, uit v.d. Plassche [1993b]. Gebaseerd op 0,005 mg/kg voor 1,2,3-TCB, 0,1 mg/kg voor 1,2,4-TCB en 0,6 mg/kg voor 1,3,5-TCB, uit v.d. Plassche [1993a]. Gecombineerde waarde, uit v.d. Plassche [1993b]. Gebaseerd op 0,2 mg/kg voor 1,2,3,4-TeCB, 0,007 mg/kg voor 1,2,3,5-TeCB en 0,01 mg/tg voor 1.2,4,5TeCB, uit v.d. Plassche. 1993a]. pm De voor de afzonderlijke chloorbenzenen vermelde indicatieve MTRgrond-waarden die zijn gebaseerd op toxiciteitsgegevens voor bodemorganismen zijn gelijk aan dié in het Basisdocument, MTR lucht (MCB) = indicatieve M T R , , ^ , = 42 pg/m', gebaseerd op inhalatiestudie met zoogdieren; Indicatieve MTR,, = 1.900 pg/mJ (gemodificeerde EPAmethode, op basis van zoogdiergegevens)1. MTR lucht (DCB): 1,2-DCB: indicatieve MTR,,,,^ = 60 pg/m', gebaseerd op inhalatiestudie met zoogdieren; indicatieve MTR,, = 1.900 pg/m1 (gemodificeerde EPA-methode, op basis van zoogdiergegevens)1. pm In referentie 15 werd voor 1,2-DCB een TCL (equivalent aan W7K»„«J afgeleid van 600 pg/m3. 1,4-DCB: indicatieve M T R , , , ^ = 670 pg/m', gebaseerd op inhalatiestudie met zoogdieren; indicatieve M T R „ = 300 pg/m' (gemodificeerde EPA-methode, gebaseerd op zoogdiergegevens)'. pm In referentie 15 werd voor 1,4-DCB een TCL (equivalent aan M7K»„_J afgeleid van 1.200 pg/m3. MTR lucht (TCB): indicatieve M T R , ^ ^ = 4 pg/m', gebaseerd op inhalatiestudie met zoogdieren; niet aangegeven welke isomeer van deze groep is getest); voor TCB werd geen M T R „ afgeleid' MTR lucht (TeCB) = indicatieve M T R , _ voor 1,2,4,5-TeCB = 1,6 pg/m', gebaseerd op NOAEL uit orale studie met zoogdieren; voor TeCB werd geen MTR»,, afgeleid', MTR lucht (PeCB) = indicatieve MTR,,^. = 8, gebaseerd op NOAEL uit orale studie met zoogdieren; voor PeCB werd geen MTR». afgeleid', MTR lucht (HCB): indicatieve MTR,,^, = 2,3 pg/m', gebaseerd op orale studie met zoogdieren; voor HCB werd geen MTR., afgeleid'.

pm door v.d. Plassche [1994] zijn voor pentachloorbenzeen (PeCB) en hexachlcorbenzeen (HCB) de volgende indicatieve MTR's en VR's afgeleid, op basis van indirecte effecten (doorvergiftiging): PeCfy MTR resp. MTR resp. MTR resp. HCB: MTR resp. MTR resp. MTR resp.

VR water VR sediment: VR grond:

0,03 resp. 0,0003 pg/l (250 maal lager dan overeenkomstige waarde in tabel) 0,012 resp. 0,00012 mg/kg ds (250 maal lager dan overeenkomstige waarde in tabel) 0,12 resp 0,0012 mg/kg ds (2,5 maal lager dan overeenkomstige waarde in tabel)

VR water: VR sediment: VR grond:

0,0021 resp. 0,000021 pg/I (1.100 maal lager dan overeenkomstige waarde in tabel) 0.0012 resp. 0,000012 mg/kg ds (1.100 maal lager dan overeenkomstige waarde in tabel) 0,028 resp. 0,00028 mg/kg ds (50 maal lager dan overeenkomstige waarde in tabel)

2.4

DICHLOORETHAAN

2.4.1 Probleemschets en risicobeoordeling 1,2-Dichloorethaan wordt in Nederland geproduceerd en gebruikt in de chemische grondstoffenindustrie als intermediair bij de produktie van vinylchloride. Voorts wordt de stof toegepast in de farmaceutische (genees- en verbandmiddelen-) en rubberindustrie. Als produkt werd dichloorethaan tot voor kort toegepast als reinigingsmiddel voor elektronische componenten en als bodemontsmettingsmiddel (nematicide). Het wordt in afnemende mate toegepast als scavenger in benzine (gelode benzine). De emissies zijn thans vrijwel geheel afkomstig van de chemische industrie inclusief de

m/45

farmaceutische industrie (nog circa 10 bronnen). De emissies naar lucht ten gevolge van puntbronnen zijn in de periode 1981-1988 met een factor 3 gestegen. Volgens het criteriadocument uit 1984 wordt het VRIucht nabij industriële puntbronnen en benzinestations, en in steden incidenteel met een factor 10 overschreden. Het MTRlucht wordt zowel in binnen- als buitenlucht niet overschreden. In 1984 berekende jaargemiddelde concentraties nabij de EDC-produktie overschreden het VR op 4 kilometer enigszins en op 1 kilometer ruim een factor 10. Over de concentraties in bodem en grondwater zijn onvoldoende gegevens beschikbaar om risico's voor het milieu te beoordelen. Vanwege de vluchtigheid van 1,2-dichloorethaan worden echter geen hoge concentraties verwacht. Gemiddelde concentraties in oppervlaktewater liggen onder het niveau van de detectielimiet. Er zijn geen streef- en grenswaarden opgesteld voor oppervlaktewater. Het MTR wordt naar verwachting niet overschreden. Over het voorkomen van 1,2-dichloorethaan in de waterbodem zijn geen recente gegevens beschikbaar. Er is voldoende bewijs voor carcinogeniteit en genotoxiciteit van 1,2-dichloorethaan in proefdieren, humane gegevens zijn echter niet beschikbaar. 1,2-Dichloorethaan dient beschouwd te worden als mogelijk carcinogeen voor de mens, zowel na orale als inhalatoire blootstelling. Blootstelling vindt hoofdzakelijk plaats via inhalatie. Inname via drinkwater en waarschijnlijk ook via voedingsmiddelen is relatief gering. De aanvaardbare dagelijkse inname wordt niet overschreden. 2.4.2 Onderzoeksaanbevelingen en conclusies Van 1,2-dichloorethaan is een beperkt aantal gedateerde meetgegevens beschikbaar. Over de huidige milieukwaliteit bestaat daarom onzekerheid. Het verdient aanbeveling blootstellingsconcentraties nabij de verschillende emissiebronnen in kaart te brengen. De streefwaarde voor lucht wordt nabij industriële puntbronnen overschreden. Het MTR-niveau in lucht wordt niet overschreden. Aangezien de advieswaarde niet wordt overschreden, worden de risico's voor de mens beperkt geacht. Het RIVM stelt dat vanwege overschrijdingen van streef- en VR-waarden in lucht 1,2-dichloorethaan gehandhaafd dient te worden als prioritaire stof. In het aandachtstoffenrapport wordt de suggestie gedaan de nog optredende emissies bij de chemische industrie terug te dringen door middel van het instrument van de vergunningverlening. TNO/CML hebben geconstateerd dat ten opzichte van de situatie in 1990 bij de belangrijkste puntbronnen aanzienlijke emissiereducties zijn gerealiseerd m/46

en in het kader van het IMT voor 2000 verdere reducties zijn afgesproken. Binnen de randvoorwaarden van onderhavig onderzoek kon niet worden onderzocht of dergelijke maatregelen tot gevolg zullen hebben dat het VR in de toekomst niet meer zal worden overschreden. Tabel 2.4.1 geeft een overzicht van de Nederlandse milieukwaliteitsdoelstellingen en eisen voor deze stof, zoals opgenomen in Janus [1994]. Tabel 2.4.1:

Stofnaam

1,2-dichloorethaan

Milieukwaliteitsdoelstellingen en -eisen: streef-j'grenswaarden (S,G), verwaarloosbare risiconiveaus/maximaal toelaatbare risiconiveaus (VR.MTR) en interventiewaarden bodemsanering (IB) Oppervlaktewater Totaal

Opgelost

Mg/I

Mg/l

S

-VR •

G

S

MTR

-VR 7'

G MTR 700*

Sediment (nieuw gev.) mg/kg ds

Grond/ Sediment mg/kg ds

G

s

-MTR 1,5'

m 4

VR 0,015

MTR 1,5"

Grondwater (opgelost)

Lucht

Mg/l

Mg/m'

S

IB

400

S 1' VR 0,48

G MTR 48*

a. b. c. d. e.

beneden de detectielimiet jaargemiddelde indicatieve geharmoniseerde MTR volgens QSAR benadering met een aanpassingsfactor van 20 afgeleid uit MTR^/VR^, MTRtnu» u
2.5

PER

2.5.1 Probleemschets en Risicobeoordeling PER wordt in Nederland op grote schaal toegepast voor het ontvetten van metalen, als reinigingsmiddel in chemische wasserijen, in de grafische industrie en in huishoudens. Emissie van PER (tetrachlooretheen) vindt bijna uitsluitend plaats naar het compartiment lucht. In 1990 was ruim 90% van de emissie afkomstig van gebruik voor ontvetting en reiniging in de metaalelektro en van gebruik als reinigingsmiddel in chemische wasserijen. PER wordt gezien als smogvormende stof maar is direct weinig toxisch voor mens en milieu. In de bodem kan onder anaërobe condities PER (via tri) worden omgezet in vinylchloride [BUA, 1991]. De gemiddelde buitenluchtconcentraties van PER variëren in 1991 van 0,18 ug/m3 (landelijk gebied) tot 0,78 ug/m3 (op straat)3 en bevinden zich hiermee ruimschoots III / 47

onder de streefwaarde en onder het MTRlucht. Plaatselijk vindt overschrijding van het MTR plaats (met name nabij chemische wasserijen), met piekconcentraties die kunnen oplopen tot 50 mg/m3 (1984)6. Naar schatting werden in 1984 in de nabijheid van wasserijen circa 10.000 mensen blootgesteld aan eenjaargemiddelde van 1000 ug/m3, gedurende 8 uur/dag, met piekconcentraties tot 50 mg/m3 . De TDI (toelaatbare dagelijkse inname) voor tetrachlooretheen bedraagt 16 ug per kg lichaamsgewicht per 'dag. De geschatte maximale dagelijkse blootstelling van 1,8 Hg/kglg via lucht, water en voeding overschrijdt de TDI (toelaatbare dagelijkse inname) niet. Over concentratieniveaus nabij andere emissiebronnen zoals grafische- en metaalbedrijven zijn geen gegevens bekend. In de binnenlucht wordt het MTR niet overschreden. Een belangrijk afbraakprodukt van PER in lucht is fosgeen. Deze stof is zeer toxisch en treedt op als initiator van fotochemische processen (die leiden tot smogvorming en het broeikaseffect). Relatief geringe emissies vinden plaats naar water ten gevolge van metaalreinigingsactiviteiten, depositie en communale lozingen. De PER-concentraties in het oppervlaktewater van Maas (Eijsden) en Rijn (Lobith) zijn sinds 1986 gedaald tot beneden een niveau van respectievelijk 0,4 en 0,2 ug/1 [CCRX, 1993]. De VR-waarde wordt daarmee niet overschreden. In grondwater worden gemiddelde concentraties gemeten onder de streefwaarde. Lokaal echter worden zeer sterke overschrijdingen waargenomen ten gevolge van bodemverontreiniging. Dit zijn historische 'erfenissen', die buiten de scope van onderhavige chloorketenstudie vallen. 2.5.2 Onderzoeksaanbevelingen en conclusies Het RIVM stelt dat PER gehandhaafd moet blijven als prioritaire stof, omdat vooral nabij chemische wasserijen het MTR voor lucht overschreden wordt. Voor de situatie nabij andere emissiebronnen, zoals grafische bedrijven en metaalbedrijven zijn geen gegevens bekend. Verder onderzoek dient zich te richten op blootstellingsgegevens in de nabijheid van deze bronnen. Het beleid ten aanzien van PER verkeert in de uitvoeringsfase. TNO/CML hebben geconstateerd dat ten opzichte van de situatie in 1990 bij de belangrijkste puntbronnen in de nabije toekomst aanzienlijke emissiereducties zullen worden gerealiseerd, als gevolg van de Amvb Chemische wasserijen en de IMT Metaal-elektro. Binnen de randvoorwaarden van onderhavig onderzoek kon niet worden onderzocht of dergelijke maatregelen tot gevolg zullen hebben dat het VR en MTR in de toekomst niet meer zullen worden overschreden.

Hl/48

Tabel 2.5.1 geeft een overzicht van de Nederlandse milieukwaliteitsdoelstellingen en eisen voor deze stof, zoals opgenomen in Janus [1994]. Tabel 2.5.1:

Milieukwaliteitsdoelstellingen en -eisen: streef-/'grenswaarden (S,G), verwaarloosbare risiconiveaus/maximaal toelaatbare risiconiveaus (VR,MTR) en interventiewaarden bodemsanering (IB) Oppervlaktewater Totaal

Stofnaam

Hg/l tetrachlooretheen

S

G

S

. . VRMTR

VR

3,3 a. b. c. d.

Grond / Sedimen-

Mg/I

Sediment (nieuw gev.) mg/kg ds

G

S

-

-

MTR 330

4,0

Opgelost

Mp

Grondwater (opgelost)

Lucht

mg/kg ds

Mg/l

Mg/"»'

S 0,01

S 0,01

t DS 4

VR MTR 0,0016 0,16

D3 40

sc

25° VR 25

G e 2000 f 8300 MTRd 2500

e. f. g. h.

Streefwaarde en MTR voor standaard bodem (\0% organische stof) Tnrfiraiinvn MTR en VR volgens QSAR-benadering. Indlcarinw. MTR en VR volgens gemodificeerde EPA-methodel, MTR humaan ("effect-based limit value") uit het criteriadocument; afgeleid op grond van een NO(A)EC van 135 mg/m' voor de mens bij blootstelling in de arbeidssituatie gedeeld door onzekerheidsfactor van 50 (10 intra; 5 (afgerond) voor de omrekening naar continue blootstelling). Door Rademaker et al.[1993](INS) werd een indicatieve MTR humaan afgeleid van 6,2 Mg/m1 op basis van LO(A)EL van 62 mg/m' uit een 30-d inhalatiestudie met muizen (continue blootstelling), gedeeld door onzekerheidsfactor van 10.000. Hierbij wordt opgemerkt dat in tabel 5.1 van dit rapport foutief een indicatieve MTR van 62 Mg/m' staat vermeld. Het indicatieve MTR„ bedraagt 1.200 Pg/m1 en is afgeleid volgens de gemodificeerde EP A-methode op basis van NOAEL voor muizen. In het eindrapport van INS is het MTR voor lucht uit het criteriadocument aangehouden Door de Gezondheidsraad [ 1986] werd eveneens een MTR voor lucht geadviseerd van 2500 Mg/m1. Op basis van een NO( A)EC van 135 mg/m' werd omgerekend naar continue blootstelling (135 * 0,14 = 32 mg/m1). Gebruikmakend van een "log resultante variatie factor" van 12,8 resulteerde dit in een MTR van 2,5 mg/m'. Jaargemiddelde 98 percentiel (uurgemiddelde) Detectielimiet Indicatieve. MTR uit MTR... (met Kp 12 l/kg)'

2.6

CHLOROFORM

2.6.1 Probleemschets en Risicobeoordeling Trichloormethaan (chloroform) wordt grotendeels geproduceerd voor de' bereiding van chloorfluorkoolwaterstoffen (CFK). Verder wordt trichloormethaan onder andere gebruikt als oplosmiddel in de genees- en verbandmiddelenindustrie en als tussenprodukt bij de bereiding van verf en pesticiden. Het chloreren van zwem- en vooral drinkwater leidt tot het ontstaan van trichloormethaan. Trichloormethaan wordt tevens gevormd bij ontleding van 1,2-dichloorethaan in uitlaatgassen van wegverkeer en bij ontleding van trichlooretheen in de atmosfeer. De emissie naar lucht maakt het belangrijkste deel uit van de totale emissie. Met name de chemische industrie is verantwoordelijk voor emissie van trichloormethaan.

III / 49

Nabij industriële puntbronnen en in zwembaden overschrijden de jaargemiddelde concentratie het MTR. Over lokale concentraties zijn geen gegevens beschikbaar. Actuele risico's kunnen dan ook moeilijk worden beoordeeld. In de binnenlucht van laboratoria, produktiebedrijven, woningen, restaurants en winkels wordt veelvuldig de streefwaarde overschreden. In een recente risico-evaluatie van chloroform in zweminrichtingen is geconcludeerd dat alleen bij een kleine groep van topzwemmers sprake is van een overschrijding van de TDI (toelaatbare dagelijkse inname: 30 ug/(kglgdag) ). Deze TDI wordt slechts met een factor 1,5 tot 2 overschreden. Aangezien de blootstelling bovendien slechts gedurende een deel van het leven plaatsvindt, lijkt het optreden van gezondheidsschade niet waarschijnlijk. Inhalatie van zwembadlucht is de belangrijkste vorm van blootstelling. Uit epidemiologisch onderzoek komen aanwijzingen voor een relatie tussen darmkanker bij mensen en blootstelling aan desinfectie bijprodukten in het drinkwater (waaronder chloroform), maar dit kan niet aan chloroform als zodanig toegeschreven worden. Er zijn geen aanwijzingen voor genotoxiciteit. De gemiddelde dagelijkse blootstelling in Nederland is geschat op 0,4 ug/kglg [Vermeire, 1991]. Er treedt geen overschrijding op van de TDI. Recentelijk werd in een Environmental Health Criteriadocument een TDI afgeleid van 15 ug/(kglgdag). De gemiddelde totale inname van de wereldbevolking werd geschat op maximaal 2 ug/kglg 13. Hierbij werd opgemerkt dat blootstelling hoger kan zijn rond industriële puntbronnen, door verhoogde binnenluchtconcentraties en door hoge concentraties in voedingsmiddelen. Over het voorkomen van trichloormethaan in de bodem zijn onvoldoende gegevens beschikbaar, om eenrisicobeoordelingte geven. Gemiddelde concentraties gemeten over de afgelopen 10 jaar in de Rijn en de Maas (Lobith en Eijsden) variëren tussen 0,1 en 1,0 ug.1"'. Het VR wordt niet overschreden. Er is geen trend vast te stellen voor de concentraties. Voor de waterbodem zijn onvoldoende recente meetgegevens beschikbaar om het risico te beoordelen. 2.6.2 Onderzoeksaanbevelingen en conclusies De geschatte gemiddelde blootstelling van de Nederlandse (en buitenlandse) bevolking overschrijdt de TDI niet. Uit buitenlandse gegevens blijkt echter dat in sommige voedingsmiddelen hoge concentraties trichloormethaan kunnen zitten, hetgeen mogelijk wel overschrijding van advieswaarden betekent. Daarnaast treedt nabij industriële puntbronnen en in de binnenlucht veelvuldig overschrijding van de streefwaarde en mogelijk ook het MTR op. Bij een kleine groep van topzwemmers is sprake van een overschrijding van de TDI. Omdat de overschreiding gering is en niet gedurende het

m/50

hele leven plaats vindt, is een gezondheidsrisico niet waarschijnlijk. Op basis van bovenstaande beveelt het RIVM aan trichloormethaan als prioritaire stof te handhaven. Toepassingen van chloroform in consumentenprodukten worden per juni 1995 verboden ten gevolge van het van kracht worden van EG-richtlijn 94/60 inzake het op de markt brengen van gevaarlijke stoffen en preparaten. Binnen de randvoorwaarden van onderhavig onderzoek kon niet worden onderzocht of dergelijke maatregelen tot gevolg zullen hebben dat het VR en MTR in de toekomst niet meer zullen worden overschreden. Tabel 2.6.1 geeft een overzicht van de Nederlandse milieukwaliteitsdoelstellingen en eisen voor deze stof, zoals opgenomen in Janus [1994]. Tabel 2.6.1:

Stofnaam

trichloormeüiaan

a.

Milieukwaliteitsdoelstellingen en -eisen: streef-Zgrenswaarden (S,G) verwaarloosbare risiconiveaus/maximaal toelaatbare risiconiveaus (VR.MTR) en interventiewaarden bodemsanering (IB) Oppervlaktewater Totaal

Opgelost

S

G

S

VR

MTR

VR 5,9"

Sediment (nieuw gev.) mg/kg ds

Grond / Sediment Grondwater mg/kg ds (opgelost)

G

G

MTR 590"

MTR 1,9*

S 0,00I € VR 0,019'

K/m'

M6/1 IB 10' MTR 1.9'

S 0,01'

Lucht

DB 400

S 1 VR 1

G MTR 100"

d. e. f.

Via de QSAR benadering werd door v.d, Plassche et al.(1993b] (INS) een MTR en VR voor oppervlaktewater afgeleid van respectievelijk 5900 en 59 ug/1. In het eindrapport van INS'7 werd in verband met harmonisatie van parameters een "aanpassingsfactor" van 10 toegepast resulterend in een MTR en VR oppervlaktewater van 590 en 5.9 ug/1 aangehouden. In het eindrapport van INS [v.d. Plassche 1993b] is een MTR en VR voor grond/sediment en sediment afgeleid op basis van het geharmoniseerde MTR en VR oppervlaktewater. MTR,_„ (criteriadocument) op basis van een chronische NO(A)EL bij ratten gebruikmakend van een veiligheidsfactor van 1.000'. Door Rademaker et al.[1993) (INS) werd een indicatieve MTR,„^. afgeleid van 13 Mg/m' op basis van dezelfde NOAEL voor ratten, maar met omrekening naar continue blootstelling (veiligheidsfactor 1.000)'. In het eindrapport vanINSis echter het MTR van 100 ug/m' aangehouden. Het indicatieve MTR„„ bedraagt 430 ug/m', eveneens gebaseerd op een NOAEL voor de rat (gemodificeerde EPA-methode)'. Gelijk aan detectielimiet Streefwaarde voor standaardbodem (10% organische stof)9 Interventiewaarde voor standaardbodem (10% organische stof, 25% lutum)

2.7

DIOXINEN

b. c.

2.7.1 Probleemschets en Risicobeoordeling De belangrijkste binnenlandse emissiebronnen van gehalogeneerde dibenzodioxinen/furanen (dioxinen) zijn verbranding van chemisch afval (AVI's), kabelbranderijen, verdamping uit met pentachloorfenol verduurzaamd hout en de basismetaalindustrie.

III / 51

Bij de huidige blootstellingsniveaus worden bij kinderen en volwassenen geen nadelige effecten verwacht van opname van dioxinen uit voeding of via andere (lokale) bronnen. Tijdens de periode dat zuigelingen borstvoeding krijgen, treedt overschrijding van de advieswaarde op. Er zijn echter op dit moment te weinig gegevens om eventuele risico's van dioxinen in moedermelk goed te beoordelen. Bij de huidige blootstellingsniveaus worden de risico's voor ecosystemen beperkt geacht, behalve lokaal in zwaar belaste havens. Doorvergiftiging wordt beschouwd als het meest kritische effect; nadelige effecten kunnen optreden bij predatoren. Voor lucht zijn geen milieukwaliteitsnormen afgeleid. Het MTR-ecosysteem voor bodem wordt nergens in Nederland overschreden. Het MTR voor worm-etende predatoren komt overeen met het achtergrondgehalte in Nederland en Europa. In de omgeving van AVI's en illegale brandplaatsen van kabels wordt het MTRpredator met respectievelijk een factor 8-80 en 300 overschreden. Regionaal en lokaal (omgeving AVI's) is er waarschijnlijk sprake van een ontoelaatbaar risico voor wormetende predatoren. Hierbij dient gewezen te worden op de onzekerheden in het MTRpredator en de onzekerheid in het overeenstemmen van verontreinigde lokaties met het fourageergebied van predatoren. Gehaltes in de waterbodem worden niet regelmatig gemeten. Het MTR-ecosysteem voor de waterbodem wordt over het algemeen in Nederland niet overschreden, met uitzondering van enkele zwaar belaste havens. In 1983-1985 werd in de meeste waterbodems het MTR voor visetende predatoren overschreden. In estuaria en het mariene milieu lag het gehalte in 1987-1990 rond het niveau van het MTRpredator. Op landelijke en lokale schaal is er mogelijk sprake van een ontoelaatbaar risico voor visetende predatoren. Hiervoor gelden dezelfde onzekerheden als voor wormetende predatoren (zie boven). Zoals in de probleemschets reeds beschreven is, wordt tijdens de periode dat zuigelingen borstvoeding krijgen de advieswaarde overschreden. Het RIVM noemt een overschrijding van de TDI (toelaatbare dagelijkse inname) met een factor 15. Volgens de WHO is de TDI echter niet van toepassing op deze kortdurende blootstelling. Het RIVM stelt in het 'Aandachtstoffenrapport', dat er op dit moment te weinig gegevens zijn om eventuele risico's van dioxinen in moedermelk goed te beoordelen [Janus e.a,, 1994]. De Gezondheidsraad zag geen aanleiding het geven van moedermelk af te raden, maar achtte meer epidemiologisch onderzoek naar effecten van dioxinen op zuigelingen noodzakelijk . TNO/CML hebben geconstateerd dat ten opzichte van de situatie in 1990 bij de belangrijkste puntbronnen in de nabije toekomst aanzienlijke emissiereducties zullen worden gerealiseerd. Binnen de randvoorwaarden van onderhavig onderzoek kon niet IÏÏ/52

worden onderzocht in hoeverre dergelijke maatregelen de hierboven gegeven risicobeoordeling zullen wijzigen. 2.7.2 Onderzoeksaanbevelingen en conclusies Volgens het RIVM moeten dioxinen gehandhaafd blijven als prioritaire stof. Bij kinderen en volwassenen wordt de TDI niet overschreden. Gezien de resultaten van recente onderzoeken zal er mogelijk wel een herevaluatie van de toelaatbare dagelijkse inname van dioxinen plaats moeten vinden. Volgens het RIVM zijn er op dit moment te weinig gegevens om eventuele risico's van dioxinen in moedermelk te beoordelen [Janus, 1994]. Het MTR voor terrestrische en aquatische ecosystemen wordt nauwelijks overschreden. Voor predatoren, zowel wormetende als visetende, worden echter wel risico's verwacht gezien de overschrijdingen van het MTRpredator in de bodem en waterbodem. Nader onderzoek is nodig voor het vaststellen van de risico's van blootstelling bij zuigelingen, technologie voor reductie van emissies en het bepalen van mogelijke effecten op ecosystemen. Tabel 2.7.1 geeft een overzicht van de Nederlandse milieukwaliteitsdoelstellingen en eisen voor deze stof, zoals opgenomen in Janus [1994]. Tabel 2.7.1:

Stofnaam

Oppervlaktewater Totaal ng/l

2,3.7,8-TCDD '

a. b. c. d. e. f.

Milieukwaliteitsdoelstellingen en -eisen: streef-/grenswaarden (S,G), verwaarloosbare risiconiveaus/maximaal toelaatbare risiconiveaus (VR.MTR) en interventiewaarden bodemsanering (IB) Opgelost ng/l

S

G

S

G

VR 1.2E-4 5E-6

MTR VR MTR 1.2E-2' 1.2E-5 1.2E-3* 5E-4* SE-7 5E-5"

Sediment (nieuw gev.) mg/kg ds

Grond/ Sediment mg/kg ds

G

S

MTR 3.8E-4* 1.5E-5'

VR 5E-3 3E-8

D3

Grondwater (opgelost)

Lucht

vet s

Mg/m1

MTR 0,5' 3E-6"

m

S

G

VR

MTR

indicatieve MTR ecosysteem, berekend volgens EPA-methode indicatieve MTR predator, berekend conform Romijn et al. (1991) en zoals beschreven in RIVM (1993) indicatieve MTR sediment evenwichtspartitiemethode - uit MTR ecosysteem (opgeloste fracde). indicatieve MTR sediment evenwichtspartitiemethode - uit MTR-predator (opgeloste fractie) 1 uit MTR ecosysteem (opgelost), met Kp» 315000 l/kg en 30 mg zwevend stof/l voor de andere PCDD en PCDF via I-TEF om te rekenen naar concentraties of gehalten I-TEQ

III / 53

2.8

DICHLOORMETHAAN

2.8.1 Probleemschets en Risicobeoordeling Dichloormethaan wordt toegepast als drijfgas, oplosmiddel, afbijtmiddel, ontvettingsmiddel, extractiemiddel en reinigingsmiddel. Voorts wordt het gebruikt bij de produktie van vezels en bij de oppervlaktebehandeling van kunststoffen. De belangrijkste industriële bronnen zijn de chemische en farmaceutische industrie. Diffuse verspreiding van dichloormethaan vindt plaats bij gebruik van spuitbussen en afbijtmiddelen. Jaargemiddelde maximale concentraties DCM overschrijden lokaal, in de nabijheid van 5 a 10 bedrijven, de streefwaarde [BKH, 1993]. De laatste jaren zijn de concentraties rond bedrijven gelijk gebleven. Verwacht wordt dat het aantal bedrijven dat dichloormethaan emitteert zal dalen. In de periode 1984-1988 zijn de emissies van dichloormethaan naar de lucht met circa 50% afgenomen. De afname is voornamelijk het gevolg van een emissiereductie door de industrie als gevolg van eerder genoemde maatregelen. Verwacht wordt echter dat de emissie vanuit diffuse bronnen de komende jaren toe zal nemen als gevolg van de vervanging van CFK's door dichloormethaan ten behoeve van de produktie van kunststofschuim (CFK-actieprogramma). De stof zal ook meer worden toegepast als alternatief voor andere chloorkoolwaterstoffen2. In de binnenlucht is tijdens het verf strippen een maximale concentratie gemeten die varieert van 3000 ug.m"3 tot 9000 ug.m"3 10. De MTRlucht wordt hiermee overschreden, evenals de 5-minuten gemiddelde MTR-waarde (490 mg.m"3) en de MAC-waarde (350 mg.m"3, 8 uurgemiddelde)1. Ook bij gebruik van spuitbussen in kapsalons en woningen kunnen plaatselijk verhoogde concentraties optreden [BKH, 1993]. Via zuiveringsslib en door gebruik van afbijtmiddelen door particulieren komt een niet te verwaarlozen hoeveelheid DCM in de bodem terecht. Over voorkomende gehalten in grond en concentraties in grondwater zijn echter geen gegevens bekend. Een risicobeoordeling kan niet worden gegeven. De emissie van dichloormethaan naar oppervlaktewater en waterbodem is zeer gering (< 3% van de totale emissie). In de periode 1985-1988 is de emissie naar water ongeveer gehalveerd. In 1990 bevonden de door RIWA gemeten concentraties zich alle beneden de streefwaarde van 0,5 jig.1"1, terwijl in 1980 nog maxima van 5 ug.1"1 werden gemeten [BKH, 1993]. Over te verwachten risico's zijn weinig gegevens beschikbaar. De acute toxiciteit voor de mens is laag. Blootstelling aan dichloormethaan veroorzaakt een daling van de zuurstofbindende capaciteit van het bloed. Ook kunnen effecten op het centrale zenuwstelsel optreden. In het basisdocument werd een TDI IJl/54

afgeleid van 60 ug per kg lichaamsgewicht. Inname van dichloormethaan zal voornamelijk plaatsvinden door inademing. De dagelijkse inname.wordt geschat op 18 |ig per kg lichaamsgewicht; de TDI wordt niet overschreden [Vermeire, 1991]. 2.8.2 Onderzoeksaanbevelingen en conclusies Het RIVM stelt nader onderzoek voor naar: het gebruik van DCM binnenshuis, daarbij optredende concentraties en expositieperioden, de invloed van ventilatie alsmede de mogelijkheden van vervanging van DCM, met name in spuitbussen; het optreden van cumulatieve effecten van DCM en stoffen met eenzelfde werkingsmechanisme, op basis waarvan emissiebestrijdingsmaatregelen overwogen zouden kunnen worden gezien de lage kosten en geringe bedrijfseconomische gevolgen; het wordt wenselijk geacht het effect na te gaan van KWS 2000 en/of CFK, Actieprogramma op de emissies van chloorkoolwaterstoffen. De risico's van DCM voor mens en milieu worden gering geacht, behalve in het binnenmilieu en mogelijk nabij bronnen. In het binnenmilieu treden overschrijdingen op van het MTRlucht ten gevolge van het gebruik van spuitbussen en verfafbijtmiddelen (diffuse bronnen). Voor verfafbijt is nog geen beleid geformuleerd. Voor spuitbussen geldt een emissiereductiedoelstelling. Nabij bronnen treedt overschrijding van het VRlucht op. Hiervoor zijn er in het kader van de diverse IMT's reductiedoelstellingen opgesteld van circa 80 % ten opzichte van 1985. Binnen de randvoorwaarden van onderhavig onderzoek kon niet worden onderzocht of dergelijke maatregelen tot gevolg zullen hebben dat het VR en MTR in de toekomst niet meer zullen worden overschreden. Het RIVM stelt dat dichloormethaan gehandhaafd dient te worden als prioritaire stof. De (totale) reductiedoelstelling voor lucht (van 80%) wordt volgens het RIVM zonder aanvullende maatregelen niet gehaald. Tabel 2.8.1 geeft een overzicht van de Nederlandse milieukwaliteitsdoelstellingen en eisen voor deze stof, zoals opgenomen in Janus [1994].

III / 55

Tabel 2.8.1:

.Stofnaam

dichloormethaan

a

Milieukwaliteitsdoelstellingen en -eisen: streef/grenswaarden (S,G), verwaarloosbare risico-niveaus/maximaal toelaatbare risiconiveaus (VR.MTR) en interventiewaarden bodemsanering (IB)

Oppervlaktewater Totaal

Opgelost

Mg/l

Mg/l

Sediment (nieuw gev.) mg/kg d s .

Grond/ Sediment mg/kg As. S -b VR 0.36 1

S

C

S

G

G

VR

MTR

VR f 200

MTR f 20.000

MTR 36'

Grondwater (opgelost)

Lucht Mg/m'

Mg/I IB 20 MTR 36'

S 0,01'

IB 1000

S 20VR 17

G MTR 1.700"

f g

In Stoffen en Normen is op basis van de streefwaarde in lucht (20 ug.m"') een streef- en grenswaarde voor oppervlaktewater afgeleid van 0,5 ug.m"' [ VROM., 1993f) streefwaarde ligt onder detectieümiet detectieümiet jaargemiddelde MTR afgeleid uit een chronische inhalatiestudie met ratten door toepassing van een veiligheidsfactor 100 op een NOAEL van 173 mg.m' 1 '. In Rademaker et al. [1993] (INS) wordt een indicatieve MTR,,^, van 300 ug.m"! genoemd. Deze MTR is gebaseerd op dezelfde NOAEL, maar is gecorrigeerd voor continue blootstelling. Het indicatieve MTR*,, bedraagt 12 mg.m"' en is gebaseerd op een NOAEL voor de muis gebruikmakend van de gemodificeerde EPA-methode. In het eind-rapport van INS" is het MTR van het basisdocument (1700 ug.m"') aangehouden. QSAR benadering afgeleid uit M T R ^ R ^ ,

2.9

TRICHLOORETHEEN

b c d e

2.9.1 Probleemschets en Risicobeoordeling Bij de toepassing van trichlooretheen (tri) als reinigings- en ontvettingsmiddel in de metaal- en kunststof-industrie vindt verreweg de grootste emissie plaats naar de lucht, gevolgd door de textielveredeling. Bij langdurige blootstelling aan tri kan het centrale zenuwstelsel van de mens worden aangetast. Trichlooretheen kan stankoverlast veroorzaken. Trichlooretheen is weinig toxisch voor aquatische organismen en breekt gemakkelijk af in het milieu. Bij voormalige chemische wasserijen wordt echter tientallen jaren later nog tri in de bodem aangetroffen. Onder anaërobe condities kan tri in de bodem worden omgezet in vinylchloride. In lucht zijn in 1991 gemiddelde concentraties gemeten van 0,18 ug/m3 (regionaal) tot 0,95 ug/m3 (op straat, Apeldoorn). In 1984 werden volgens berekening circa 14.000 mensen nabij de grootste puntbron blootgesteld aan gemiddelde concentraties van 10 |ig/m3 met piekconcentraties van 10 mg/m3. Actuele gegevens over de concentraties nabij emitterende bedrijven zijn niet beschikbaar. Uit berekeningen blijkt dat bij grote bedrijven de streefwaarde (= jaargemiddelde) niet overschreden wordt. Met name bij kleinere bedrijven bestaat er onduidelijkheid of, en in welke mate, overschrijding van de streefwaarde plaatsvindt. Het MTR wordt in woningen niet overschreden. Werknemers kunnen bij ontvettingswerkzaamheden worden blootgesteld aan concentraties van enkele tientallen tot enkele honderden mg/m3 . De MAC-waarde bedraagt 190 mg/m3. De geurdrempel ligt rond de 50 mg/m3. m/56

De maximale concentraties van tri in grondwater overschreden in 1987 de streefwaarde met een factor 500. Deze overschrijding werd waarschijnlijk veroorzaakt door lokale bodemverontreinigingen. Als historische emissie valt deze overschrijding buiten de scope van deze studie. In een recente studie stelt het RIVM dat zonder aanvullend beleid de diffuse bodembelasting van tri zodanig hoog is dat de grenswaarde voor bodem overschreden zal worden. Deze belasting wordt vooral veroorzaakt door depositie, deels afkomstig uit het buitenland [Lijse, 1995]. Er zijn geen meetgegevens beschikbaar van na 1987. De emissies naar water zijn relatief gering. Jaargemiddelde concentraties van tri in de Rijn (Lobith) en de Maas (Eijsden) bedroegen in 1991 minder dan 1 ug/1. Overschrijding van de grenswaarde en het MTR zijn voor zover bekend niet waargenomen. Risico's voor mens en milieu worden gering geacht. Bij inhalatie van trichlooretheen door de mens wordt een groot gedeelte onveranderd uitgeademd, de rest wordt omgezet en uitgescheiden via de nieren. Bij langdurige blootstelling en hogere concentraties wordt het centrale zenuwstelsel aangetast. De gemiddelde dagelijkse inname via drinkwater, voedsel en uit de lucht wordt geschat op respectievelijk 2, 1-7 en 13 ug per dag. Hiermee wordt de TDI (toelaatbare dagelijkse inname) van 540 ug/kg lichaamsgewicht per dag gemiddeld niet overschreden.

2.9.2 Onderzoeksaanbevelingen en conclusies De risico's van trichlooretheen voor de bevolking worden gering geacht. Blootstellingsgegevens nabij emissiebronnen dienen geactualiseerd te worden. Zonder aanvullend beleid zal de grenswaarde voor bodem worden overschreden door diffuse belasting. TNO/CML hebben geconstateerd dat ten opzichte van de situatie in 1990 bij de belangrijkste puntbronnen in de nabije toekomst aanzienlijke emissiereducties zullen worden gerealiseerd, onder andere als gevolg van de diverse IMT's. Binnen de randvoorwaarden van onderhavig onderzoek kon niet worden onderzocht of dergelijke maatregelen tot gevolg zullen hebben dat blootstellingsniveaus in de toekomst zeker onder het VR en MTR zullen liggen. Het RIVM stelt dat trichlooretheen gehandhaaft dient te worden als prioritaire stof. Tabel 2.9.1 geeft een overzicht van de Nederlandse milieukwaliteitsdoelstellingen en -eisen voor deze stof, zoals opgenomen in Janus [1994].

m/57

Tabel 2.9.1:

Stofnaam

trichlooretheen

Milieukwaliteitsdoelstellingen en -eisen: streef-Zgrenswaarden (S,G), verwaarloosbare risico-niveaus/maximaal toelaatbare risiconiveaus (VR.MTR) en interventiewaarden bodemsanering (IB) Oppervlaktewater Totaal

Opgelost

Cg/1

Mg/l

S VR

G

S

2

-

MTR

-

VR 24'

G MTR 2400"

Sediment (nieuw gev.) mg/kg ds

Grond / Sediment Grondwater mg/kg ds (opgelost)

S

S 0.001' VR 0.13"

-

MTR 13"

ug/ms

Mg/I IB 60 MTR 13"

S 0,01'

Lucht

IB 500

S 50* VR 19

G 501-'

MTR 1900*

inriiratievn MTR en VR, volgens QSAR benadering. In Emans [ 1992] werd een MTR oppervlaktewater afgeleid van 2.100 ug/m': "refined effect assessment-"methode (conform Aldenberg en Slob, 1991. uitgaande van NOEC-waarden voor zoetwaterorganismen. Indicatieve MTR en VR sediment, afgeleid van MTR,,, en VR,^, met de evenwichtspartitie-methode (Kp 5,5 l/kg)'". MTR»«M« uit hel criteriadocument; afgeleid op basis van een NO(A)EL van 189 mg/m1 uit inhalatiestudies met verschillende soorten proefdieren (continue blootstelling gedurende 90-dagen) en een veiligheidsfactor van 100. Door Rademaker et al." (INS) werd een indicatieve MTR„„„ afgeleid van 190 pg/m\ gebaseerd op dezelfde NOAEL bij proefdieren maar gebruikmakend van een extra veiligheidsfactor van 10 in verband met de omrekening van subchronische naar chronische blootstelling. Het indicatieve MTR*, (INS)' bedraagt 7600 Mg/m' en is afgeleid volgens de gemodificeerde EPA-methode op basis van een LC50 bij muizen. In het eindrapport van INS" is een MTR voor lucht van 5 mg/m1 aangehouden, afkomstig uit een notitie van Guinee en Blom [1993], De gezondheidsraad komt op basis van epidemiologische studies tot een advieswaarde van 5 mg/m3 voor buitenluchtconcentraties (jaargemiddelde). Uit de epidemiologische studies werd een NO(A)EL afgeleid van 270 tot 540 mg/m'. Omrekening naar continue blootstelling resulteert in 64 rng.m'. Deze concentratie gedeeld door een "log resultante variatiefactor" van 12,8 geeft 5 mg/m'. standaardbodem (10% organische stof). jaargemiddelde. De grenswaarde als 98 pcrcentiel bedraagt 300 ug/m3 detecüelimiet.

2.10

VINYLCHLORIDE

2.10.1 Probleemschets en Risicobeoordeling Vinylchloride wordt in Nederland gebruikt voor de produktie van polyvinylchloride (PVC). De emissies vinden nagenoeg uitsluitend plaats naar het compartiment lucht. Recente concentratiegegevens zijn niet bekend. Lokaal, nabij industriële puntbronnen werd in 1984 de streefwaarde voor lucht overschreden. Onder anaërobe condities kan vinylchloride in de bodem worden gevormd uit trichlooretheen en tetrachlooretheen. Recente gegevens over de concentraties vinylchloride in Nederland zijn niet beschikbaar. Op basis van de beschikbare gegevens uit 1984 blijkt dat op 1 tot 5 km afstand van drie industriële puntbronnen de jaar-gemiddelde concentratie minimaal een factor 12,5 onder het MTR ligt. De landelijke achtergrondconcentratie (0,2 ug/m3) ligt een factor 5 onder het VR (en de streefwaarde). Deze achtergrondconcentratie wordt grotendeels (voor 90%) veroorzaakt door buitenlandse bronnen.

III / 58

De emissies naar water zijn verwaarloosbaar. Er zijn geen aanwijzingen dat de aanwezigheid van vinylchloride in een ander milieucompartiment dan lucht problemen voor gezondheid of milieu oplevert [BKH, 1993]. Vinylchloride is een genotoxisch carcinogeen, waarvoor geen niveau van blootstelling is aan te geven waarbij de kans op een carcinogeen effect afwezig is. De carcinogene werking treedt op na inhalatoire of orale blootstelling [Vermeire, 1991]. De gemiddelde dagelijkse orale blootstelling aan vinylchloride wordt geschat op 59 ng/(kg,gdag). De concentratie waarbij een risico van één extra kankergeval per 10.000 oraal blootgestelden optreedt bedraagt 3510 ng/(kglgdag) bij levenslange blootstelling [Vermeire, 1991]. Op grond van deze gegevens wordt het risico van zowel orale als inhalatoire blootstelling (zie ook lucht) voor de volksgezondheid gering geacht. 2.10.2 Onderzoeksaanbevelingen en conclusies De risico's van vinylchloride voor de algemene bevolking en voor het milieu worden gering geacht. Overschrijding van de streefwaarde voor lucht vond in 1984 slechts plaats rond 3 industriële puntbronnen. De achtergrondconcentratie bevindt zich ruim onder de streefwaarde en wordt grotendeels veroorzaakt door buitenlandse bronnen. Tal van maatregelen zijn genomen ten aanzien van de reductie van vinylchlorideemissies en het gebruik van PVC-produkten. Het RIVM adviseert daarom vinylchloride af te voeren van de prioritaire stoffenlijst. Hieraan kan nog worden toegevoegd dat uit het onderzoek van TNO/CML blijkt dat ten opzichte van 1990 in 2000 bij 3 puntbronnen een aanzienlijke emissiereductie bereikt zal zijn. Tabel 2.10.1 geeft een overzicht van de Nederlandse milieukwaliteitsdoelstellingen en -eisen voor deze stof, zoals opgenomen in Janus [1994].

III / 59

Tabel 2.10.1:

Milieukwaliteitsdoelstellingen en -eisen: streef-/grenswaarden (S,G), verwaarloosbare risico-niveaus/maximaal toelaatbare risiconiveaus (VR,MTR) en interventiewaarden bodemsanering (IB) Oppervlaktewater Totaal

Stofnaam

v%n

fg/1 Vinylchloride

S

•

VR

a.

b.

c. d. e. f.

Opgelost

G MTR

S

-

VR 8,2

G MTR 820*

Sediment (nieuw gev.) mg/kg ds

Grond / Sediment mg/kg ds

Grondwater (opgelost)

Lucht

M6/1

Mg/m'

G

S

S 0.01'

-

MTR 1.4'

VR 0,014

IB 0,1' MTR 1.4'

IB 0.7

S

G

r

-

1

100*

VR

MTR

M T R humaan voorgesteld door de gezondheidsraad, concentratie behorend bij een risiconiveau van 1.10"* levenslang (berekening o p basis van epidemiologische gegevens). Dit MTR is ook door Vermeire et al.[1991] aangehouden, mede gezien het feit dat de W H O ook uit epidemiologische gegevens een risico van 1.10"4 berekende bij levenslange blootstelling aan 100 ug.m"'. Door Rademaker et al.[19931 (INS) werd een indicatieve M T R „ , van 6 0 0 ug/m' afgeleid o p basis van een NO(A)EL van 6 mg/m' bij proefdieren en een veiligheidsfactor van 10 (gemodificeerde EPAmethode). In het eindrapport van I N S " is het MTR van 100 ug.m "* aangehouden (in INS-kader wordt hierbij verwezen naar Guinee en Blom, 1993). (Voor alle duidelijkheid: het MTR uit het criteriadocument van 3,5 K-m"' (risiconiveau 1.10"1) is dus achterhaald). Door v.d. Plassche et al. [ 1993b) (INS) werd een indicatieve MTR en VR voor oppervlaktewater afgeleid van respectievelijk 8200 en 82 ug/1, bepaald met QSAR-benadering. In het eindrapport van INS werd in verband met de harmonisatie van parameters een "aanpassingsfactor'' van 10 gebruikt, resulterend in bovenvermelde indicatieve geharmoniseerde MTR en VR-waarden. Streefwaarde ligt onder d e detectielimiet Standaardbodem (10% organische stof) Jaargemiddelde Door v.d. Plassche et al.[1993b] werd een indicatieve MTR voor grond/sediment van 14 mg/kg ds afgeleid van MTR,^, met Kp 1,7 !/kg". In het eindrapport van I N S " werd in verband met de harmonisatie van parameters een "aanpassingsfactor" van 10 gebruikt resulterend in bovengenoemde MTR (en V R ) waarden. Het MTR voor sediment (nieuw gev.) werd gelijk gesteld aan die voor grond/sediment

2.11 EPICHLOORHYDRINE (ECH) 2.11.1 Probleemschets en Risicobeoordeling Epichloorhydrine wordt voornamelijk gebruikt als tussenprodukt bij de produktie van epoxyharsen. Produktie vindt plaats op één locatie in Nederland. Tot voor kort werd ECH ook in Nederland toegepast als grondstof voor glycerine, maar sinds het eind van de jaren tachtig is deze toepassing afgebouwd. ECH wordt geproduceerd uit chloor en propeen. Epichloorhydrine is zeer toxisch. Dierproeven en de weinige gegevens over effecten op de mens, laten effecten zien op ogen en huid, op het centrale zenuwstelsel, op het maagdarmkanaal, de lever en het bloed. Hoewel op basis van beperkt epidemiologisch onderzoel geen verhoogd risico voor kanker bij de mens kon worden vastgesteld, suggereerde één van de twee verrichte epidemiologische studies een mogelijk risico voor longkanker bij werknemers die waren blootgesteld aan ECH. Epichloorhydrine wordt snel geabsorbeerd zowel via de huid als via het maag-darmkanaal en bij inhalatie via de longen. Daarna verspreidt de stof zich over het gehele lichaam [Besemer, 1984]. Er zijn slechts zeer verouderde gegevens voor wat betreft derisico'svan de bestaande emissies voor de menselijke gezondheid. Voor de ecotoxicologische risico's van de III / 60

bestaande emissies zijn geen gegevens bekend. De gemiddelde dagelijkse opname in Nederland wordt, met de emissiecijfers van 1981, geschat op minder dan 1 ug per dag (hetgeen overeenkomt met een gemiddelde concentratie in lucht van minder dan 0,05 ug/m3). Voor de stof is geen VR of MTR bekend.. Een levenslange blootstelling aan 2 ug/m3 geeft een risico van maximaal 1 op de 106 extra kankergevallen [Besemer et al., 1984] . 2.11.2 Onderzoeksaanbevelingen en conclusies Ten aanzien van de menselijke gezondheid kan worden geconcludeerd dat de algemene risico's waarschijnlijk klein zullen zijn gezien de kleine risico's verbonden aan de emissie in 1981 en het feit dat emissie sindsdien ongeveer is gehalveerd. Voor de ecotoxicologische risico's zijn geen gevens voorhanden. Wel dienen de conclusies gerelativeerd te worden aangezien de geen VR en MTR bekend is en de beschikbare gegevens zeer gedateerd zijn. Verder kan op basis van de beschikbare gegevens geen conclusie getrokken worden over locaal optredende risico's direct nabij de betreffende emissiebron. 2.12

ALLYLCHLORIDE (AC)

2.12.1 Probleemschets en Risicobeoordeling AUylchloride is een tussenprodukt bij de produktie van ECH, de belangrijkste grondstof voor de produktie van epoxyharsen. De produktie van ECH vindt plaats op één locatie in Nederland. AUylchloride is een voor de mens zeer irreterende stof voor ogen en luchtwegen. Gebaseerd op een vergelijking van de NOAEL (31 mg/m3) en dé met USES berekende bloostelling geven aan dat er reden tot zorg zou kunnen zijn voor de menselijke gezondheid als gevolg van indirecte blootstelling. Specifieke data voor de betreffende fabriek in Pernis geven echter aan dat er in dit geval geen reden is tot zorg voor de menselijke gezondheid. Algemene berekeningen met USES voor de ecotoxiciteit geven een potentieel risico aan voor waterorganismen (PEC/PNEC ratio van 59). Specifieke data voor de betreffende fabriek in Pernis geven echter aan dat de risico's voor waterorganismen aldaar verwaarloosbaar klein zijn (PEC/PNEC ratio < 0.006).

m/61

2.12.2 Onderzoeksaanbevelingen en conclusies Op basis van de door het RIVM geleverde gegevens kan worden geconcludeerd dat de risico's voor mens en milieu, ook nabij de betreffende bron, gering moeten worden geacht [van Koten-Vermeulen et al., 1994] 2.13

MECOROP (MCPP)8

2.13.1 Probleemschets en Risicobeoordeling Mecoprop is een systemisch werkend herbicide (opname via het blad), dat vooral wordt gebruikt in de weidebouw, graan- en fruitteelt. Mecoprop-P is de actieve component. Sinds februari 1990 is het gebruik van het racemisch mengsel verboden, en mag alleen de mecoprop-P isomeer worden toegepast. Mecoprop is diverse malen aangetoond in ondiep grondwater (max. 2,2 ug.1"1 ) en éénmaal in diep grondwater (0,1 ug.1"1). Mecoprop accumuleert volgens het PESTLAmodel niet in de bodem [Linders et al., 1994], Volgens dit model spoelt mecoprop naar het ondiepe grondwater uit met concentraties tot max. 100 ug.1'1 [Tuinstra en Linders, 1991]. Mecoprop wordt regelmatig in het ondiepe grondwater aangetoond. De concentraties in ondiep grondwater liggen op of onder het indicatieve VR van mecoprop in oppervlakte; op basis hiervan wordt het risico voor grondwaterorganismen verwaarloosbaar geacht (Er is geen MTR of VR voor grondwater beschikbaar). Mecoprop werd in '92/'93 aangetoond in diverse zoete en zoute oppervlaktewateren, zowel in regionale wateren als in rijkswateren. In regionale wateren wordt het indicatieve VR maximaal 4 - 29 keer overschreden [Maenhout, 1992, geciteerd in Teunissen-Ordelman et al., 1994; Geenen en van der Geest, 1995; Hoogheemraadschap van Rijnland, 1993]; in rijkswateren is de overschrijdingsfactor van het indicatieve VR maximaal 2 [van Meerendonk et al. 1994; Geenen et al., 1995]. Het indicatieve MTR voor oppervlaktewater wordt nergens overschreden. Mecoprop is aangetoond in regenwater [gemiddelde: 0,23 ug.1"1 ; maximum 1 ug.1'1 ; Heemraadschap Fleverwaard geciteerd in RIZA, 1994: Teunissen-Ordelman et al., 1994], Op basis van zowel de dampspanning als de Henry-coëfficiënt is de vervluchtiging gering [Tuinstra en Linders, 1991]. Het voorkomen van mecoprop in sediment is incidenteel onderzocht (Flevoland), hierbij werd de stof niet aangetoond [Teunissen-Ordelman et al., 1994].

B

Janus et al., 1995.

in/ 62

Er is voor mecoprop of mecoprop-P geen aanvaardbare dagelijkse inname (ADI) vastgesteld; er is door RIVM/ACT wel een toxicologische evaluatie opgesteld. Een risicobeoordeling voor de mens is verder niet mogelijk vanwege het ontbreken van blootstellingsgegevens. Gezien de toelatingsprocedure wordt het risico voor de mens gering tot verwaarloosbaar geacht. 2.13.2 Onderzoeksaanbevelingen en conclusies Het RIVM stelt voor mecoprop-P te handhaven als aandachtstof, omdat de gewenste milieukwaliteit nog niet is bereikt, in ieder geval niet in oppervlaktewater (overschrijding van het indicatieve VR, vooral in regionale wateren. Met betrekking tot verdere activiteiten wordt aanbevolen om nader onderzoek te verrichten naar het voorkomen en het gedrag van mecoprop in bodem (grondwater) en lucht (regenwater), waarbij ten aanzien van grondwater ook aandacht moet worden besteed aan de vermoedelijk belangrijkste metaboliet, 2-methyl-4-chloorfenol. Daarnaast dient het MTR voor oppervlaktewater beter te worden onderbouwd; er is nu alleen een indicatieve waarde afgeleid. De huidige monitoringsprogramma's in oppervlaktewater (regionale wateren en rijkswateren) en grondwater dienen in ieder geval te worden voortgezet, aangevuld met metingen in regionale wateren in het belangrijke gebruiksgebied Limburg. Vanwege de overschrijding van het indicatieve VR in oppervlaktewater en de noodzaak van nationaal beleid (vanwege het gebruik in Nederland) en internationaal beleid (vanwege de grensoverschrijdende aanvoer) om de gewenste milieukwaliteit in oppervlaktewater te kunnen bereiken, wordt voorgesteld mecoprop-P op de nationale prioritaire stoffenlijst te plaatsen. Als het huidige beleid (o.a. MJP-G) tot voldoende emissiereductie leidt, is plaatsing op de prioritaire stoffenlijst niet nodig. 2.14 MCPA9 2.14.1 Probleemschets en Risicobeoordeling MCPA is een systemisch herbicide (opname via blad en wortel), dat vooral wordt gebruikt in de weidebouw. Daarnaast wordt dit herbicide toegepast in onder meer de akkerbouw (granen, aardappelen), de fruit- en aspergeteelt en bij het onderhoud van plantsoenen.

9

Janus et al., 1995

III / 63

Meetgegevens over het voorkomen van MCPA in de bodem zijn niet voorhanden. MCPA kan volgens het PESTLA-model accumuleren in de bodem tot concentraties die overeenkomen met max. 0,2% van de toegepaste dosering en uitspoelen naar het ondiepe grondwater in concentraties tot max. 5 ug.1"1 [Linders et al., 1994]. Het voorkomen van MCPA in het ondiepe grondwater is incidenteel onderzocht; hierbij werd de stof slechts enkele malen aangetoond (maximaal 0,8 ug.1"1) [Teunissen-Ordelman et al., 1994; Tas en Tibosch, 1995]. Deze maximale concentratie ligt onder het indicatieve VR van MCPA in oppervlaktewater; op basis hiervan wordt het risico voor grondwaterorganismen verwaarloosbaar geacht (Er is geen MTR of VR voor grondwater beschikbaar). In 1992 werd op diverse locaties onderzoek verricht naar het voorkomen van MCPA in het diepe grondwater; hierbij werd de stof niet aangetoond [Boland et al., 1994]. MCPA werd in '92/'93 aangetoond in diverse zoete en zoute oppervlaktewateren, zowel in regionale wateren als inrijkswateren[van Meerendonk et al., 1994; Geenen et al., 1995;Geenen en van der Geest, 1995; Hoogheemraadschap van Rijnland, 1993; Hoogheemraadschap van Rijnland, 1994; van Beersum, 1990; geciteerd in RIZA, 1994 [Teunissen en Ordelman, 1994], In regionale wateren wordt het indicatieve VR maximaal 2 - 1 2 keer overschreden (met uitschieters tot ca. 80 keer, in kavelsloten naast bespoten percelen). In rijkswateren is de overschrijdingsfactor van het indicatieve VR maximaal 2; het betreft hier een uitslagpunt van regionaal water naar rijkswater. Het indicatieve MTR voor oppervlaktewater wordt nergens overschreden. MCPA is aangetoond in regenwater (max. 0,2 ug.1"1). Het voorkomen van MCPA in sediment is incidenteel onderzocht (Flevoland); hierbij werd de stof niet aangetoond [Teunissen en Ordelman, 1994]. Door het RIVM is voor MCPA een aanvaardbare dagelijkse inname (ADI) vastgesteld van 0,0015 mg.kg"1 lichaamsgewicht per dag (documentatie RIVM/ACT). Een risicobeoordeling voor de mens is niet mogelijk vanwege het ontbreken van blootstellingsgegevens. Gezien de toelatingsprocedure wordt het risico voor de mens gering tot verwaarloosbaar geacht. 2.14.2 Onderzoeksaanbevelingen en conclusies Het RIVM stelt voor MCPA te handhaven als aandachtstof, omdat de gewenste milieukwaliteit nog niet is bereikt, in ieder geval niet in oppervlaktewater (overschrijding van het indicatieve VR, in regionale wateren). Met betrekking tot verdere activiteiten wordt aanbevolen om nader onderzoek te verrichten naar het voorkomen en het gedrag van MCPA in bodem en grondwater, waarbij ook aandacht moet worden besteed aan de vermoedelijk belangrijkste metaboliet, 2-methyl-4-chloorfenol. m/64

Daarnaast dient het MTR voor oppervlaktewater beter te worden onderbouwd; er is nu alleen een indicatieve waarde afgeleid. De huidige monitoringsprogramma's in oppervlaktewater (regionale wateren en rijkswateren) en grondwater dienen in ieder geval te worden voortgezet, aangevuld met metingen in regionale wateren in de belangrijke gebruiksgebieden Limburg en de Noordoostpolder. Vanwege de overschrijding van het indicatieve VR in oppervlaktewater en de noodzaak van nationaal beleid (vanwege het gebruik in Nederland) en internationaal beleid (vanwege de grensoverschrijdende aanvoer) om de gewenste milieukwaliteit in oppervlaktewater te kunnen bereiken, wordt voorgesteld MCPA op de nationale prioritaire stoffenlijst te plaatsen. Als het huidige beleid (o.a. MJP-G) al tot voldoende emissiereductie leidt, is plaatsing op de prioritaire stoffenlijst niet nodig. 2.15

DICHLOORVOS

2.15.1 Probleemschets en Risicobeoordeling Dichloorvos is een insekticide, dat gebruikt wordt in de landbouw (bijv. glastuinbouw, champignon- en witlofteelt). Ook wordt het als veterinair middel gebruikt. Dichloorvos wordt in rijkswater, in vergelijking met 1990 en 1991, in 1992 veel vaker en in hogere concentraties gemeten. In 1992 werden concentraties gemeten van 0,01 - 0,7 ug.1"1 . Er zijn geen gegevens bekend over het voorkomen van dichloorvos in de bodem. Enkele metingen in grondwater wijzen niet op de aanwezigheid van dichloorvos. De atmosferische depositie in het Nederlandse Rijnstroomgebied bedraagt volgens een ruwe schatting 0,4 ton/jaar. Het buitenlandse aandeel hierin wordt geschat op 36%. Ook in regenwatermonsters is dichloorvos aanwezig. De WHO heeft voor dichloorvos een ADI afgeleid van 4 ug.kg'1 lich. gew. per dag. Routinematige metingen door drinkwaterbedrijven laten zien dat de inname van dichloorvos via het drinkwater minder dan 3 ng.kg"1 lich. gew. per dag bedraagt. Routinebepalingen in diverse voedingsgewassen door de Keuringsdiensten van Waren tonen aan dat dichloorvos slechts incidenteel wordt aangetroffen in concentraties boven de Warenwetnorm. Blootstelling aan dichloorvos via voeding of drinkwater levert vermoedelijk geen gezondheidsrisico op voor de algemene bevolking. Omdat dichloorvos niet systematisch gemeten is door waterkwaliteitsbeheerders in het regionale water zijn nog geen gegevens voorhanden. Dichloorvos is opgenomen in de lijst van aanbeveling waarin de waterkwaliteitsbeheerders wordt verzocht om een aantal bestrijdingsmiddelen regelmatig te meten. Dichloorvos staat op de I-lijst uit de derde Nota waterhuishouding.

HI/65

In 1994 worden MTR's en VR's voor oppervlaktewater, sediment en bodem afgeleid, in het kader van het project Integrale Normstelling. Op basis hiervan kan in een later stadium een herziening van streef- en grenswaarden plaatsvinden door het beleid. 2.15.2 Onderzoeksaanbevelingen en conclusies Het RIVM stelt voor dichloorvos te handhaven als aandachtstof, omdat een risicobeoordeling niet mogelijk is vanwege het ontbreken van VR's/MTR's, en de beperkte gegevens (behalve voor oppervlaktewater) ten aanzien van blootstellingsgegevens. Verdere activiteiten kunnen zich in eerste instantie beperken tot monitoring in oppervlaktewateren (rijkswateren en regionale wateren) en inventariserende metingen in bodem (grond en grondwater), in afwachting van de afleiding van MTR's. Wellicht zijn ook inventariserende metingen in lucht gewenst. Tabel 2.15.1 geeft een overzicht van de Nederlandse milieukwaliteitsdoelstellingen en -eisen voor deze stof, zoals opgenomen in Janus [1994]. Tabel 2.15.1:

Stofnaam

dichloorvos

Milieukwaliteitsdoelstellingen en -eisen: streef-Zgrenswaarden (S,G), verwaarloosbare risico-niveaus/maximaal toelaatbare risiconiveaus (VR,MTR) en interventiewaarden bodemsanering (IB)

Oppervlaktewater Totaal

Opgelost

Mg/l

Mg"

S VR

a)

G 0,002 MTR

Sediment (nieuw gev.) mg/kg ds

Grond/ Sediment mg/kg ds S < d.l.' VR

S

G

G

VR

MTR

MTR

Lucht

Grondwater (opgelost)

ug/m1

ug/l IB MTR

S < d.i:

IB

S

G

VR

MTR

In VROM [1992] worden streefwaarden genoemd: < d.l. (beneden de detectielimiet: niet getalsmatig ingevuld) voor grond/sediment en grondwater.

111/66

2.16

ATRAZIN

2.16.1 Probleemschets en Risicobeoordeling Atrazin is een herbicide. Ze wordt in de landbouw gebruikt (met name maïsteelt, maar ook in bijv. vollegronds groenteteelt, bloembollenteelt en fruitteelt). Plaatselijk wordt het indicatieve MTR in de bodem in lichte mate overschreden. Atrazin komt voor in zowel het ondiepe als het diepe grondwater, met name bij maïsteelt op zandgrond. De DB voor grondwater wordt nergens overschreden de streefwaarde wordt wel overschreden. Metingen in de grote rivieren wijzen op aanvoer uit het buitenland (Rijn, Schelde); aan de grens wordt echter hooguit het VR overschreden. Metingen van RIZA/RIKZ, RIWA en metingen in het kader van SIVEGOM in 1990, 1991 en 1992 wijzen niet op het overschrijden van het MTR in rijkswater, maar wel op het veelvuldig overschrijden van het VR . Volgens de (schaarse) metingen in het regionale water overschrijdt atrazin incidenteel het MTR. Tot nu toe is atrazin niet in waterbodems aangetoond. Het voorkomen in regen is wel vastgesteld. De metabolieten desethyl- en desisopropyl-atrazin zijn in de bodem en in het oppervlaktewater aangetoond. Behalve deze twee metabolieten is in het grondwater ook de metaboliet desethyl-desisopropyl-atrazin aangetoond. In aanmerking dient te worden genomen dat de metabolieten desethyl-desisopropyl- en desisopropyl-atrazin óók metabolieten van simazin kunnen zijn. Atrazin is recentelijk in regenwater aangetoond: gemiddelde concentraties waren 0,05 - 0,4 ug.1"' (maximum 0,7 ug.1"'). De gemiddelde depositie is in de Milieudiagnose 1991 geschat op 8,1 g.ha"1. Vermeire et al. (1991) hebben voor triazines een "groeps-TDI" van 2 ug.kg"' lich. gew. per dag afgeleid, op basis van gegevens voor simazine. Hierbij wordt opgemerkt dat er wel toxiciteitsgegevens zijn om een TDI specifiek voor atrazine af te leiden, maar dat dit door Vermeire et al. om pragmatische redenen niet is gedaan. Routinematige metingen door drinkwaterbedrijven laten zien dat de inname van atrazin via het drinkwater minder dan 3 ng.kg"' lich. gew. per dag bedraagt. Routinebepalingen in diverse voedingsgewassen door de Keuringsdiensten van Waren tonen aan dat atrazin slechts incidenteel wordt aangetroffen in concentraties boven de Warenwetnorm (residubeschikking). Blootstelling aan atrazin via voeding of drinkwater levert vermoedelijk geen gezondheidsrisico op voor de algemene bevolking.

III / 67

2.16.1 Onderzoeksaanbevelingen en conclusies Het RIVM stelt voor atrazin te handhaven als aandachtstof, omdat de gewenste milieukwaliteit, in ieder geval in oppervlaktewater en bodem, niet aanwezig is (overschrijding VR in beide compartimenten; overschrijding MTR in regionale wateren). Er is bovendien sprake van grensoverschrijdende aanvoer. Verdere monitoring in deze compartimenten is gewenst, mede in afwachting van een herziening van MTR's in 1994. Daarnaast zijn wellicht inventariserende metingen in lucht gewenst, vanwege het voorkomen in regenwater. Gezien het bovenstaande en gezien de noodzaak tot zowel nationaal als internationaal beleid wordt door het RIVM voorgesteld atrazin op de prioritaire stoffenlijst te plaatsen. Tabel 2.16.1 geeft een overzicht van de Nederlandse milieukwaliteitsdoelstellingen en -eisen voor deze stof, zoals opgenomen in Janus [1994]. Tabel 2.16.1:

Stofnaam

Milieukwaliteitsdoelstellingen en -eisen: streef~/grenswaarden (S,G), verwaarloosbare risico-niveaus/maximaal toelaatbare risiconiveaus (VR.MTR) en interventiewaarden bodemsanering (IB)

Oppervlaktewater M6/1

atrazin

S 7.5E-3 VR

-

G 0,1 MTR

gev.) mg/kg ds

Grond/ Sediment mg/kg ds

G 0,002 MTR 5,2E-3"

S 0.5E-4 VR 6.5E-4

Sediment (nieuw

Opgelost f£/l

Totaal

S 7.5E-3 VR 2.2E-2

G 0,1 MTR 2.2'

Lucht

Grondwater (opgelost)

re" IB 6 MTR 6.5E-2'

ug/m'

s

m

S

7.5E-3

150

-VR

MTR

-

-

G

a)

MTR oppervlakte walen Aldenberg & Slob [1991 ], gebaseerd op directe effecten op zoetwaterorganismen; zie[ Emans, 1992). Volgens v.d. Meent [1990]: MTR water (0,75, VR 7.5E-3) volgens methode GR-mod2. Laatstgenoemde MTR en VR waarde zijn dus achterhaald.

b)

M T R sediment finriiratieve waarrieV methode G R - m o d 2 / E P (dit M T R sediment is gebaseerd o p het M T R oppervlaktewater volgens een methode die inmiddels is herzien. Daarom m o e t het M T R sediment eveneens worden herzien; dit gebeurt in 1994 in het kader van INS). Het is niet duidelijk of het o m nieuw gevormd sediment gaat.

c)

MTR grond ^indicatieve waarrteV gemodificeerde EPA-methode.

2.17

CHLOOR

Het RTVM-rapport over aandachtstoffen bevat geen beschrijving van de stof chloor. Chloor scoort in de LCA-methode wegens zijn acuut-toxische eigenschappen. Daar chloor erg reaktief is kan verwacht worden dat de verblijftijd in de atmosfeer onder normale condities kort is. Hiermee wordt in de LCA-scoringsmethode maar beperkt rekening gehouden, zodat de score een overschatting kan zijn van het actuele risico. In praktijk is er meer discussie over de risico's ten aanzien van externe veiligheid dan ten aanzien van derisico'svan reguliere emissies van chloor. Externe veiligheid wordt IH/68

in deze studie niet behandeld. Voor risico's ten aanzien van externe veiligheid is een verplichte evaluatie vereist, waarin ook getoetst wordt aan een VR en MTR van respectievelijk 10"8 en 10"6 doden per jaar (waarbij het MTR 10"5 is voor bestaande installaties). Op basis van deze informatie kan geen goed onderbouwde conclusie worden getrokken. Het lijkt echter niet onredelijk om op basis van bovenstaand informatie als werkhypothese aan te houden dat de actuele risico's door reguliere, beperkte emissies van chloor laag zijn. 2.18

OVERIGE BEOORDELINGEN UIT HET AANDACHTSTOFFENRAPPORT

Het' Aandachtstoffenrapport' behandelt naast de hiervoor besproken chloorverbindingen nog een aantal chloorhoudende stoffen. Zij scoren met de LCA-beoordelingsmethode bij de geïnventariseerde geëmitteerde hoeveelheden niet of relatief laag op de toxiciteitsthema's. Het RIVM trekt ten aanzien van deze stoffen de volgende conlcusies: Chloorfenolen Het RIVM stelt voor chloorfenolen van de aandachtstoffenlijst af te voeren, met uitzondering van PCP. Locaal kan het MTR in water nog worden overschreden door nalevering uit met PCP behandeld hout. De risico's voor milieu worden beperkt, en voor de mens verwaarloosbaar geacht. Aandacht is mogelijk nog nodig voor PCP in het binnenmilieu. Chloortoluenen De meeste gegevens voor risicobeoordeling ontbreken. Het RIVM beveelt aan de stof op de aandachtstoffenlijst te laten staan tot het scopingsdocument is gepubliceerd. Chlooranilines Monochlooranilines (MCA) en dichlooranilines (DCA) zijn de enige stoffen uit deze groep die in Nederland in kleine hoeveelheden worden gebruikt. Het risico voor de volkgsgezondheid wordt toelaatbaar tot gering geacht, net als voor aquatische ecosystemen (afgezien van mogelijk enkele locale situaties). Het RIVM beveelt aan chlooranilines, behalve MCA en DCA, van de aandachtstoffenlijst af te voeren. Het RIVM stelt tevens dat er voor MCA en DCA te weinig gegevens zijn voor een goede risico-beoordeling en dat actualisering van de gegevens over deze stoffen om deze reden gewenst wordt geacht.

III / 69

Chloornitrobenzenen De meeste gegevens voor risicobeoordeling ontbreken. Het RIVM beveelt aan de stof op de aandachtstoffenlijst te laten staan tot het scopingsdocument is gepubliceerd. De stoffen worden in Nederland niet geproduceerd en waarschijnlijk ook niet gebruikt. Hexachloornaftalenen De stof wordt naar verwachting niet in Nederland geïmporteerd of verbruikt, het RIVM stelt voor de stoffen van de aandachtsstoffenlijst af te voeren. PCB's De grenswaarde in waterbodem wordt (nog) overschreden. Ook de concentraties in vis vormen mogelijk nog een risico voor de mens. De stof wordt per 2005 definitief uitgefaseerd, het RIVM acht aanvullend beleid nog niet nodig. Tetrachloorbenzyltoluenen (o.a. Ugilec 121 en 141) De stoffen zijn in Nederland verboden. Het RIVM beveelt aan de stof op de aandachtstoffenlijst te laten omdat mogelijk grensoverschrijdende aanvoer via rivieren plaats vindt. Tetra Op dit moment vindt veelvuldig overschrijding van het VR plaats; van het MTR echter niet, ook niet bij industriële bronnen. De stof wordt uitgefaseerd. 1,1,1-trichloorethaan De directe effecten voor mens en milieu worden gering tot verwaarloosbaar geacht, behalve mogelijk in het binnenmilieu. De stof is per 1 januari 1995 uitgefaseerd. Hexachloorbutadieen De stof wordt naar verwachting niet in Nederland geïmporteerd of verbruikt, het RIVM stelt voor de stof van de aandachtstoffenlijst af te voeren. Chloorparaffines De meeste gegevens voor risicobeoordeling ontbreken. Het RIVM beveelt aan de stof op de aandachtstoffenlijst te laten staan; PARCOM zou aanbevolen hebben de korte chloorparaffines uit te faseren.

III / 70

(Overige) bestrijdingsmiddelen Voor een aantal chloorhoudende middelen, zoals y-HCH, wordt aanbevolen hen te handhaven op de aandachtstoffenlijst, omdat de gewenste milieukwaliteit nog niet is bereikt. Deze conclusie is overigens niet specifiek voor chloorhoudende middelen, maar wordt ook bij andere bestrijdingsmiddelen getrokken. Met uitzondering van mogelijk chloorparaffines geven deze beschrijvingen geen aanleiding om in het kader van de chloorketenstudie extra stoffen aan te wijzen als prioriteit. 2.19

SAMENVATTEND OVERZICHT RISICO-BEOORDELING

Tabel 2.19.1 geeft een samenvattend overzicht van de uitgevoerde risico-beoordeling. De tabel maakt duidelijk welke stoffen in de chloorstudie zijn geïnventariseerd, welke hiervan met behulp van de RTVM-studie op overschrijding van VR en MTR zijn getoetst, en welke aandachtstoffen in het RTVM-rapport zijn behandeld waarvan in de chloorstudie geen emissies zijn getraceerd. Een aantal emissies is slechts afkomstig van één bedrijf. De emissie-cijfers zijn daarom om redenen van vertrouwelijkheid aangeduid met 'x' en niet cijfermatig weergegeven.

111/71

Tabel 2.19.1:

Evaluatie overschrijding VR/MTR per stof op basis RIVM-studie 'Aandachtstoffen in het Nederlands milieubeleid', excl. (H)CFK's en pesticiden

Emissie (ton Cl) Oordeel RIVM o.b.v. milieuconcentraties in aangegeven jaar 1990 Na beleid laar Overschrijding Overschrijding VR MTR 1984 Bij puntbronnen 152 45 VCM Bodem trichlooretheen 708 294 9 Bij prod. chloormethanen 385 29 tetra dioxinen (in gram) 619 g. 56 gram >1990 TDI zuigelingen; wormetende predatoren bij AVI's 1887 658 1984 Bij chem. wasPER serijen 13 9 ? Locaal PCP Stof

1991

-

PCB's

0,078 0,018

MCB HCB (in gram) ECH

44 44 195 g. 149 gram 1991? 24 23 1984 -, locaal?

DCM

5490

2823

chloroform

163

38

chloor AC

24

17

X

X

40 1,4 DCB X 1,3 DCB 10 1,2 DCB 1,2,4 TCB en 1,2,3 3,4 TCB 1,2 EDC 920

40

HCBd (in gram)

X

-

-

-

? 1986 1986

-

In binnenmilieu

10 3,4

-

287

1984

42 g

0

1985

dichloortolueen 1,1,1 tri TCPE en HPPE MCA Methylchloride Ethylchloride 2-chloorpropaan 2,3 dichl.propeen 1-chloorpropaan 1,3-dichl.propeen 1,3-dichl.propanol 1,2-dichl.propaan l,2,3trichl.propaan 1,1 dichlooretheen 1,1,2 trichl.ethaan chl.fenolen, excl.PCP chlooranilines

X

X

-

O.b.v. berekening van diffuse belasting Produktie na 1990 sterk gedaald MTR n.v.t op kortdurende blootstelling; Gezondheidsraad raadt borstvoeding niet af maar wenst extra epidemologisch onderzoek

PCP is nu verboden; belasting door naïeveling uit behandeld hout In waterbodems en bij vis- Verbod in 2005; nog enige nalevering uit consumptie oude diffuse toepassingen RIVM analyseert vnl. andere chl. benzenen Locaal in (water)bodem -, locaal? Analyse TNO/CML; geen locale gegevens beschikbaar Nabij puntbronnen

1990? Bij verbruikstoepassingen in binnenmilieu ? In zwembaden Bij prod. chloormethanen

-, locaal?

Opmerkingen

-, locaal?

-

TDI door blootstelling in zwembaden alleen bij topzwemmers overschreden Analyse TNO/CML Analyse TNO/CML; geen locale gegevens beschikbaar Evt. locale overschrijding VR Evt. locale overschrijding VR RIVM analyseert vnl. andere chl.benzenen

X

X

1 1

0 0

-

**

**

div.

Bij produktie EDC/VCM Reductie bij prod. EDC/VCM 90 %; reductie Nabij verbruik in farmacie bij farmacie onbekend Inc. in waterbo- Incidenteel in waterbodem RIVM stelt afvoer aandachtstoffenlijst voor dem ? ? Te weinig gegevens n.v.t. n.v.t. Is verboden. Resteert een procesemissie Niet opgenomen inRIVM-studie * * idem * * idem * * idem * * idem * * idem * * idem * * idem * * idem * * idem * * idem * * Fabriek gesloten Fabriek gesloten 7 RIVM stelt afvoer aandachtstoffenlijst voor -

**

**

1988

7

chl.nitrobenzenen hexachl .naftalenen

** **

** **

-

7 7

tetrachl.benzyltol.

**

**

-

-

chloorparaffines

**

**

4162 2 X

X

X

X

249

242

X

X

X

X

X

X

X

X

8

6

X

X

4

3

n.v.t.

«

-

7

.

Incidenteel in water, wsch. Te weinig recente gegevens door buitenlandse emissies 7 Wsch. geen gebruik in Nederland ? Wsch. geen gebruik in Nederland. RIVM stelt afvoer aandachtstoffenlijst voor Verbod in Nederland. Door aanvoer via rivieren toename concentraties ? Onvoldoende gegevens; PARCOM zou uitfasering korte-keten CP's wensen

* Geen aandachtstof; niet behandeld in RIVM-rapport. Geschatte bijdrage totaal ca. 10 % van de LCA-score op humane toxiciteit. ** Aandachtstoffen behandeld in het RIVM-rapport waarvan in de chloorketenstudie geen emissies zijn getraceerd x Vertrouwelijk; emissie afkomstig van één bedrijf

3

SFINX: EEN COMPUTERPROGRAMMA VOOR HET UITVOEREN VAN STOFSTROOMANALYSES

3.1

ALGEMEEN KADER EN DOEL

Stofstroomanalyse, de geïntegreerde analyse van alle stromen van een stof of stofgroep in economie en milieu van een bepaald systeem, is een instrument dat een nuttige onderbouwing is gebleken voor het formuleren van stofgericht beleid. Het computerprogramma SFINX (Substance Flow InterNodal eXchange) is een hulpmiddel bij het uitvoeren van stofstroomanalyses. SFINX kan worden ingezet als: 1. "boekhoudsysteem": een kader voor het ordenen, verwerken en presenteren van gegevens met betrekking tot een bepaalde stof of stofgroep, waarbij een totaaloverzicht ontstaat van de stromen en accumulaties van de stof of stofgroep in een bepaald systeem (bijvoorbeeld Nederland) voor een bepaalde periode (gewoonlijk een jaar); 2. "model": onder andere om de effectiviteit van bepaalde beleidsvoornemens te toetsen, inclusief de probleemafwentelingsverschijnselen die eventueel optreden. Voor beide doeleinden is het van belang te werken volgens een strak vastgelegd en systematisch systeem dat vrij is van tegenstrijdigheden, teneinde de resultaten controleerbaar te doen zijn en de op verschillende tijdstippen uitgevoerde analyses onderling volledig vergelijkbaar te maken. Eveneens voor beide doeleinden is een complete specificatie van de stofstromen binnen een systeem noodzakelijk om boven het eenvoudige model-boekhouder uit te stijgen. Voor bepaalde stoffen zijn deze stromen, met name in de economie, zeer compïêx. Op dit moment is op het CML het model SFINX (Substance Flow InterNodal eXchange) in gebruik, en wordt nog verder ontwikkeld. De SFINX-gebruiker kan op dit moment: - een overzicht krijgen van alle stromen van één stof of stofgroep binnen een afgebakend systeem; - basisgegevens controleren op eventuele lacunes of tegenstrijdigheden; - een inschatting maken van eventueel ontbrekende gegevens via geformuleerde relaties binnen het systeem; - gegevens en resultaten van berekeningen op verschillende manieren presenteren, afhankelijk van de specifieke vraag van de gebruiker; - de lange termijn consequenties van verschillende aannames, bijvoorbeeld trends of beleidsmaatregelen, doorrekenen voor een bepaalde situatie.

III / 73

In de toekomst moet het mogelijk gaan worden om met SFINX ook - probleemherkomstanalyses uit te voeren; - koppelingen tussen de SFINX-files van verschillende stoffen te specificeren; ook korte termijn gevolgen van bepaalde trends of maatregelen te kunnen inschatten (dynamisering). 3.2

OPBOUW VAN HET MODEL

Het programma SFINX, geschreven in PROLOG en draaiend onder DOS, maakt het mogelijk een stofstroommodel stap voor stap op te bouwen. Dit houdt in dat definitie van nodes (knooppunten van stofstromen, b.v. economische processen, 'de landbouw' of een milieucompartiment), connecties tussen nodes (de stofstromen), kwantificeren van bekende stromen in de vorm van tabellen, en specificeren van de relaties tussen specifieke stofstromen in de vorm van formules middels een menu mogelijk wordt gemaakt. De feitelijke berekening van de omvang van de gespecificeerde stofstromen wordt uitbesteed aan een wiskundig programma, 'Mathematica', dat op dit moment één van de standaard software pakketten is op dit terrein. De communicatie tussen SFINX en Mathematica wordt door SFINX gerealiseerd. Voor het gebruik van SFINX als boekhoudprogramma zullen stromen zoveel mogelijk worden gekwantificeerd met behulp van literatuurgegevens, statistische cijfers en meetgegevens, die in tabellen kunnen worden geplaatst. Invoer van Quattro-tabellen in SFINX is mogelijk, evenals het uitvoeren van SFINX-tabellen naar Quattro. Wanneer SFINX als model gebruikt wordt, is het van belang dat de stofstromen zoveel mogelijk als afhankelijk van elkaar worden ingegeven middels formules. De stofstromen in het systeem worden dan van een zo beperkt mogelijk aantal vaste basisgegevens afgeleid; de keuze van de nog overblijvende vaste gegevens dient met zorg gemaakt te worden. De resultaten van de berekeningen kunnen op verschillende manieren worden gepresenteerd. De basis uitvoer is een lijst van alle nodes en de bijbehorende stofbalans van in- en uitvoerstromen per node, de zgn. 'general view'. Verder is het mogelijk om als gebruiker 'special views' te definiëren, d.w.z. een groep stromen te selecteren en hiervan een aparte lijst op te maken met totalen.

UI/74

3.3

TOEPASSING SFINX IN DE CHLOORKETENSTUDIE

In deze studie is SFINX als boekhoudsysteem gebruikt. De verzamelde gegevens zijn ingevoerd in het programma. Op basis daarvan zijn overzichten gegenereerd van chloorstromen in Nederland. Een SFINX-file wordt opgezet als een netwerk van onderling verbonden knopen. Elke knoop staat voor een bepaald proces. Leveringen van en aan andere knopen vormen de connecties, gezamenlijk het netwerk. Per knoop kan zo een balans worden opgemaakt van instromen, uitstromen en accumulaties. Omdat per knoop de balans kloppend moet zijn, is automatisch het gehele systeem ook in evenwicht. In werkelijkheid is dit evenwicht vaak schijn: accumulatie betekent dat in- en uitstromen niet in evenwicht zijn. In SFINX als boekhoudprogramma is dat opgelost door accumulatie te behandelen als een uitstroom-post 'naar voorraad'. Omdat de economische chloorhuishouding van Nederland buitengewoon omvangrijk en complex is, is gekozen voor een opzet in modules. Verschillende deelketens worden in aparte SFINX-files ondergebracht. Deze files zijn aan elkaar gekoppeld door middel van een overkoepelend file. Hierin zijn zowel de primaire chloorproduktie als gemeenschappelijke source, als de afvalverwerking als gemeenschappelijke sink zijn ondergebracht. Hierdoor is niet alleen de balans per knoop en per systeem ofwel deelketen sluitend, maar ook voor de gehele chloorhuishouding. Zo ontstaat een samenhangend en redelijk gedetailleerd totaalbeeld van de Nederlandse chloorhuishouding: instroom, uitstroom, doorstroom, accumulatie en verliezen (emissies en afval), voor het geheel en per deelketen. Alle stromen zijn uitgedrukt in gewichtseenheden chloor (kilotonnen chloor). Zo kunnen balansen sluitend worden gemaakt en verschillende chloorverbindingen onder één noemer worden gebracht.

m/75

EEN CHLOORBALANS VOOR NEDERLAND

BULAGEN

BIJLAGE 1: REFERENTIES Adriaanse, A. (1993), Environmental performance indicators, Sdu, Den Haag ABC (1994), ABC voor handel en industrie, Editie 8, Haarlem Akzo (1990), Chloor en samenleving, Amersfoort Akzo (1992), Jaarverslag 1992, Arnhem Akzo Nobel (1994), mondelinge en schriftelijke informatie, Amersfoort, maartdecember 1994. Albright L.F. (1976), Vinylchloride Production, chapter 1 in Encyclopedia of PVC, ed. L.I. Nass, Marcel Dekker Inc., New-York Aldenberg, T. & W. Slob (1991/1993), Confïdence limits for hazardous concentrations based on logistically distributed NOEC toxicity data, RIVM-rapport 719102002/Ecotoxicology and Environmental Safety 25: 48-63 Allied Signal, Mondelinge en schriftelijke informatie, Weert/Amersfoort, juni 1995 Alwast, H. e.a. (19930, Vorstudie Konversion Chlorchemie, Endbericht, Prognos, Basel AOO (Afvaloverlegorgaan; 1992), Milieu-effectrapport Tienjarenprogramma afval 1992-2002, Utrecht/Deventer AOO (Afvaloverlegorgaan, 1994), Plan van aanpak MER TJP.A 1995, Utrecht AOO (Afvaloverlegorgaan, 1995), Tienjarenprogramma afvalstoffen en Milieueffectrapport Tienjarenprogramma afvalstoffen, Utrecht, april 1995 Assies, J. e.a. (1991), Milieuprofielen en de praktijk, Rijksuniversiteit Groningen. Assies, J. (1994), Attribution of environmental interventions to impact categories, in: First working document on Life-cycle impact assessment methodology, SETAC/ETH Zürich, September 1994 Bakker V., J. Coppoolse (1992), Rijn- en Noordzeeaktieplan, tussenstand industriële lozingen 1990, RIZA Nota 92.056, Lelystad B/ 1

Balfoort e.a. (1987), Criteriadocument chloroform, Publikatiereeks lucht 54 RIVM/VROM, Bilthoven. Berbee R.P.M. (1987), "Onverwachte aanwezigheid" van organische chloor- en broomverbindingen in het afvalwater van 6 chemische bedrijven, RIZA.niet openbaar. Berdowski, J.J.M, en W.J. Jonker (1993), Industriële emissies in Nederland Bedrijfsgroepen, individuele stoffen en verdeling over regio's, Vijfde inventarisatieronde - 1990, Publikatiereeks Emissieregistratie nr. 14, Den Haag Berends, Stoppelenburg (1990), Van keukenzout tot gifcoctail, Vereniging Milieudefensie, Amsterdam Berenschot (1989), Doelgroepanalyse Grafische Industrie en verpakkingsdrukkerijen, VROM/EZ Berg, R. van den (1991), Blootstelling van de mens aan bodemverontreiniging. Een kwalitatieve en kwantitatieve analyse, leidend tot voorstellen voor humaan toxicologische C-toetsingswaarden. RIVM rapport no. 725201006, Bilthoven. Berg, R. van den & J.M. Roels (1991), Beoordeling van risico's voor mens en milieu bij blootstelling aan bodemverontreiniging. Integratie van deelaspecten. RIVM rapport no. 725201007, Bilthoven. Besemer et al. (1984), Criteriadocument over epichloorhydrine, RIVM, Bilthoven. Bhairo-Mahré, S. (1994), (Ge)zicht op PVC, beleidsgerichte analyse van PVCstromen in de economie van Nederland en de EG, CML, Leiden BKH/VROM-SVS (1993), Herziening lijst met prioritaire stoffen, Delft BKH/VROM-DWL (1995), INS-berekeningen luchtkwaliteit, Delft, 29 juni 1995 Boekelman, R.H. (1995), Hydrologische kringloop, kwantiteit en kwaliteit, in: Syllabus voor het 24ste TNO Seminar Milieukunde, Module 1: Het Leefmilieu, STB-TNO, Apeldoorn Boland J. et al. (1994), Inventarisatie van het voorkomen van bestrijdingsmiddelen in het diepe grondwater in Nederland in 1992, RTVM-rapport 724814001.

B/2

Bottema - Mac Gillavry, J.N. (1992), Alternatieven voor CFK 113 en 1,1,1 trichloorethaan in de metaal- en elektronica industrie, Vereniging Milieudefensie / Chemiewinkel Rijksuniversiteit Groningen. Bottema - Mac Gillavry, J.N. en C.M. Ree (1993), Alternatieven voor CFK 113 en perchloretheen in chemische wasserijen, Vereniging Milieudefensie / Chemiewinkel Rijksuniversiteit Groningen Bremmer, H.J. e.a. (1988), Inventarisatie halogeenhoudende koolwaterstoffen in Nederland, RIVM/TNO, rap. nr. 738608002, Bilthoven Bremmer H.J. e.a. (1994), Emissies van dioxinen in Nederland, TNO/RIVM, Apeldoorn/Bilthoven Brouwer J., J. Hulskotte (1994), WESP-document Koolwaterstoffen in consumentenartikelen, RIVM/RIZA/DGM, Bilthoven Buise, CL. et al. (1993), Een methode voor het ontwikkelen van duurzaamheidsindicatoren voor produktketens, Vakgroep Milieukunde Universiteit Nijmegen Buitenkamp, M. et al. (1992), Aktieplan Nederland Duurzaam, Vereniging Milieudefensie, Amsterdam Caesar H. (1992), PVC en Ketenbeheer, van aanzet tot implementatie in Nederland, NFK, Leidschendam Canton e.a (1979) Onderzoek naar de aanwezigheid van tetrachloodipropylehter (TCPE) in havenslib en effluent en de toxiciteit en mutageniteit van deze stof. RIV-rapport 64/79, Bilthoven, 31 juli 1979. CBS (1991), Jaarstatistiek buitenlandse handel 1990, Sdu Uitgeverij, Den Haag CBS (1991b), Statistisch Jaarboek 1991, Sdu, 's-Gravenhage CBS (1994a), Import- en exportcijfers 1993, Heerlen CBS (1994b), Mondelinge informatie, mei/juni 1994 CCRX (1991; Coördinatiecommissie voor de metingen van Radioactiviteit en Xenobiotische stoffen), Metingen van Radioactiviteit en Xenobiotische stoffen in het biologisch milieu in Nederland in 1990, Bilthoven

B/3

CCRX (1993; Coördinatiecommissie voor de metingen van Radioactiviteit en Xenobiotische stoffen), Metingen van Radioactiviteit en Xenobiatische stoffen in het biologisch milieu in Nederland in 1991, Bilthoven CE News (1994; Chemical and Engineering News), Ingezonden brief prof. dr. Gordon W. Gribble, 18 maart 1994 CFK-commissie (1991), Jaarrapportage CFK-actieprogramma 1990, Projectbureau CFK, Tilburg CFK-commissie (1992), Jaarrapportage CFK-actieprogramma 1991, Projectbureau CFK, Tilburg CFK-commissie (1993), Jaarrapportage CFK-actieprogramma 1992, Projectbureau CFK, Tilburg CFK-commissie (1994), Jaarrapportage CFK-actieprogramma 1993, Projectbureau CFK, Tilburg Chemfacts Netherlands 1988, 1989. Commission of the EC (1992), Towards Sustainability, The state of the envionment in the European Community, Volume III, EG, Brussel Comprimo/VROM (1991), Project Emissiereductie Chemie (PERC), Leidschendam Consoli, F ; et al. (1993), Guidelines for Life-cycle assessment: A 'Code of Practice', SETAC, Brussel CUWVO-VI (1992), Afvalwaterproblematiek farmaceutische industrie, Lelystad CUWVO-VI (1992b), EG emissierapportage zwarte-lijststoffen Lelystad

1989-1990,

Dolan, D.M. e.a. (1993), Source investigation for Lake Superior, a report to the Virtual Elimination Task Force, IJC (International Joint Commission), ISBN 1895085-77-2, Windsor, Ontario, Canada Derwent, R.G. & M.E. Jenkin (1990), Hydrocarbon involvement in photochemical ozone formation in Europe. Report no. AERE-R13736, AEA Environment and Energy, Harwell Laboratory, Oxfordshire. *

B/4

DOW Benelux (1994), mondelinge en schriftelijke informatie, Terneuzen, maartoktober 1994. Drotleff, J. e.a. (1992), Handbuch Chlörchemie II - Ausgewahlte produktlinien, Umweltbundesambt, Texte 42/92, Bonn DTI (Danish Technological Institute; 1993), Environmental assesment of PVC, Chapter 1 in PVC and Alternative Materials, Arbejdrapport fra Milj0styrelsen, nr. 18/1993, Department of Environmental Technology. Duin R. van, H. Blonk (1991), SIMPOSIUM, AOO-document 91.14, Afvaloverlegorgaan, Utrecht EC/BSM/TAUW (1992), Information document chlorinated solvents, 'Second final' draft, Brussel, September 1992. ECOTEC (1991), Handbuch Chlörchemie I, Umweltbundesambt, Forschungsbericht 104 04 348, Bonn Elzen, M. den (1993), Global environmental change - an integrated modelling approach, International Books, Utrecht Emans, H.J.B. e.a. (1992), Validation of some extrapolation methods with toxicity data derived from multiple species experiments on organic compounds and metals in aquatic ecosystems, rapport nr. 697102014, RIVM, Bilthoven Enquête Kommission (1994), Die Industriegesellschaft gestalten - Perspektieven für einen nachhaltigen Umgang mit Stoff- und Materialströmen, Drucksache 12/8260, Deutsche Bundestag, 12. Wahlperiode, 12.07.94 EPA (Environmental Protection Agency; 1988), Emissions from rigid foam manufacturing, Research Triangle Park, NC ER-C (Collectieve Emissieregistratie; 1994), schriftelijke informatie inzake gebruik bestrijdingsmiddelen in de landbouw, juni 1994. ER-I (Loket Individuele Emissieregistratie; 1994) schriftelijke informatie over emissies naar lucht en water op bedrijfs- en procesniveau in 1990, Ministerie VROM, Den Haag, mei/juli 1994. EU (1994), EG Verordening Nr. 3093/94 van 15 december 1994 betreffende stoffen die de ozonlaag afbreken B/5

EUROSTAT (1991), Import- en exportcijfers voor goederen en produkten in EGlanden over 1990, Luxemburg Evers, E. en K. Olie (1989), De vorming van PCDF's, PCDD's en gerelateerde verbindingen bij de oxychlorering van etheen, Universiteit van Amsterdam, MTC publikatie nr. MTC89EE EZ (1994), Olie en Gas in Nederland - opsporing en winning 1993, Ministerie van EZ, 's-Gravenhage, April 1994. FCI (Fonds der Chemischen Industrie; 1992), Die Chemie des Chlors und seiner Verbindungen, Folienserie des Fonds der Chemischen Industrie, nr 24, Frankfurt a. M., Brd. FAO/WHO (1990): Profiles of toxicological evaluations by the joint FAO/WHO meeting on pesticide residues (JMPR). Computeruitdraai. Feenstra, J.F., P.J.F, van der Most (1986), Diffuse bronnen van waterverontreiniging, CUWVO-VI, Lelystad FIFE-AIS (1993), Benefits and safety aspects of hypchlorite formulated in domestic products, Briefing document, Brussels Finnveden, G. (1994), Comments and suggestions for the classification, in: First working document on Life-cycle impact assessment methodology, SETAC/ETH Zürich, September 1994 FO-Industrie (Faciliaire Organisatie Industrie, 1995), Mondelinge en schriftelijke informatie, m.n. (concept-)bedrijfsmilieuplannen (BMP's) en geaggregeerde vergelijkingen van IMT-doelstellingen en te verwachten realisaties op basis van de BMP's, Den Haag Geenen, J.P.W. et al. (1995), Speuren naar Sporen III, verkennend onderzoek naar de milieuschadelijke stoffen in de zoete en zoute watersystemen van Nederland, metingen 1993 (voorbereiding). Geenen, J.P.W. en B. van der Geest (1995b), CUWVO-bestrijdingsmiddelenrapportage (in voorbereiding). Gemert, L.J. van & A.H. Nettenbreijer (red., 1977), Compilation of odour threshold values in air and water. National Institute for Water Supply, Voorburg

B/6

Gielen, DJ. (1992), Invulling van een beoordelingsmethodiek voor verwijderingsalternatieven van afvalstoffen vanuit het concept "duurzame ontwikkeling", Interne notitie, Studiecentrum Milieuonderzoek TNO, Delft Goedkoop, M. e.a. (1995),: Ontwikkeling eco-indicator als decision support tooi voor produktontwikkeling. Fase 2 - methodiek, NOVEM/PRé Consultancy, Amersfoort Greenpeace, Dioxin factories: A study on the creation and discharge of dioxins and other organochlorines from the production of PVC, Greenpeace international, Amsterdam (niet gedateerd). Greenpeace International (1994), Achieving zero dioxin, London, September 1994 Gribble (1994), G.W., The natural production of chlorinated compounds, Environmental Science and Technology 28. nr. 7 Guinee E.P., W.F. Blom (1993), MTR's, VR's, Grens- en streefwaarden, nota in het kader van INS, VROM, Den Haag Guinee, J.B. & R. Heijungs (1992), Classification factors for toxic substances within the framework of life cycle assessment of products. CML Paper no. 11, Leiden Guinee, J.B. & R. Heijungs (1993): A proposal for the classification of toxic substances within the framework. of life cycle assessment of products. Chemosphere, vol. 26, No 10, pp 1925-1944 Guinee J. (1993), Data for the Normalization Step within Life Cycle Assessment of Products, CML Paper no. 14, CML, Leiden Guinee, J. (1994), Relations between the defïnition of impact categories, impact chains and parallel/seriel impacts in LCA, in: First working document on Lifecycle impact assessment methodology, SETAC/ETH Zürich, September 1994 Guinee, J. B. (1995), Development of a Methodology for the Environmental LifeCycle Assessment of Products, Thesis Rijksuniversiteit Leiden, Leiden Heijungs, R. e.a. (1992), Milieugerichte levenscyclusanalyse van produkten, Handleiding en achtergronden , CML, Leiden.

B/7

Heijungs, R. (1994), Enige gedachten over normalisatie en evaluatie in LCA, CML, Leiden Heijungs, R. (1994b), Valuation - a societal approach, in: H. Udo de Haes et al, (eds.). Integrating impact assessment into LCA, SETAC, Brussel Hoogheemraadschap van Rijnland (1994), Water en werken in cijfers en grafieken. Jaaroverzicht 1993. Ongepubliceerde notitie. Hoogheemraadschap van Rijnland (1993), Water en werken in cijfers en grafieken. Jaaroverzicht 1992. Ongepubliceerde notitie. Houghton, J.T., G.J. Jenkins & J.J. Ephraums (eds., 1991), Climate change. The IPCC scientific assessment. Cambridge University Press, Cambridge Houghton, J.T., B.A. Callander & S.K. Varney (1992), Climate change 1992. The supplementary to the IPCC scientific assessment. Cambridge University Press, Cambridge HWB (Hoogheemraadschap West-Brabant e.a; 1989), Zwarte lijststoffen in NoordBrabant, Hoogheemraadschap West Brabant ICI (1994), schriftelijke informatie, juni 1994. IJC (International Joint Commission; 1991), Persistent toxic substances: Virtually elimination inputs to the Great Lakes, Interim report prepared by the Virtual Elimination Task force of the IJC, ISBN 1-895085-27-6, Windsor, Ontario, Canada, July 1991. IJC (International Joint Commission; 1993a), A strategy for virtual emlimination of persistent toxic substances, Volume 1, Report of the Virtual Elimination Task Force to the International Joint Commission, ISBN 1-895085-65-9, Windsor, Ontario, Canada, Augustus 1993 IJC (International Joint Commission; 1993b), A strategy for virtual emlimination of persistent toxic substances, Volume 2, Appendices, Seven reports to the Virtual Elimination Task Force, ISBN 1-895085-66-7, Windsor, Ontario, Canada, Augustus 1993 Janus, J.A (1994) e.a., Aandachtsstoffen in het Nederlands Milieubeleid, RIVM, Bilthoven

B/8

Janus, J.A. et al. (1995), Aandachtstoffen in het Nederlandse milieubeleid - Addendum overzicht 1994, RTVM-rapport in voorbereiding, Bilthoven. de Jong, W.C.M. (1994), Chloor in duurzaam perspectief, Wetenschappelijke Raad voor het Regeringsbeleid, Den Haag de Jong-Hekkeman, H. (1992), Samenstelling huishoudelijk afvalwater, Werkdocument 92.033x, RIZA, Lelystad, 6 april 1992 Joosten J.M. e.a. (1989), Informatiedocument verpakkingsafval, RIVM, Bilthoven dhr. Josephus Jitta (1995), Mondelinge informatie inzake het beleid ten aanzien van VOS in verf, spuitbussen en verfafbijtmiddel, VROM, mei 1995 Kleijn, E.G.M. (1990), Stromen van organochloorverbindingen in de Nederlandse economie, CML, Leiden Kleijn, E.G.M, en E.v.d. Voet (1991), Dioxines in milieu en voeding in Nederland, CCRX, Bilthoven Knoop, C. (1994), Evaluatieverslag VOS-monitoring 1991 t.b.v. de Taakgroep Verf van het project KWS 2000, Notitie RIVM/LAE Koning, J. de e.a. (1993), Sources of dioxin emissions in the Netherlands, Publication intended for the 13th International Symposium on Chlorinated Dioxins and Related Compounds (Dioxin 1993), September 20-24, 1993, Vienna, Austria. Published by TNO, Apeldoorn Kortman, J.G.M. e.a. (1994), Towards a single indicator for emissions - an exercise in aggregating environmental effects, IVAM/CE, Amsterdam/Delft van Koten-Vermeulen J.E.M., E.J. v.d. Plassche, R. Postumus (1994), SIDS Initial Assessment Report Cas No.: 107-05-1 Allylchloride, RIVM, Bilhoven. KPMG Milieu (1992), Organisatiestructuur voor de verwijdering van verf-Kcaafval binnen de verfbedrijfskolom, Den Haag KPMG (1994), Mondelinge informatie diverse betrokkenen bij het monitoringsproject CFK's voor de Jaarrapportage van de CFK-Commissie, Den Haag, juli 1994. *

B/9

Krause F. e.a. (1990), Energy policy in the greenhouse: from warming fate to warming limit, Earthscan publ. Ltd., Londen Leer, E.W.B, de (1993), Proceedings of the Conference on Naturally-Produced Organohalogens, TNO-MW, Delft Linders, J.B.H.J., J.W. Jansma, B.J.W.G. Mensink & K. Otermann (1994), Pesticides, benefaction or Pandora's box? A synopsis of the environmental aspects of 243 pesticides. RIVM-rapport 679101014. Lindeijer, E. (red; 1995), Concept-paper van de Valuation subgroup of SETACWIA, IVAM, Amsterdam, versie maart 1995 Lindeijer, E. & L. Reijnders (1995b), LCA Peer Review van de studie 'Milieubalans van kortcyclische PVC-verpakkingen', uitgevoerd door VITO, IVAM, Amsterdam LMA (Landelijk Meldpunt Afvalstoffen, 1994) schriftelijke informatie afgiften halogeenhoudend chemisch afval over 1990, 1991 en 1992, juni 1994. v.d. Loo, F.A. (1994), From sustainability to indicator: the Climate Change case, in: R. Weterings, J.B. Opschoor, Towards Environmental Indicators on the Notion of Environmental Space, publicatie nr. 96, RMNO, Rijswijk v.d. Loo, F.A. (1994b), From sustainability to indicator: the Acidification case, in: R. Weterings, J.B. Opschoor, Towards Environmental Indicators on the Notion of Environmental Space, publicatie nr. 96, RMNO, Rijswijk LVM (Limburgse Vinyl Maatschappij, 1993), PVC; Feiten en Cijfers, Tessenderlo Lijzen, J.P.A. & A. Ekelenkamp (1995), Bronnen van diffuse bodembelasting, rapport nr. 950011007, RIVM, Bilthoven Mackay, D. (1991), Multimedia environmental models, the fugacity approach. Lewis Publ. Inc. Chelsea. Mackay, D. e.a. (1992a), Virtual elimination of toxic and persistent chemicals from Lake Superior: The role of simple mass balance models, Draft report to the IJC (International Joint Commission), Windsor, Ontario, Canada, October 1992

»

B / 10

Mackay, D. e.a. (1992b), Mass Balancing and virtual elimination, A peer review workshop at University of Toronto, December 7-8, 1992, IJC (International Joint Commission), Windsor, Ontario, Canada, 1992 Marklund, S. e.a. (1990), Emissions of PCDD's and PCDF's in gasoline- and diesel-fueled cars, Chemosphere 20, 553-561 Matthijsen, A.J.C.M. en C.B. Scheffer (1992), Emissiefactoren afvalverbranding, rapport nr. 739200001, TNO/RIVM, Bilthoven

bij

Meent, D. van der e.a. (1990), Streven naar waarden. Achtergrondstudie ten behove van de nota milieukwaliteitsnormering water en bodem, rapport nr. 670101001, RIVM, Bilthoven Meerendonk J.H. van, et al. (1994), Speuren naar sporen II, verkennend onderzoek naar de milieuschadelijke stoffen in de zoete en zoute watersystemen van Nederland, metingen 1992, RIZA-nota 94.013, RIKZ-rapport 94.007. McKinsey & Company (1991), Integrated substance chain management.; Integrated substance chain management. Working material for environmental measurement.; Developing a methodology to integrated substance chain management. McKinsey Consultants BV, Amsterdam. Mobius C.H. (1990), Abwasser der Papier und Pappe-Industrie, Teil 1 en Teil 2, Texte 32/90 en 31/90, Umweltbundesamt, Bonn, Brd Most, P.F.J. van der (1993), Emissies van halogeenkoolwaterstoffen ten gevolge van reinigen en ontvetten in kleine bedrijven, Publikatiereeks Emissieregistratie nr. 15, HIMH, Den Haag Mueller-Wenck, R. (1995), Some remarks on the form of the eco-scarcity function, Notitie t.b.v. de workshop van de Valuation subgroup of SETAC-WIA, april 1995, Engelberg, IWO-ETH St.-Gallen, Zwitserland Nagelhout (1989), D. e.a. , Informatiedocument Kunststofafval, RIVM Nagelhout, D., Loohuizen Z.I. van (1992), Afvalverwijdering 1990-2010, RIVM, Bilthoven NAV (Nederlandse Aè'rosol Vereniging; 1993), NAV Jaarrapportage 1992, Tilburg NEFYTO (1993), Cijfers afzet bestrijdingsmiddelen 1990-1992 B / 11

Newman M.W. (1985), Vinylchloride monomer, Encyclopedia of Polymer Science and Engineering, Supplement, p. 822-842, ed. F. Mark et al., 2nd£d., John Wiley, New-York MSC-4 (1995), Ministerial declaration of the Fourth International Conference on the Protection of the North Sea, Esjberg, Denemarken, 8/9 juni 1995 NVZ (Nederlandse Vereniging van Zeepfabrikanten, 1994), Schriftelijke informatie over de afzet van hypochloriet bij huishoudens in 1990, Zeist ODWM (Overleggroep deskundigen wasmiddelen-milieu, 1989), Milieu-aspecten van het huishoudelijk gebruik van chloorverbindingen, NVZ, Zeist OECD (1993), Environmental data Compendium 1993, OECD, Parijs Plassche, E.J. van de e.a. (1993a), Derivation of Maximum Permissible Concentrations for several volatile compounds for water and soil, rapport nr. 6791011008, RIVM, Bilthoven Plassche, E.J. van de & G.J.M. Boeking (1993b), Towards integrated environmental quality objectives for several volatile compounds, rapport nr. 679101011, RIVM, Bilthoven Plinke, E. et al (1994), Konversion Chlorchemie, Prognos AG Basel/Hessisches Ministerium für Umwelt, Energie und Bundesangelegenheiten, Wiesbaden, Brd. Preston J. (1985), Polyamides, aromatic, Encyclopedia of Polymer Science and Engineering, Vol. 11, ed. H.F. Mark et al., John Wiley, New York, p. 381-409. Pulles, T. & P. v.d. Most (1992), Industriële emissies in Nederland, vierde inventarisatieronde, Basisjaar 1988, supplement, Publicatiereeks Emissieregistratie 5A, VROM, Den Haag Raad J.S. e.a. (1993), Stofstromen van PCB's, SPEED werkplan, RIZA nota 94.007, Lelystad Raad voor het Milieubeheer (1994), De distance-to-target methode; advies over weging van milieu-effecten, Den Haag, 14 december 1994 Rademaker, B.C. et al. (1993), The derivation of preliminary maximum permissible concentrations of volatile compounds in air, rapport nr. 679101010, RIVM, Bilthoven B / 12

Ree C.M. (1990), Preventie en reductie van emissies van het oplosmiddel dichloormethaan bij de produktie van polycarbonaat; Rijksuniversiteit Groningen Chemiewinkel, februari 1990. Regioplan/VROM (1992), Schoon schip, schoon water !, Afvalstoffenreeks 1992/16, VROM, Den Haag RIVM (1993a), Informatiedocument AVI-reststoffen, RIVM, Bilthoven RIVM (1993b), Basisdocument dioxinen, rapport nr. 482533001, RIVM, Bilthoven RIZA (1994a), schriftelijke informatie t.a.v. emissies opgenomen in WIER, Lelystad, mei 1994 RIZA (1994b), schriftelijke informatie t.a.v. meetgegevens over AOX en EOX bij 50 Nederlandse bedrijven, Lelystad, mei/augustus 1994 RIZA (1994c), schriftelijke informatie uit een concept-onderzoek naar bronnen van AOX uit huishoudens, Lelystad, oktober 1994 Ros, J.P.M, en P. v.d. Poel (1989), Doelgroepstudie farmacie, deel 1, bronnen en emissies, RIVM rapport nr. 738509002, Bilhoven Ros, J.P.M. e.a. (1990), Doelgroepstudie farmacie, deel 2: maatregelen, RIVM rapport nr. 736301001, Bilthoven Sas, H.J.W. (1994), Verwijdering van huishoudelijk kunststofafval: analyse van milieu-effecten en kosten, CE, Delft Schoot Uiterkamp, J. (1994), Watersysteemverkenningen 1996 - Vele kleintjes ... Verkenningsnota diffuse bronnen, RIZA nota nr. 94.034, Lelystad Schwartz e.a. (1992), SPEED Document chloorkoolwaterstoffen, RIVM-nota 7376301015, RIZA-nota 92.022 Schwartz e.a. (1993), SPEED Werkplan trichloorbenzeen, hexachloorbenzeen en hexachloorbutadieen, VROM-nota 12052/162 6-93, RIZA-nota 93.013 Selderijk A. (1993), Het gebruik van lijmen door industrieën en consumenten, KWS 2000

B / 13

SETAC-WIA (1994), Working material of the workshop of the Working group on Impact Assessment 8 and 9 July 1994, ETH, Zurich, Switzerland SFT (1993), PVC Products, Environmental assessment of the life cycle of products and an overview of measures called for, The Norwegian State Pollution Control Agency (SFT), Oslo, Noorwegen Shell (1994), Mondelinge en schriftelijke informatie mei-juni 1994. Slooff, W. en J.P.M. Ros. (1987), Integrated criteria document dichloromethane, rep. nr. 758473002, RIVM, Bilthoven Slooff, W. e.a. (1991), Integrated criteria document chlorobenzenes, rap. nr. 710401015, RIVM, Bilthoven Smeets, E. e.a. (1994), Geaggregeerde indicatoren voor bedrijfsemissies, TNOSTB, Apeldoorn Smit, C.N. e.a. (1994), Milieu-aspecten van PVC in verpakkingen, TNO-rapport 2445/U94, TNO-KRI, Delft SNM (1993; Stichting Natuur en Milieu, mede namens andere milieu-organisaties), Brief AK/MG/9308003 inzake chloorstudie, Utrecht, 3-8-1993. SNM (Stichting Natuur en Milieu; 1994), Brief AK/MG/9402.083 inzake nota produkt en milieu, Utrecht, 22-2-1994. SPIN-document Farmaceutische industrie, RrVM/RTZA, Bilthoven/Lelystad, januari 1992a. SPIN-document Fenylglycylchloride, RTVM/RTZA, Bilthoven/Lelystad, januari 1992b. SPIN-document Koffiebranderijen, RIVM, Bilthoven, 1992c. SPIN-document Produktie titaanpigment, RIVM/RIZA/DGM, juli 1992d. SPIN-document Produktie zetmeel. SPIN-document Rubberverwerking, RIVM, Bilthoven, 1992e SPIN-document BASF, RIVM/RIZA/DGM, juni 1993a. B / 14

SPIN-document Dow Terneuzen, RIVM/RIZA/DGM, januari 1993b. SPIN-document Produktie van chloor, RIVM/RIZA/DGM, maart 1993c. SPIN-document Produktie van kunststofschuim, RIVM, Bilthoven, 1993d. SPIN-document Shell Nederland Chemie B.V., RIVM/RIZA/DGM, januari 1993e. SPIN-document Akzo Arnhem en Ede, RIVM/RIZA/DGM, 1994a. SPIN-document Akzo Delfzijl, RIVM/RIZA/DGM, 1994b. SPIN-document Du Pont de Nemours Dordrecht, concept, RIVM, RIZA, DGM, april 1994c. SRI (1989), International directory of chemical producers Western Europe 1988, SRI International, USA Staarink, T. & P. Hakkenbrak (1987), Het contaminantenboekje. Een overzicht van stoffen die drink- en eetwaren verontreinigen. 1987. Staatsuitgeverij, 's-Gravenhage. Stap J. e.a. (1994), Basisdocument chemisch afval 1990-1992, Afvalstoffenreeks 1994/1, VROM, Den Haag. Starkenburg, W. en A.B. van Luin (1985), Anorganische en organische microverontreinigingen in industrieel afvalwater - een inventarisatie, DWB/RIZA, nota nr. 8611, Lelystad Steen J.J.D. van der (1991), Inventarisatie halogeenkoolwaterstofhoudende afvalstromen uit het Wca-meldingenbestand van 1988 en de toetsing aan verwerkingstechnieken, TNO, Apeldoorn (niet openbaar). TDF Tiofine B.V. (1989), Vergunningaanvraag Hw, Wlv en Wgh, Rotterdam, 1987; Verzoek tot wijziging vergunningvoorschriften Tas, W. & H. Tibosch (1995), pesticiden concentraties in oppervlakte- en grondwater, RIVM (in preparation). Tebodin (1994), Doelgroepanalyse metalelectro-industrie, rapportages fase 1, 2 en 3, Tebodin/Ministerie VROM, Eindhoven/Den Haag

B / 15

Telef. inf. (1994), Telefonische informatie ingewonnen door TNO van diverse bedrijven in de chloorketen, april-juli 1994. Teunissen-Ordelman, H.G.K. et al. (1994), Watersysteemverkenningen 1996, Een analyse van de problematiek in aquatisch milieu, Chloorfenoxycarbonzuren, RIZA nota 95.007. Teurlinckx L.V.M. (1989), De aanwezigheid van organische microverontreinigingen in huishoudelijk afvalwater, DWB/RIZA Nota 89.019, Lelystad Tukker A. e.a. (1993a), Trendstudie chemisch afval 1990-2000, Afvalstoffenreeks 1993/2, VROM, Den Haag. Tukker A. en A.I.G. Roijackers (1993b), Geleegde chemicaliënverpakkingen, TNO-SCMO, Delft Tukker A. (1994a), A review of quantitative valuation methods, in: Integrating Impact Assessment in LCA, Proceedings of the SETAC-Europe congress April 1994, SET AC, Brussel Tukker A. (1994b), Iso-utility functions as a tooi for valuation in LCA, SETACWIA, Working material of the workshop of the Working group on Impact Assessment 8 and 9 July 1994, ETH, Zurich, Switzerland (ook uitgebracht als TNO-STB rapport, Apeldoorn, december 1994) Tukker, A. et al. (1995), PVC in Europe - Environmental concerns, national measures and their effects on the Internal Market, TNO-STB/EU DG III C4, Apeldoorn/Brussel (eindconcept) Tuinstra, J. & J. Linders (1991), Milieufiche mecoprop en mecoprop-P (def. versie, M-71) RIVM Adviesrapport 88/678801/004. UNCED (1992; United Nations Conference on Environment & Development), Agenda 21 Udo de Haes, H.A. (ed.; 1995), The methodology of impact assessment in LCA, draft report of the SETAC-Europe Working Group on Impact Assessment (WIA) VCI (Verband der Chemischen Industrie; 1991), Chemie in Dialog, Herausforderungen und Perspectieven, Frankfurt a.M., Brd

B / 16

VCI (Verband der Chemischen Industrie; 1993), Informationen zur Chemie mit Chlor, Frankfurt a.M., Brd Velden (1993), Adviesbureau van der, Verwijdering koelkasten in 1992, VROM, Den Haag Verhage H. (1991), Informatiedocument halogeenkoolwaterstoffen, RIVM, Bilthoven Vermeire, T.G., M.E. van Apeldoorn, J.C. de Fouw & P.J.C.M. Jansen (1991), Voorstel voor de humaan-toxicologische onderbouwing van C-(toetsings)waarden. RIVM rapport nr. 725201005, Bilthoven. Versteegh e.a. (1992), Chloriet, chloraat en bromaat in drink- en oppervlaktewater, voorkomen, herkomst en gezondheidsaspecten, nr. 714301010, RIVM, Bilthoven Voldner, E.C. and L. Smith (1992), Production, Usage and Atmospheric Emissions of 14 Priority Toxic Chemicals, Appendix 2 to the proceedings of the workshop on Great Lakes atmospheric deposition, ISBN 1-895085-20-9, IJC (International Joint Commission), Windsor, Ontario, Canada VNCI/McKinsey (1991), Integrated substance chain management, Leidschendam, december 1991 VNCI (1977-..), Handboek voor de chemische industrie, Samson H.D. Tjeenk Willink, Alphen aan den Rijn Vollbracht L., T. Veerman and J. Giesbeck (1976), Verfahren zur Herstellung von Poly-p-phenylenterephthalamid, Patent DE 2605531 C2 Vollbracht L. (1989), Synthesis by step polymerization, Comprehensive Polymer Science, Vol. 5, eds. G.C. Eastmond et al., Pergamon, Oxford, p. 375-386. VROM/Comprimo (1992), Integrale Milieutaakstelling Industrie (IMT) 1985, revisie 1992. VROM (1989), Nationaal milieubeleidsplan, Den Haag VROM (1991), Meerjarenplan gewasbescherming, Den Haag, mei 1991

B / 17

VROM (1992), Milieukwaliteitsdoelstellingen bodem en water, Tweede Kamer, vergaderjaar 1991-1992, 21990 en 21250, nr.3: Notitie MILBO.WA, SDU, Den Haag VROM (1993a), PCB-, PCT- en etheenbesluit Wms, Stb. 42 VROM/DGM/SVS (1993b), Startnotitie over het sluiten van de chloorketen, Den Haag, 27 augustus 1993 VROM (1993c), Implementatieplan halogeenkoolwaterstoffen, Den Haag VROM/IPO (1993d), Meerjarenplan verwijdering gevaarlijke afvalstoffen VROM (1993e), Milieuprogramma 1994-1997, Den Haag VROM (1993f), Stoffen en Normen 1993-1994, Overzicht van de belangrijkste normen in het milieubeleid, Samson H.D. Tjeenk Willink, Alphen aan den Rijn VROM/KVGO (1993g), Milieubeleidsovereenkomst grafische industrie en verpakkingsdrukkerijen, Den Haag VROM/DWL (1994a), Maatwerk voor mens en milieu, Op weg naar een meerjarenplan voor bestrijdingsmiddelen buiten de landbouw, Den Haag, februari 1994 VROM (1994b), Cijfers inzake afzet niet-landbouwbestrijdingsmiddelen (niet openbaar), Den Haag VROM (1994c), Mondelinge informatie dhr. Kwisthout inzake relatie verbruik en emissies halonen in 1990 VROM/IPO (1994e), Meerjarenplan verwijdering gevaarlijke tussentijdse aanpassing

afvalstoffen,

VROM (1995), MJP-H/Speerpuntennotaniet-landbouwbestrijdingsmiddelen, intern concept, Den Haag, 19 juni 1995 VVVF (1989), Grondstoffenverbruik Nederlandse Verfindustrie VVVF (1994), Brief dd. 11 oktober 1994 aan VNCI inzake gebruik HKW's en DCM in verf en verf afbijt

B / 18

WESP-document chemische wasserijen (concept), RIVM, 1994. Weterings, R & J.B. Opschoor (1994), Towards Environmental Indicators on the Notion of Environmental Space, publicatie nr. 96, RMNO, Rijswijk WHO, (1987), Air quality guidelines for Europa. WHO Regional Publications, European Series no. 23, Copenhagen WMO, (1989), Scientific assessment of stratospheric ozone. Volume I; report no. 20. WMO/UNEP, Geneva. WRR (Wetenschappelijke raad voor het regeringsbeleid, 1994), Duurzame risico's: een blijvend gegeven, Sdu, Den Haag Wunderink R., J. Coppoolse (1993), Rijn- en Noordzeeaktieprogramma, Industriële lozingen 1991, RIZA Nota 93.029, Lelystad ZMF (Zuidhollandse Milieufederatie e.a; 1991), Genoeg van chloor, september 1991

B / 19

B/20

BIJLA GE 2: CHLOORFRA CTIE EN MOLMASSA 'S CHLOOR VERBINDINGEN

C H C I F B f O N N a HCI Mathylehlorida Meliiytanachlorida Chloroform Tatrachloromathana CFC 13:ehlorotrifluoroma1hana CFC 12dichlorodifluoromatfiana CFC Hnrichlorofluoromalhana HCFC 21:diehk>rofluoronMtriana HCFC 22:chlorodifluoromatriaria Halon 1211:bromoehlorodif!uoromethana Monochloroatftana Oiehloroatham TrichloroatharM Tatraehloroathana Pantaehloroathana HaxachJoroatfiana Vinylchlorida PVC DichloroatrMiM Trien loroaihyfan* ParchloroaftylarM CFC 11S:chloropantafluoroa1tiana CFC 114:1,2-dichlorotairafluoro«ih4ne CFC 113:1.1,2-triehloro-1,2,2-trifluorc«thane HCFC 123:1,1
Ottw organochlorocompounda

2 2 2 2 2 2 2 2 2 2 2 2 2 2 2 2 2 2 2 2 3 3 3 3 3 3 3 4 4 4 4 4 4 6 6 S 6 6

1 1 3 1 2 2 1 3 4 1 2 3 1 2 1 1 1 S 1 4 2 3 3 2 4 1 S 6 3 1 2 1 2 2 1 3 4 1 2 3 1 2 1 1 3 2 3 1 1 1 1 7 1 6 2 S 3 S 1 4 2 1 1 S 1 9 1 8 2 6 2 S 3

5 4 3 3 4 1 2 3 4

S 1

e 5 S 5 4 3 2 1

e s a 2 2 3 2 2 2 2

3 2 1 1 2 2 1

5 3 6 2 2 0 0

1

s 1 2 3 4 5 S 1 3 2 1 1 3 3

1 1 1 2 2 2 2

1 1

mol. waight fradion Cl 38.48064 50.48752 84.83228 119.37704 153.82180 104.45891 120.91321 137.36750 10292274 86.46845 165.36451 64.51440 98.95916 133.40392 167.84868 20229344 238.73820 62.49652 61.49058 96.94328 131.38604 165.83260 154.46672 170.92101 187.37531 152J305S 136.47625 116.94962 100.49533 116.46991 136.47625 78.54128 112.98604 147.43080 76.52540 110.97016 186.48406 92.52480 9256616 127.01292 124.99704 159.44160 260.76020 88.53640 290.82984 112.55840 147.00316 181.44792 215.89268 250.33744 284.78220 80.51380 149.40332 128.98544 93.48938 116.47915 182.37890 185.36887 0.00000 0.00000

o.ooooo

9 1S S 6 10 4

1 1

0.00000 0.00000 316.48100 239.95560 0.00000 0.00000 0.00000

0.97236 0.70221 0.83485 0.89094 0.92192 0.33939 0.58642 0.77426 0.68892 0.41001 0.21439 0.S49S3 0.71651 0.79726 0.84487 0.87627 0.89853 056728 0.57655 0.73141 0.80950 6.6S514 0.22952 0.41484 0.56762 0.46364 0.2S977 0.60629 0.35278 0.30439 0.26977 0.45139 0.62756 0.72141 0.46328 .0.63896 0.19011 0.38317 0.38299 0.55825 0.56726 0.66707 0.81575 0.40043 0.73141 0.31497 0.48234 0.58616 0.65686 0.70810 0.74694 0.44033 0.71189 0.54972 0.37922 0.3O437 0.85500 0.57377 ERR ERR ERR ERR ERR 0.56011 0.59099 ERR ERR ERR

#

B/22

BIJLAGE 3:

BASISLIJST VAN 150 STOFFEN EN LIJST 40 STOFFEN

Door TNO en CML is een lijst van 40 stoffen opgesteld als hulpmiddel bij het terugredeneren van stoffen naar ketens. Het was de bedoeling een stoflijst te hebben, die gebruikt zou worden om in de ER-I en WEER terug te zoeken naar emittenten. Deze emittenten zouden in ieder geval in de studie worden meegenomen. Om tot een eerste inperking binnen de duizenden chloorhoudende verbindingen te komen is op basis van deskundigenoordeel van TNO en CML en literatuur een eerste lijst opgesteld van chloorverbindingen die mogelijk van belang kunnen zijn in de Nederlandse chloorchemie. Deze basislijst is weergegeven in tabel B3.2 en bestaat uit zo'n 150 stoffen. Het betreft stoffen die voorkomen op de lijst van prioritaire stoffen, de zwarte- en grijze lijst, of in andere (chloor)studies prioritair werden geacht [ECOTEC 1991, Bremmer 1988, Alwast 1993, IJC 1993, Kleijn 1990, VROM 1991, BKH 1994]. De Basislijst is verder ingedikt tot circa 40 stoffen waaraan in het kader van deze studie in elk geval aandacht zou worden besteed. Indikking vond plaats op de volgende wijze: op basis van enigszins gedateerde cijfers zijn 24 organische verbindingen uit de basislijst als bulkchemicalie geselecteerd [Bremmer 1988]; anorganische chlorides (zouten) zijn in principe niet meegenomen. , Hypochloriet is in verband met het optreden van mogelijke nevenproducten geselecteerd; stoffen die zowel voorkomen op de zwarte lijst en de lijst van prioritaire stoffen zijn eveneens geselecteerd [BKH 1993]; van de overige stoffen op de basislijst is de totaal-emissie voor Nederland volgens de Individuele Emissieregistratie opgevraagd. Per stof zijn door middel van vermenigvuldiging met LCA-classilïcatiefactoren bijdragen aan de milieuthema's berekend. Na prioriteitstelling is het aantal stoffen tot 50 aangevuld. De geschrapte stoffen droegen in totaal voor minder dan 5 % bij aan de totale score van de chloorketen op een milieuthema. Het was in eerste instantie de bedoeling voor de studie slechts circa 5 bestrijdingsmiddelen te selecteren. Tijdens uitvoering bleken echter goed toegankelijke cijfers over het totale Nederlands verbruik te bestaan. Daarom zijn alsnog alle circa 60 in Nederland toegepaste chloorhoudende middelen meegenomen. Tabel B3.1 geeft de uiteindelijke lijst van stoffen die in dit project als uitgangspunt is gehanteerd, exclusief bestrijdingsmiddelen. De kop boven de onderdelen van de lijst geeft aan op basis van welke criteria een stof gekozen is.

B/23

Tabel B3.1: Lijst van 40 stoffen

ORGANISCHE BULKCHEMICALIEN

Diversen

Cl

a-chloortolueen (benzylchloride)

monochloormethaan (methylchloride)

PVC

dichloormethaan (methyleen chloride)

fosgeen

trichloormethaan (chloroform) tetrachloormethaan (tetra)

ANORGANISCHE BULKCHEMICALIEN

trichloormonofluormethaan (CFK-11)

chloor

dichloordifluormethaan (CFK-12)

zoutzuur

monochloordifluormethaan (HCFK-22)

natriumhypochloriet (chloorbleekloog) titaantetrachloride

C2 monochloorethaan

ZWARTE/PRIORITAIRE STOFFEN

1,2-dichloorethaan (1,2-DCE)

hexachloorcyclohexaan

1,1,1 -trichloorethaan (1,1,1 -tri)

chlooranilines

monochlooretheen (vinylchloride)

chloorbenzenen

1,1-dichlooretheen (vinylideen)

chloorfenolen

trichlooretheen (tri)

dioxines

tetrachlooretheen (per)

PCB's en PCT's

trichloortrifluorethaan (CFK-113) dichloortetrafluorethaan (CFK-114)

STOFFEN UIT DE ER-I

C3

trichloorazijnzuur

1,2-dichloorpropaan

polychloorpropylethers

1,3-dichloorpropeen

HCFK 133

monochloorazijnzuur

3-chIoorpropeen (allylchloride)

HCFK 124

epichloorhydrine

HCFK 226

C4 2-chloor-1,3-butadieeen (chloropreen)

B/24

Tabel B3.2: Basislijst van 150 stoffen. nRr.ANisrHrHi.nnR Cl monochloormethaan (methylchloride) dichloormethaan (methyleen chloride) trichloormethaan (chloroform) tetrachloormethaan (tetra) trichloormonofluormethaan (CFK-11) dichloordifluormethaan (CFK-12) monochloortrifluormethaan (CFK-13) monochloordifluormethaan (HCFK-22) C2 monochloorethaan 1,2-dichloorethaan (1,2-DCE) 1,1-dichloorethaan 1,1,1 -trichloorethaan (1,1,1 -tri) 1,1,2-trichloorethaan 1,1,2,2-tetrachloorethaan 1,1,1,2-tetrachloorethaan pentachloorethaan hexachloorethaan monochlooretheen (vinylchloride) 1,1-dichlooretheen (vinylideen) 1,2-dichlooretheen trichlooretheen (tri) tetrachlooretheen (per) pentachloormonofluorethaan (CFK-111) trichloortrifluorethaan (CFK-113) dichloortetrafluorethaan (CFK-114) monochloorpentafluorethaan (CFK-115) 1,1 -dichloor-2,2,2-triftuorethaan (HCFK-123) 1,1 -dichloor-1 -fluorethaan (HCFK- 141b) l -chloor-1,1 .difluorethaan (HCFK-142b) l-chloor-2-propanol(propyleenchloorhydrine) C3 1-chloorpropaan 2-chloorpropaan 1,2-dichloorpropaan 1,3-dichIoorpropaan 1,2,3-trichloorpropaan 1,1,1 -trichloorpropaan 1,1,2-trichloorpropaam 1,2,2-trichloorpropaan tetra - octa chloorpropanen 3-chloorpropeen (allylchloride) 1,3-dichIoorpropeen andere chloorpropenen epichloorhydrine C4 1-chloorbutaan tert-butylchloride 1,4-dichloorbutaan 1,4-dichloor-2-buteen 3,4-dichloor-1 -büteen 2-chloor-l,3-butadieen (chloropreen) andere C4

o-dichloorbenzeen m-dichloorbenzeen p-dichloorbenzeen 1,2,4-trichIoorbenzeen 1,2,3-trichloorbenzeen 1,3,5-trichloorbenzeen tetrachloorbenzenen pentachloorbenzeen hexachloorbenzeen

CHLOORTOLUENEN o-chloorfenol p-chloorfenol a-chlooitolueen (benzylchloride) 2,4-dichloortolueen 3,4-dichloortolueen a,4-dichlortolueen (p-chloorbenzylchloride) p-chloorbenzalchloride a,ot,a-trichloortolueen (benzotrichloride) a,a,a,4-tetrachloortolueen (p-chloorbenzotrichloride) CHLOORFENOLEN o-chloorfenol p-chloorfenol 2,4-dichloorfenol 2,6-dichloorfenol 2,4,6-trichloorfenoI pentachloorfenol CHLOORCRESOLEN 4-chloor-o-cresol CHLOORANILINES CHLOORNITROBENZENEN o,m,p chloornitrobenzeen FENYLCHLOORSILANEN CHLOORPARAFFINEN CHLOORCARBONZUREN monochloorazij nzuur dichloorazijnzuur trichloorazijnzuur chloorazijnzuur-Na-zout trichloorazijnzuur-Na-zout 2-chloorpropionzuur 2,2-dichloorpropionzuur PVC chloropreen (neopreen) PCBs DIOXINES DIVERSEN

CYCLISCH, NIET AROMATISCH hexachloorcyclohexaan (HCH) andere cyclische niet aromatische CHLOORBENZENEN monochloorbenzeen

methylchlooracetaat chlolinechloride BESTRIJDINGSMIDDELEN DDT trifenylfosfin 4-chloor-2-methyl-fenoxyazijnzuur (MCPA) 4-chIoor-2-methyl-fenoxybutaanzuur(MCPB) Mecoprop (MCPP) 2,4-dichloorfenoxypropionzuur (2,4 dichloorprop ; 2,4-DP) 2,4-dichloorfenoxyazijnzuur (2,4-D) 2,4-dichloorfenyl-4'-nitrofenyIether (nitrofen) dichlofop-methyl bifenox 4-(2,4-dichloorfenoxy-boterzuur) (2,4-DB) prothiofos dichlóorfention chloorazijnzuurmethylester chlooracetamide chloorazijnzuurethylester 3,3'-dichIoorbenzidine o-chloornitroanisol 4,4'-dichloor-2-nitro-difenylether 4,4'-dichloor-2-amino-difenylether chloorfenson triadimefon (cl ?) fenson (cl ?) chlooracetylchloride methyldichlooracetaat benzoylprop-ethyl (cl ?) 2-chloorpropionzuurethylester polychloropreen 2,4,6-trichloor-l,3,5-triazine (cyanuric chloride) trichlooralkylfosfaat dichloorfosforzuurethylester O,0-dimethylthiofosforzuurchloride p.O-diethylthiofosforzuurchloride trimethylfosfiet triethylfosfiet trifenylfosfin N.B. De lijst bestrijdingsmiddelen is hier niet volledig; zie verder tabel 37.1 in segment 37

ANORGANISCH CHLOOR chloor chloraat chloriet ijzerchloride zoutzuur titaantetrachloride natriumhypochloriet (chloorbleekloog) fosfortrichloride fosforpentachloride fosforoxychloride fosforsulfochloride

fosgeen chloorcyanide broomchloordifluormethaan (halon 1211) polivinylideenchloride gechloreerde polyolefinen tereftaloyldichloride

B/25

B/26

BIJLAGE 4:

TOTAALEMISSIES STOFFEN EN SCORES OP THEMA 'S

Tabellen B4.2 - B4.5 geven de totaalemissies per stof en de scores op de thema's exclusief die van niet-landbouwbestrijdingsmiddelen (i.v.m. vertrouwelijkheid hoeveelheden). Emissies naar bodem, water en lucht zijn niet afzonderlijk gegeven. Daar emissies van stoffen niet scoren op het thema 'volume afvalstort' is voor dit thema geen kolom opgenomen (hierop scoren slechts PVC-afval, reststoffen van afvalverwerking en enkele procesafvalstromen). Daar bestrijdingsmiddelen slechts scoren op humane- en ecotoxiciteit zijn alleen die thema's weergegeven voor deze stoffen. Scores zijn gegeven voor 1990 en de situatie na uitvoering van het per 1 januari 1995 voorgenomen beleid. Behalve in de tabel met bestrijdingsmiddelen zijn de scores per thema na normalisatie op Nederlands totaal DTT gewogen opgeteld tot één maat. Deze kan gezien kan worden als de over de 8 thema's geïntegreerde milieubelasting voor de stof. De Nederlandse totaalscores op de thema's zijn volgens dezelfde procedure tot één maat geïntegreerd, die gezien kan worden als de totale over 8 thema's geïntegreerde Nederlandse milieubelasting. De geïntegreerde belasting van de stof is uitgedrukt als % van de geïntegreerde Nederlandse totaalbelasting. In de laatste kolom is dezelfde procedure herhaald, nu echter bij integratie van de scores van de stof over zeven thema's (zonder ozonlaagaantasting). Zo geeft de tabel voor 1,1,1 tri aan dat deze stof indicatief in de orde van grootte van 4,2 % bijdraagt aan het geïntegreerde Nederlandse totaalmilieuprobleem (over de 8 thema's). Dit wordt vooral veroorzaakt door de hoge ODP-waarde van 1,1,1 tri en de hoge weegfactor voor ozonlaagaantasting (zie deel III). Zonder ozonlaagaantasting draagt 1,1,1 tri slechts voor 0,0056 % bij aan de - nog steeds over 8 thema's - geïntegreerde Nederlandse totaalbelasting. De tabel geeft ook een indruk voor welke stoffen equivalentiefactoren onterecht ontbreken. Globaal gesproken zijn in de kolommen verzuring, ozonlaagaantasting, global warming scores nul omdat de equivalentiefactor voor de stof nul is. In de kolom smogvorming en stank ontbreken naar verwachting geen equivalentiefactoren van stoffen die per geëmitteerde eenheid hoog scoren. De score op ecotoxiciteit kent evidente onzekerheden. Voor humane toxiciteit zijn voor de meeste 'bekende' toxische stoffen zoals 1,2 EDC en dioxinen equivalentiefactóren aanwezig. Wanneer men (H)CFK's buiten beschouwing laat resteren er 17 orgarlochloorverbindingen die (mogelijk onterecht) bij gebrek aan equivalentiefactor niet scoren. Bestrijdingsmiddelen worden hierbij buiten beschouwing gelaten. Enerzijds blijkt uit de beschrijving bij ecotoxiciteit reeds dat voor deze stoffen de LCAbeoordeling evidente onzekerheden kent; anderzijds bestaat hiervoor reeds het B/27

toelatingsbeleid. Hier wordt tentatief aangegeven, welke onzekerheden het ontbreken van equivalentiefactoren voor de resterende 17 stoffen met zich mee brengt. Tabel B4.1 geeft de belangrijkste niet-gescoorde stoffen in 1990 en in de toekomstige situatie. Uit de tabel blijkt dat 1,1,1-trichloorethaan en monochloormethaan qua volume het belangrijkst zijn. Andere stoffen zijn goed voor een emissie van 0,1 kton chloor. De mogelijke orde-grootte van de score van de ontbrekende stoffen is als volgt ingeschat: de VR's en MTR's afgeleid voor 1,1,1 -trichloorethaan zijn vergelijkbaar met die voor trichlooretheen [Janus, 1994]. Als werkhypothese wordt voor 1,1,1-tri daarom de equivalentiefactor voor trichlooretheen gebruikt; methylchloride is een stof, die in grote hoeveelheden bij natuurlijke processen vrijkomt (b.v. van maritieme en vulkanische oorsprong). Sommige schattingen gaan er van uit, dat de antropogene emissie slechts 4 % is van natuurlijke bronnen [Ecotec, 1991]. Bij gebrek aan beter is een equivalentiefactor aangehouden van dezelfde grootte-orde is als DCM, trichlooretheen en PER; uit tabel B4.2 blijkt dat 1 kiloton van een stof een score van circa 0,1 (voor DCM) tot ruim 3 (voor 1,2 EDC) oplevert, behalve voor de stoffen PCB's, ECH, hexachlóorbenzeen en dioxinen. Als werkhypothese is aangenomen dat voor dergelijke zeer toxische stoffen geen equivalentiefactoren ontbreken. Daarom is aangenomen dat de overige stoffen een equivalentiefactor hebben die tussen 0,1 en 3 ligt. Voor de volledigheid wordt opgemerkt dat in bovenstaande schatting eenvoudigheidshalve gebruik gemaakt is van een aanname voor een gemiddelde classificatiefactor voor humane toxiciteit voor lucht, water en bodem. De 'gemiste' score bedraagt in 1990 mogelijk 0,32 - 0,61, bij een totaalscore op humane toxiciteit van ruim 7 kton/jr. Voor de toekomstige situatie bedraagt de 'gemiste' score mogelijk 0,03 - 0,31, bij een totaalscore op humane toxiciteit van 2 kton/jr. Dit betekent dat in 1990 de score mogelijk met 5 - 10 %, en in de toekomstige situatie met 2-15 % kan zijn onderschat.

B/28

Tabel B4.1:

Stof

1,1,1 tri methylchloride

Tentatieve analyse van de onzekerheid in de score op humane toxiciteit als gevolg van ontbrekende equivalentiefactoren Tentatieve equi- 1990 valentiefactor Emissie (kt Cl/jr) (ton/ton chloor) 0,07 0,08

overige stof- 0,1 - 3 fen Totaal

Na beleid Score (kt/jr)

Emissie (kt Cl/jr)

Score (kt/jr)

4,16

0,29

0,003

0,0

0,25

0,02

0,25

0,02

0,1

0,01-0,3

0,1

0,01-0,3

0,32-0,61

0,03-0,31

B/29

Tabel B4.2:

Quantity kton Cl vinylchloride trichloroethene trichlorobenzene tetrachloromethane TEQ TCPE PPHE PER pentachlorophenol PCB monochlorobenzene monochloroacetic acid+salt methylchloride hexachlorobutadiene hexachlorobenzene HCI HCFC 22 HCFC 21 HCFC 142b HCFC 133b HCFC 124 HCFC 123 Halon 1211 ethylchloride epichlorohydrin dichlorotoluene dichloromethane chloroform chlorine CFC13 CFC12 CFC115 CFC114 CFC113 CFC11 allylchloride 2-chloropropane 2-chloro-1,1,1,3,3,3-hexafluor 2,3-dichloropropene 1-chloropropane 1 -chloro-1,2,2,-trifluoroetheno 1-chloro-1,2,2,2-tetrafluoroeth 1,4-dichlorobenzene 1,3-dichloropropene 1,3-dichlorobenzene 1,3-dichloro-2-propanol 1,2-dichloropropane 1,2-dichloroethane 1,2-dichlorobenzene 1,2,4-trichlorobenzene 1,2,3-trichloropropane 1,1 -dichloroethene 1,1,2-trichloroethane 1,1,1-trichloroethane

Totale emissies en scores chloorverbindingen in 1990, excl. bestrijdingsmiddelen

HumToxA iAqEcoTox t Acidific <3zonDep. 1000 m3 kton kton kton

0,152816 0,32378 0,7078916 0,0501551 4.1E-07 0 0,3858654 0,7927765 6.186E-07 2,0357259 0 0 1,8872836 0,107226 0,0133 0,022 7.8E-05 0,02886 0,0440896 0,015337 0 0.249 0 4.2E-08 0 1.951E-07 1.492E-06 6,7047592 0 0,67 0 0,000342 0 0.086 0 0 0 0 0 0.012575 0 0,0454 0 0 0,0241422 0,07737 0 5,490334 0,454034 0,1630821 0.21G6719 0,024004 0,0508702 0,00612 0 0,59222 0,0222382 0.024 0 0,0538 0 0.784571 0 2.036617 0 0,136 0 0,0308 0 0 0 0,0543 0 0,116 0 0.040092 0,0079753 0,00764 0 2.7E-05 0 0,003893 0 0,920584 3,0708455 0,00972 0,0037812 3E-06 2.92E-05 0 0,00103 0 0,00143 0 4,16289 0

0 0 2669,672 0 0,581 0 14,3056 0 0 0 0 0 0 0 510,9503 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0,566 0 13,87 0 0 6.08563 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 397.83 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 3,68 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 119,04 0

0 0 0 0,45013 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0,0899 0 0,0158 0 0 0 0,898 0 0 0 0 0 0 0 1,00932 0,0523 0.1039 1,47011 2,6306 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0,62154

. Sommige emissiecijfers in verband met vertrouwelijkheid niet gegeven

B/30

GlobWarm 'OzonFrm. iOdorFrm. kton kton 1000 m3 0 0 0 0 0.053895 209090 0 0 0 540,8 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0.0109108 262499.14 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 13,870002 0 0 0 0 2615 0 0 0 0 0 439 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 98,159 0.065444 10227,9 4,5161 0 0 0 0 0 0 235 0 7162 0 0 0 732 0 0 909 0 6185.5 0 0 0 8939 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 142 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 518,464 i0.0051846 976830

DTT

4.725E-04 5.285E-03 1.167E-07 3.024E+00 2,971 E-03 O.OOOE+OO O.OOOE+00 1,241 E-03 3.210E-05 4.211E-05 2.238E-05 O.OOOE+OO 0.0O0E+OO 1.137E-07 2,791 E-06 3.115E-02 6.280E-O1 O.OOOE+OO 1.102E-O1 0.000E+00 O.OOOE+00 O.OOOE+00 6.020E+00 O.OOOE+OO 1.129E-04 0.O00E+OO 7,251 E-03 4.398E-04 7.423E-05 2.273E-03 6.835E+00 3.577E-01 7.053E-O1 9.915E+00 1.772E+01 1.985E-04 O.OOOE+OO 0.000E+00 0,OOOE+00 O.OOOE+OO 0.O00E+O0 0.0O0E+O0 1.164E-05 O.OOOE+OO 6.221 E-08 0.O0OE+OO 0.O00E+OO 4.482E-03 5.518E-06 4,261 E-08 0.OO0E+0O O.OOOE+OO 0.O0OE+OO 4.172E+00

DTT ex ozon

4.725E-04 5,2S5E-03 1.167E-07 6.392E-03 2,971 E-03 0.0O0E+00 O.OOOE+00 1,241 E-03 3.210E-05 4.211E-05 2.238E-05 0.000E+00 0.0O0E+00 1.137E-07 2.791 E-06 3.115E-02 2.530E-02 0.000E+00 4.247E-03 0.000E+00 O.OOOE+00 O.OOOE+00 O.OOOE+00 O.OOOE+OO 1.129E-04 0.0O0E+0O 7,251 E-03 4.398E-04 7.423E-05 2.273E-03 6.932E-02 7.082E-03 8.794E-03 5.984E-02 8.648E-02 1.985E-04 O.OOOE+OO O.OO0E+0Ó O.OOOE+00 O.OOOE+00 0.0O0E+O0 O.OOOE+00 1.164E-05 O.OOOE+00 6,221 E-08 0,O00E+00 O.OOOE+OO 4.482E-03 5.518E-06 4.261 E-08 O.OOOE+OO 0,0OOE+OO 0,O00E+00 5.643E-03

Totale emissies en scores chloorverbindingen na vastgesteld beleid, excl. bestrijdingsmiddelen

Quantity Won Cl

HumToxA AqEcoTox Won 1000 m3

vinytehloride trichloroelhene trichlorobenzene tetrachloromethane TEQ TCPE PPHE PER penlachloropheiiol PCB monochtorobenzene monochloroacetic acid+salt methylchloride hexachlorobutadiene hexachlorobenzene HCI HCFC 22 HCFC21 HCFC 142b H C F C 133b HCFC 124 HCFC 123 Hak>n1211 ethyichloride epichlorohydrin dichlorotoluene dichloromethane chloroform chlorine CFC13 CFC12 CFC115 CFC114 CFC113 CFC11 alrytchlorido 2-chloropropane 2-chloro-1,1,1,3,3,3-hexafluoropropane 2,3-dichloropropene 1-chloropropane

4.S52E-02 0,09638 2.937E-01 0.0219243 4.10ÖE-07 0 2.936E-02 0.0583121 5.590E-08 0,1821929 0 0 6.S84E-01 0,0372292 9.300E-03 0,0154 1.800E-OS 0,00349 4.40SE-02 0,0153244 0 2.420E-01 0 0,000E+O0 0 1.490E-07 1.14E-05 5.098E-01 0 8.390E-02 0 2.540E-04 0 O.OOOE+00 0 4.140E-02 0 8.820E-02 0 1.160E-02 0 O.OOOE+00 0 0 2.305E-02 0,0738738 0 2.823E+00 0,2336105 3.800E-O2 0,0439835 1.729E-02 0,0351809 6.120E-03 0 1.040E-02 0,0003906 O.OOOE+OO 0 0.000E+00 0 8.880E-04 0 3.546E-01 0.0741 0 2.370E-02 0 0 0

1,4-dichlorobenzene 1,3-dichloropropefie 1,3-dichlorobenzene 1,3-dichloro-2-propanol 1,2-dichloropropane 1,2-dichloroethane 1 ,2-dichlorobenzene 1,2,4-trichlorobe reene 1,2,3-tnchloropropane

4.009E-02 0,0079753 5.760E-03 0 2.71E-05 0 3.013E-03 0 2.872E-01 0.9476466 9.720E-03 0,0037812 3.000E-06 2.92E-05 0

1,1,1-trichloroethane

2.620E-O3

o

Acidific Won

OzonOsp. GlobWarm OzonFrm. OdorFrm. Won Won Won 1000 m3

o o o

0 0 158,52 0 0,581 0 13,1297 0,03249 0 0 0 0 0 0 0 0 161,3936 0 0 0 0 0 0 0 0 10,6 0 0.46143 0 0 0,0113 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0,00747 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 327,2827 0 0 0 0 0 0 0,017787 0 0 0 0 0 0.00167 0 0,45832 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0

o o o o o o o o o o o

o o o o o o

o

o o o o o o o o o o o o o o

0 0 0 0 0 6,03 0 0 0

0 0 o 0 0,023724 92162 0 0 0 39,06 0 0 0 0 0 O 0 0 0 0 0 0 0,0038059 91769,11 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 o 0 0 o 10,600001 0 o 0 327 o 0 0 o 0 0 o 0 0 o 0 149 o 0 0 o 0 0 o 0 0 o 0 0 o 0 0 o 0 50,511 0,033714 5266,4 0 0 1,01553 0 0 0 0 0 235 0 0 126,09 0 O 0 0 O 0 0 0 7,04 0 0 1551,95 O O 0 0 o 0 0 o 0 O o 0 0 o 0

0

-

OTT

D T T ex ozon

1.406E-04 2.122E-03 1.167E-07 2.183E-01 2.659E-04 0.000E+00 0.00OE+O0 4.293E-04 2.247E-05 5,093E-O6 2.236E-05 0,000E+0O 0.OO0E+O0 0.000E+O0 2.133E-06 2.362E-03 7,891 E-02 0.000E+O0 0.000E+00 O.OOOE+00 5.152E-02 0.000E+00 O.OOOE+OO 0.O00E+O0 1.078E-O4 0.000E+O0 3.734E-03 1.470E-O4 5.134E-05 2.273E-03 1.205E-01 0,OOOE+00 O.OOOE+OO 1.126E-02 3.087E+00 1.081E-04 O.OOOE+OO O.OOOE+00 0.000E+0O O.OOOE+00

1.406E-04 2.122E-03 1.167E-07 4.656E-04 2.659E-04 O.OOOE+00 O.OOOE+00 4.293E-04 2.247E-05 5.093E-06 2.236E-0S O.OOOE+00 0.000E+O0 O.OOOE+00 2.133E-06 2.362E-03 3.163E-03 O.OOOE+00 O.OOOE+00 O.OOOE+OO 1.441E-03 O.OOOE+00 O.OOOE+00 0.000E+O0 1.078E-04 0.000E+00 3.734E-03 1.470E-04 5.134E-05 2.273E-03 1.220E-03 O.OOOE+00 0.000E+00 6.811E-05 1.501E-02 1.081E-04 O.0O0E+O0 0,OOOE+00 O.OOOE+00 0,OOOE+00

0 0 0 0 0 0 0 0 0

0 0 0 0 0 0 0 0 0

0 0 0 0 0 0 0 0 0

0 0 0 0 0 0 0 0

0 0 143 0 O 0 0 0 0

1.164E-05 O.OOOE+00 6,251 E-08 0.000E+O0 O.OOOE+00 1.384E-03 5.518E-06 4,261 E-08 O.OOOE+OO

1.164E-05 0.O0OE+O0 6.251E-08 0,OOOE+00 O.OOOE+00 1.384E-03 5.518E-06 4.261E-08 O.O0OE+O0

0

0,000394

0,328

3.28E-06

620

2.645E-03

3.555E-06

N . B . S o m m i g e emissiecijfers in verband m e t v e r t r o u w e l i j k h e i d niet g e g e v e n

B/31

Tabel B4.4:

Totale emissies en scores landbouwbestrijdingsmiddelen in 1990 HumTox (kton)

lindane 2,4-D ohlortolurol dichlorovos linuron monolinuron chloorprofam simazin trichlorofon chlofentezin vinchlozolin hexythiazox tolclofos-methyl tolylfluanide tri-allaat tridimefon triadimenol triforine anilazin atrazin bifenox captan chloorbromuron chlorfenvinphos chlormequat chloropyrifos chlorthalonil cyanazin oypermethrin dichlofluanide dichloropropene dicofol dienofchloor diflubenzuron diuron ethefon etridiazool fenarimol fenvalerate fluroxypyr heptenofos iprodione MCPA MCPP metazachloor metolachloor metoxuron penconazool pencycuron permethrin proohloraz procymidon propachloro propazin propiconazool propyzamide pyridaat quintozene Total

B/32

0,065459 4,51 E-07 0 0,000274 0 0 0 0,00148 4.72E-06 0 4.55E-05 0 0 6.97E-05 0 2.64E-07 3.88E-06 3.33E-06 5,98E-05 0,54598 0 0,000109 0 0,000143 8.98E-05 0,000254 0,000576 0,000496 1,71 E-07 7.54E-09 0 3.36E-06 0 2.84E-06 0 0 0 0 2.04E-06 0 0 2.39E-05 0 0 0 0 0 0 0 2.69E-06 0,000193 2.57E-06 0 0,000447 8.73E-06 0 0 0,000113 0,61584775

AqEcoTox (1000 m3) 482 11,9 0 773000 4400 0 0 1050 16300 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 8600 0 71500 0 0 0 0 0 0 735 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 42300 68800 0 0 0 0 0 33500 0 0 7120 0 0 0 0 0 1027798,9

TerEooTx (kton) 24800000 1740000 0 497000 0 0 0 0 22500 0 0 0 0 0 0 1020 0 0 0 25500000 0 1790000 0 7790 390000 78900000 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 133648310

Tabel B4.5:

Totale emissies en scores landbouwbestrijdingsmiddelen na vastgesteld beleid HumTox (kton)

lindane 2,4-D chlortolurol dichlorovos linuron monolinuron chloorprofam simazin trichlorofon chlofentezin vinchlozolin hexythiazox tololofos-methyl tolylfluanide tn-allaat tridimefon triadimenol triforine anilazin a trazin bifenox captan chloorbromuron chlorfenvinphos chlormequat chloropyrifos chlorothalonil cyanazin cypermethrin dichlofluanide dichloropropene dicofol dienochloor diflubenzuron diuron ethefon etridiazool fenarimol fenvalerate fluroxypyr heptenofos iprodione MCPA MCPP metazachloor metolachloor metoxuron penconazool pencycuron permethrin prochloraz procymidon propachlor propazin propiconazool propyzamide pyridaat quintozene Total

0,039235 2,71 E-07 0 0,000165 0 0 0 0,000886 2.83E-06 0 2.73E-05 0 0 4.18E-05 0 1.58E-07 2.33E-06 2E-06 3.59E-05 0,327588 0 6.55E-05 0 8.59E-05 5.39E-05 0,000152 0,000345 0,000298 1.02E-07 4.52E-09 0 2.02E-06 0 1.7E-06 0 0 0 0 1,22E-06 0 0 1.44E-05 0 0 0 0 0 0 0 1.61E-06 0,000116 1.54E-06 0 0,000268 5.24E-06 0 0 6.79E-05 0,3694666255

AqEcoTox (1000m3) 289 7,13 0 464000 2640 0 0 633 9760 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 5160 0 42900 0 0 0 0 0 0 441 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 25400 41300 0 0 0 0 0 20100 0 0 25100 0 0 0 0 0 637730,13

TerEcoTx (kton)

'

14900000 1040000 0 298000 0 0 0 0 13500 0 0 0 0 0 0 610 0 0 0 15300000 0 1070000 0 4680 234000 47300000 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 80160790

B/33

B/34

BIJLAGE 5: ADI AMvB AOO AP AVI AWZI BMP BSA CBS CML CWZ ECA ECT EG, EC, EU EPA ER EZ GEP GWP HTP IBC IMA IMT IPCC KWD LCA LMA LVM MAC , MER MJP-G MJP-H MTR • NEC NEFYTO NEI NER NVZ ODP PBT's PEC

LIJST VAN AFKORTINGEN Acceptable Daily Intake Algemene Maatregel van Bestuur Afvaloverlegorgaan Acidification Potential Afvalverbrandingsinstallatie Afvalwaterzuiveringsinstallatie Bedrijfsmilieuplan Bouw- en sloopafval; (TNO-)Beleidsstudies en Advies Centraal Bureau voor Statistiek Centrum voor Milieukunde Leiden Centrale Waterzuiveringsinstallatie Ecotoxicologische classificatiefactor voor aquatische ecosystemen Ecotoxicologische classificatiefactor voor terrestrische ecosystemen Europese Gemeenschap/Unie Environmental Protection Agency Emissieregistratie Ministerie van Economische Zaken General Electric Plastic Global Warming Potential Hu man Toxicity Potential Isoleren, Beheersen, Controleren Informatie- en meldpunt afvalstoffen Integrale Milieutaakstelling International Panel on Climate Change Kantoor-, winkel- en diensten afval Levenscyclusanalyse Landelijk Meldpunt Afvalstoffen; sinds 1994: IMA Limburgse Vinyl Maatschappij Maximaal Aanvaarde Concentratie Milieu Effectenrapportage Meerjarenprogramma Gewasbescherming Meerjarenplan voor bestrijdingsmiddelen buiten de landbouw Maximaal toelaatbaar risiconiveau No (adverse) Effect Concentration Nederlandse Vereniging voor Fytofarmacie No-effect Intake Nederlandse Emissierichtlijnen Nederlandse Vereniging van Zeepfabrikanten Ozon depletion potential Persistente, bioaccumulerende en toxische stoffen Predicted Environmental Concentration

B/35

RAP/NAP RIVM RIZA RGR RWZI SNC SNM SNR SPIN TDI. TEQ TETP TNO UBS USES V en W VHCP VNCI V.O.F. VR VROM VVVF WIER

Rijn- en Noordzeeaktieprogramma Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieuhygiëne Rijksinstituut voor Integraal Zoetwaterbeheer en Afvalwater Rookgasreinigingsresidu Rioolwaterzuiveringsinstallatie Shell Nederland Chemie Stichting Natuur en Milieu Shell Nederland Raffinaderij Samenwerkingsproject Industriële procesbeschrijvingen in Nederland Tolerable Daily Intake Toxiciteitsequivalent Terrestrial EcoToxicity Potential Nederlandse organisatie voor Toegepast Natuurwetenschappelijk Onderzoek Uniform beoordelingssysteem stoffen (= USES) Uniform system for the evaluation of substances Ministerie van Verkeer en Waterstaat Vereninging van Handelaren in Chemische Produkten Vereniging van Nederlandse Chemische Industrie Vennootschap onder firma Verwaarloosbaar risiconiveau Ministerie van Volkshuisvesting, Ruimtelijke Ordening en Milieubeheer Vereniging van Verf- en Drukinktfabrikanten Registratie-stysteem RIZA voor lozingen naar water

Afkortingen chemische bindingen AC AOX BPA CFK (C)FKWS CHC's CMC DADPM DCB DCH DCM DD ECH EDA EDC B/36

Allylchloride Adsorbeerbaar organische halogenen Bisphenolaceton Chloorfluorkoolstoffen (Chloor)fluorkoolwaterstoffen Chloorkoolwaterstoffen (chlorinated hydrocarbons) Carboxymethylcellulose Diaminodifenylmethaan Dichloorbenzeen Dichloorhydrine Dichloormethaan Dichloorpropaan en dichloorpropeen Epichloorhydrine Ethyleendiamine Ethyleendichloride

EOCI EOX FGZ HCB HCBd HCFK HCPX HFP HKW KWS(T) MCA MCB MCPA MGPP MDI NMP NNB PCB PCP PDA PER PFIB PTFE PVC TCB TCDD T-CMC TCP TDC TET TFE TFZ VCM VDCM VOS Z-CMC

Extraheerbaar organisch chloor Extraheerbaar organische halogenen Fenyl-glycylchloride Hexachloorbenzeen Hexach loorbutadieen Waterstof chloor fluor koolstof Hexachloor para-xyleen Hexafluoropropeen Halogeenkoolwaterstoffen Koolwaterstoffen Monochloorazijnzuur Monochloorbenzeen 4-Chloor-2-methyl-phenoxyazijnzuur 4-Chloor-2-methyl-phenoxypropionzuur Methyleendifenyldiisocyanaat N-methylpyrrolidon Niet nader benoemd Polychloorbifynyl Pentachloorfenol p-Fenyleendiamine Tetrachlooretheen Perfluorisobuteen Polyfluoretheen Polyvinylchloride Trichloorbenzeen Dioxinen Technisch zuiver CMC

Trichloorpropaan Terephtaalzuurdichloride Tetra Tetrafluoretheen Tereftaalzuur Vinylchloride monomeer Vinylideen chloride Vluchtige Organische Stoffen Zuiver CMC

B/38

BIJLAGE 6: ENKELE DEFINITIES Chloormicro's

Niet geïdentificeerde emissies waarvan de schadelijkheid of de onschadelijkheid nog niet is aangetoond.

Deelketen:

alle produktie- en verbruiksprocessen die in de chloorketen volgen op de produktie van een basischemicalie met chloor, inclusief deze produktie zelf; feitelijk een 'tak' uit het schema op de uitklappagina

Emissie:

uitstoot van een stof uit een produktieproces of verbruikstoepassing naar het milieu (bodem, water of lucht), exclusief uitstroom van chloride (zout) naar water.

Nederlandse totaalscore: (totale geïntegreerde) Nederlandse milieubelasting:

score van alle Nederlandse emissies (zowel chloorvrij als chloorhoudend) op een thema

getal berekend door (al dan niet gewogen) sommatie van de genormalisseerde Nederlandse totaalscores per thema

Normalisatie:

het uitdrukken van de score van een emissie op een thema als fractie van de Nederlandse totaalscore op dat thema.

PBT's:

niet getraceere emissies van persistente, bioaccumulerende en toxische stoffen.

Proces:

produktieproces of een verbruikstoepassing waarin een chloorverbinding voor één bepaalde toepassing wordt ingezet

Segmentgroep:

cluster van een aantal produktieprocessen of verbruikstoepassingen in de chloorketen t.b.v. weergave scores in figuur 4.4.4-4.4.11. Grondslag voor clustering was een overlap in milieu-effect (b.v. de procesgroep CFK's), of een sterke feitenlijke verwevenheid van processen (b.v. produktie AC/ECH/epoxy) B/39

Score:

getal berekend volgens de LCA-classificatiemethode van het CML die de bijdrage van een emissie aan een milieuthema

Segment:

produktie- of verbruiksproces, danwei cluster van een aantal produktie- of verbruiksprocessen die in de chloorketen direct met elkaar zijn verbonden; deze indeling was de grondslag voor de beschrijving in deel II

Uitstroom:

uitstoot van alle chloorhoudende verbindingen naar het milieu uit een proces, inclusief chloride (zout) naar water

B/40

BIJLAGE 7:

LEDEN BEGELEIDINGSCOMMISSIE, TECHNISCHE WERKGROEP EN KLANKBORDGROEP

Begeleidingscommissie: drs. C.J, v. Kuijen (VROM/DGM/SVS), voorzitter tot oktober 1994 dr. C.M. Plug (VROM/DGM/SVS), voorzitter vanaf oktober 1994 ir. M. Bovenkerk (VROM/DGM/SVS), secretaris ir. V. Bakker (RIZA) ir. L. Koster (Shell Nederland) ir. J.L.J. Meersseman (Solvay Chemie B.V., vanaf juni 1995) ing. CM. Moons (VROM/DGM/B) ir. W.C.J. Quik (VNCI) ir. H.J.C. Scheffers (Akzo Nobel, vanaf september 1994) dr. ir. H.A.C.M. Spaas (DOW Europe N.V.) ir. J.A. Wesseldijk (Akzo Nobel, tot september 1994) drs. B.J. Witmont (EZ) Technische werkgroep: ir. M. Bovenkerk (VROM/DGM/SVS), voorzitter ir. G.J. Alders (Akzo Nobel) ir. M.A.M. Augustijn (Solvay Chemie B.V.) ir. V. Bakker (RIZA) ir. W. Blanken (VNCI) drs. H. Flier (Akzo Nobel) ir. P. Bogaerts (DOW Benelux; tot juli 1994) P. Ootes (DOW Benelux; vanaf juli 1994) drs. E.T.H. Vink (DOW Benelux; vanaf juli 1994)) ir. A.L. Mooiweer (Shell Nederland Chemie) DGM-interne klankbordgroep: ing. M.M.J. Allessie (VROM/DGM/A) D. v.d. Brand (VROM/DGM/SVS) drs. M.A. v.d. Gaag (VROM/DGM/DWL) drs. M.M. de Hoog (VROM/DGM/IBPC) mw. drs. M.T.V. de Jong (VROM/DGM/IBPC) ir. H. Wijnen (VROM/DGM/IBPC) ir. P.T.J. v.d. Zandt (VROM/DGM/SVS) Leden van de klankbordgroep bezochten afhankelijk van de geagendeerde onderwerpen vergaderingen van de Technische werkgroep. Vergaderingen van Begeleidingscommissie en Technische werkgroep werden vanuit TNO en CML bijgewoond door: drs. ing. R. Kleijn (CML) drs. A. Tukker (TNO) drs. E.v.d. Voet (CML) B/41

B/42

BIJLAGE 8: PEER-REVIEW Opmerking: dit peer-review heeft betrekking op de op een na laatste versie van de studie, die op 3 augustus 1995 aan het peer-review panel is gestuurd. Het panel heeft geen overleg gehad met de onderzoeksinstituten, de opdrachtgever en de leden van de begeleidingscommissie over de formulering van het review. De hier integraal overgenomen tekst is onafhankelijk door het panel vastgesteld. Het voorwoord bij dit rapport geeft weer hoe met de opmerkingen van het peerreview is omgegaan. De peers zijn niet gevraagd een beoordeling over het aangepaste rapport uit te spreken.

B/43

Peer-review 'Het sluiten van de chloorketen' Apeldoorn, 17-18 augustus 1995

Definitieve versie, 19 september 1995

k

Leden peer-reviewcommissie Prof. dr. H.A.J. Govers Prof. dr. W.A. Hafkamp Prof. dr. J.H. Koeman (voorzitter) Prof. dr. A. van der Meiden drs. H.J.W. Sas rapportage: drs. F.G.P. Corten Onderwerp peer review Een chloorbalans voor Nederland A. Tukker (TNO), R. Kleijn (CML), E. v.d. Voet (CML) Apeldoorn/Leiden, 1995

Peer-review 'Het sluiten van de chióorketen'

Inleiding Op 17 en 18 augustus 1995 heeft het peer-review 'Het sluiten van de chióorketen' plaatsgevonden. Een daartoe aangewezen commissie heeft zich een oordeel gevormd over de studie 'Een chloorbalans voor Nederland'. Dit rapport vormt het verslag van de werkzaamheden van de commissie. In het eerste hoofdstuk wordt de samenstelling van de commissie en het onderwerp van het peer review met bijbehorende stukken beschreven. Hoofdstuk 2 beschrijft de opdracht die aan de commissie is gesteld, hoofdstuk 3 de praktische werkwijze die de commissie heeft gevolgd. In hoofdstuk 4 volgt de bespreking van de studie met achtereenvolgens het commentaar op vraagstelling, uitvoering van het onderzoek en de formulering van de conclusies. In hoofdstuk 5 geeft de commissie enige aanbevelingen voor het vervolg van de strategische verkenning. Samenstelling peerreviewcommissie De samenstelling van de commissie is als volgt: Prof. dr. H.AJ. Govers, Universiteit van Amsterdam, Vakgroep Milieu- en Toxicologische Chemie (hoogleraar milieuchemie); Prof. dr. W.A. Hafkamp, Erasmus Universiteit, Vakgroep Milieukunde, (hoogleraar milieukunde); Prof. dr. J.H. Koeman, Landbouw Universiteit, Vakgroep Toxicologie (hoogleraar toxicologie); - Prof. dr. A. van der Meiden, Amersfoort, (emeritus hoogleraar public relations); - drs. H.J.W. Sas, Centrum voor energiebesparing en schone technologie (CE), Delft (senior projectmedewerker materialen en afvalstoffen). De rapportage is verzorgd door drs. F.G.P. Corten, CE, Delft (projectmedewerker beleidsstudies). Onderwerp studie Het peer-review betreft fase 1 van een strategische verkenning naar het sluiten van de chióorketen. In maart 1993 heeft het ministerie van VROM een dergelijke verkenning toegezegd aan de Vaste Commissie voor Milieubeheer van de Tweede Kamer. Doel van de verkenning is een overall beeld te geven van de Nederlandse chióorketen, lekken daarin en de (on)mogelijkheden om deze te sluiten. In fase 1 van de verkenning worden de lekken uit de chióorketen geïnventariseerd. Het peer-review neemt het eindrapport van fase 1 ais basis:

- Fsar-rmaew 'Hat *Jun«n van da chloorketsn', «apt. 1995 -

3

Een ehloorbalans voor Nederland. A. Tukker (TNO studiecentrum voor Technologie en Beleid}, R. Klei/n (Centrum voor Milieukunde Leiden), E. v.d. Voet (Centrum voor Milieukunde Leiden). Eindconcept voor peer-review, 31 juli 1995 Deel I Hoofdrapport Deel II Stofdocumenten Deel lil Achtergronden Errata dd. 14 augustus 1995 Daarnaast heeft de commissie kennisgenomen van de zes bijlagen bij de opdrachtbrief aan de verschillende peers en aan de rapporteur: 1 Agenda en verslag van het vooroverleg dd. 25 april 1995 over het peer-review. 2 Startnotitie over het sluiten van de chloorketen dd. 27 augustus 1993, opgesteld door de directie Stoffen, Veiligheid en Straling van het ministerie van VROM/DGM (met drie bijlagen). 3 Gezamenlijk projectvoorstel van TNO en CML 'Sluiten van de chloorketen', onderzoek naar lekken in de chloorketen en de daaraan verbonden risico's dd. 30 juli 1993 met aanbiedingsbrief dd. 2 augustus 1993. 4 Gezamenlijke offerte van TNO en CML 'Tussenfase chloorketenstudie' dd. 19 oktober 1994. 5 Gezamenlijke offerte van TNO en CML 'Uitbreiding tussenfase chloorketenstudie' dd. 24 maart 1995 (met bijlage) en aanbiedingsbrief dd. 24 maan 1995. Deze offerte bevat een hoofdstuk over het peer review 1 . 6 Guidelines for Life-Cycle Assessment: A 'Code of Practice', Edition 1> Chapter 7: 'Peer Review' (from the workshop held at Sesimbra, Portugal, 31 March - 3 April 1993).

Opdracht aan de peer-commissie Het Ministerie van VROM heeft bij het verlenen van de opdracht aan de peer-commissieleden voor de taakstelling verwezen naar bovengenoemde zes bijlagen, in dit hoofdstuk zijn de belangrijkste taakstellende elementen daaruit bijeengebracht.

Hierin wordt o.a. vermeld dat door de induatrieleden in de begeleidingscommissie ia verzocht om uitvoering van een onafhankelijk peerreview, om het draagvlak en de credibility van de studie verd-.jr te vergroten. TNO en CML bevelen aan 'leden in de peer review commissie te benoemen op basis van een in brede kring erkend wetenschappelijk gezag op terreinen die voor de chloorketenstudie relevant zijn'. Verder bevelen zij aan 'dat de peers met een breed spectrum aan maatschappelijke stellingnames -ten aanzien yan de chloorchemie kunnen worden geïdentificeerd'. Tenslotte wordt hier vermeld dat de rapportage van de peers als 'een als afzonderlijk produkt herkenbare bijlage' zal worden opgenomen in het (uitgebreide) rapport van fase 1.

4

- Peer review 'Het sluiten van de chloorketen', sept. 1995 •

£n hei vooroverseo over het peer review tussen financier (VNCI), opdrachtgewr <(VROM), onderzoekers (TNO/CML) en twee van de beoogde peers dd. 25 april 1995 is de taakstelling als volgt vastgesteld2: * analyseren of het rapport "Een chloorbalans voor Nederland" (STB/94/054) en de aanvulling daarop gezien de huidige kennis een zo goed mogelijk antwoord geeft op de vragen voor fase .1 uit de startnotitie over het sluiten van de chloorketen (nl.: 'Waar zitten de lekken in de Nederlandse chloorketen en hoe groot/relevant zijn de risico's door die lekken, zo mogelijk kwantitatief, beoordeeld tegen de achtergrond van het met de Kamer besproken en overeengekomen risicobeleid'); * analyseren of de gebruikte methodieken (Sfinx/LCA) juist zijn toegepast en beschreven en of de juiste databestanden zijn gebruikt; * analyseren of de conclusies en aanbevelingen uit het bovengenoemde rapport (en de aanvulling daarop) gefundeerd worden door de beschreven gegevens en of de conclusies en aanbevelingen eenduidig en duidelijk voor de lezer zijn; * analyseren welke inhoudelijke en methodologische aspecten die wellicht te weinig aan bod gekomen zijn in de fase 1 van de chloorketen-studie, zich lenen voor uitwerking in volgende fasen van de studie. Van de afspraken over de werkwijze zijn de volgende punten van belang: * het peerreview-panel benoemt zelf een voorzitter en stelt zelf vast volgens welke procedure het panel tot vaststelling van haar analyse komt; * desgewenst gebruikt het peerreview-panel de "Code of Practice", Guideiines for Life-Cycte Assessment, edition 1 (31 Maren - 3 April 1993).

Praktische werkwijze De commissie heeft de volgende praktische werkwijze gehanteerd. Gedurende twee dagen is de commissie in afzondering bijeengeweest om zich een oordeel over de studie te vormen3. Alle leden hebben voorafgaand aan de sessies het rapport met bijlagen, alsmede de overige verstrekte stukken, grondig bestudeerd en van individueel commentaar voorzien. Tijdens de eerste sessie zijn verschillende praktische afspraken gemaakt. Prof. Koeman is bij acclamatie gekozen als voorzitter. Oe leden hebben zichzelf voorgesteld en hun achtergronden en verschillende expertises toegelicht. Vervolgens is de te volgen procedure vastgesteld.

Citaat Uit verslag bijeenkomst dd. 25 april 1995. Qece «eesies nebben plaatsgevonden op donderdag 17 augustus 1995 van 1O0O- 1 2 ^ 0 en van 13:30- 17:30 {Apeldoorn) en van 20:00 • 21:30 (Beekbergen! en op vrijdag 18 «uffustuc 1S95 van S^OO - 12:30 en van 13:30 - 15:30 (ApeMoom).

- f W - t w e t v 'Het «luiten van de chloorketen', eept. 1995 -

5

Uitgangspunt hierbij is de in het vooroverleg besproken opdracht aan de peers, met inbegrip van elementen uit de 'Code of practice' voor LCAstudies. Hierin wordt de situatie van een interactief peer review beschreven met als onderdelen: * 'at the beginning of the LCA to review the goals, scope, boundaries, and the data collection planned; * after initial data collection or modeling, to review the progress and offer advice or comments; and * at the final report stage, to review the adequacy of the study, and the credibility of the conciusions.' In dit geval echter, is de commissie gevraagd een peer review achteraf uit te voeren voor fase 1 van de chloorketenstudie. Hierin is geen sprake van een interactief proces. Wel heeft de commissie ervoor gekozen het gehele proces van opdrachtverlening tot eindresultaat te beschouwen, voor zover van belang in het kader van fase 1 en de komende fasen in de verkenning. In een eerste, uitgebreide ronde zijn de algemene commentaren van de leden geïnventariseerd. Aan de hand hiervan kon een schema opgesteld worden voor de verschillende aandachtspunten voor het peer review (zie volgende pagina). Vervolgens is het commentaar op het hoofdrapport per pagina doorgenomen, te beginnen met de samenvatting (pag. i t/m xvi), aangevuld met de overige pagina's (1 t/m 67). De verschillende achtergronddocumenten en bijlagen zijn steekproefsgewijs doorgenomen, waarbij de leden zich hebben geconcentreerd op die passages die binnen hun expertiseterrein liggen. In het algemeen is op hoofdpunten getoetst; hier en daar is een enkele berekening gecontroleerd of zijn feiten getoetst aan de hand van parate kennis. Het commentaar van de commissie spitst zich toe op een aantal hoofdpunten, die met verschillende voorbeelden in de tekst kunnen worden geïllustreerd. Op vrijdagmiddag zijn de hoofdpunten van het commentaar nogmaals doorgesproken. De commissie bleek met een unaniem oordeel te kunnen besluiten. Van de verschillende opmerkingen zijn door de rapporteur aantekeningen gemaakt. Er is een lijst met negen technische vragen voor de auteurs van het rapport opgesteld. Deze vragen zijn op 18 augustus van 12:00 • 12:30 met A. Tukker besproken (zie bijlage 1). Nadat de rapporteur het peer-rapport in concept heeft opgesteld, is dit op 29 augustus voor commentaar aan de leden toegezonden. Op basis van de verzamelde commentaren is op 8 september een tweede concept aan de leden gestuurd. De laatste commentaren zijn in overleg met de voorzitter in de definitieve versie verwerkt. De commissie heeft zich bij de beoordeling van het rapport geconcentreerd op een aantal aspecten betreffende de uitvoering van het onderzoek. De commissie heeft ook de oorspronkelijke vraagstelling, zoals deze door de opdrachtgevers van het onderzoek zijn geformuleerd, in beschouwing genomen. Tenslotte is de mate waarin het onderzoek de oorspronkelijke vraagstelling beantwoordt, en de mate waarin het onde-

6

- Pear review 'Het sluiten van de chlooriceten', tept. 1905 -

zoek een isasts Isa» vormen voor de vervolgfasen, bij de beoordeling betrokken. De verschillende aspecten die de peer-reviewcommissie heeft beschouwd, staan vermeld in tabel 1. Tabel 1

Aandachtspunten van de peer-reviewcommissie | j i i ! j

: [ | ' ; i i i i I |

1 Oorspronkelijke vraagstelling Is, in de context van de historische discussie over de milieu-aspecten van de chloorchemie en zijn produkten, een vraagstelling geformuleerd die past bij de verwachtingen die de maatschappij heeft bij een inventarisatie van de chloorketen? M

. . | — I . . I . I .

..I I I I

. . I . . . . . I —

• —

.

III—ll.l lil

-

'

I II

.

I II"

I •!

• —

II

.1

2 Uitvoering onderzoek Oe commissieleden hebben bij de beoordeling van de uitvoering van het onderzoek gelet op de volgende aspecten: - keuze werkwijze; - verantwoording keuze werkwijze; - toepassing methode en kwaliteit data; • weergave resultaten; • formulering conclusies en aanbevelingen.

In de uitvoering van het onderzoek heeft de commissie de volgende inhoudelijke onderdelen onderscheiden: a Inventarisatie chloorstromen en lekverliezen b Beoordeling * veiligheid ! * mondiale problemen ! * toxiciteitsproblemen c Prioritering lekverliezen , 3 Aanbevelingen peer-reviewcommissie Welke aanbevelingen kan de commissie doen op basis van het peer review? 4

Bespreking van het rapport

4.1

Hoofdpunten van het commentaar Uit de eerste commemaarronde zijn een aantal hoofdpunten van commentaar naar voren gekomen. In een tweede ronde is gebleken dat deze punten door de verschillende commissieleden unaniem worden gedeeld. Deze hoofdpunten worden hierna genoemd en betreffen alle aspecten uit tabel 1. In de volgende paragraaf worden de hoofdpunten verder uitgewerkt. 1

De commissie is van mening dat de onderzoekers de verschillende data over de chloorketen op zeer bekwame wijze en met veel doorzettingsvermogen hebben verzameld, zowel in verschillende databestanden als bij de chloorindustrie. Bovendien zijn de data met grote nauwkeurigheid verwerkt.

P M * - W V » W 'Het duiten van de chloorketen', «ept. 1995 -

7

2

De commissie spreekt haar waardering uit voor de zorgvuldigheid waarmee de verschillende kennisleemten, onzekerheden en onnauwkeurigheden in de data zijn beschreven. 3 De commissie acht de keuze van de methodiek in de studie onvoldoende onderbouwd. 4 De commissie realiseert zich dat een volledig adequate methode voor het in kaart brengen van de risico's van verspreiding van stoffen in het milieu (waaronder chloormicro's) vooralsnog niet bestaat. De commissie is echter van mening dat de in het onderzoek gekozen methodiek op dit punt tekortschiet, onder andere waar het gecombineerde blootstelling van stoffen betreft, en meent dat er op het punt van het gedrag van stoffen in het milieu betere methodieken voorhanden zijn. 5 De in het rapport genoemde onzekerheden in de kennis van de chloorketen zijn naar de mening van de commissie onvoldoende gehonoreerd in de conclusies. Met name voor de toxiciteit kunnen de onzekerheden rond kleine stromen zeer belangrijk zijn. Deze risicoevaluatie is niet helder uitgevoerd. 6 De commissie betreurt het, dat de gezondheidsrisico's voor werknemers niet in de studie aan bod komen. 7 Hier en daar zijn in het rapport formuleringen aangetroffen die een waardeoordeel, over het chloorgebruik of de milieueffecten van de chloorketen lijken in te houden, terwijl dit volgens de commissie in fase 1 nog niet aan de orde is en ook niet door het verrichte onderzoek wordt onderbouwd. 8 De commissie beveelt aan om alle geconstateerde kennisleemten en onzekerheden tot prioriteit voor nader onderzoek of voor fas? 2 te benoemen. 9 De commissie acht het noodzakelijk dat de openbaarmaking van het rapport zorgvuldig wordt begeleid.

Uitwerking van de hoofdpunten In deze paragraaf worden de reeds genoemde hoofdpunten nader uitgewerkt aan de hand van de aspecten uit tabel 1, en met voorbeelden geïllustreerd. Tevens komen enkele minder belangrijke opmerkingen aan de orde.

Vraagstelling De commissie heeft zich gerealiseerd dat de maatschappelijke discussie zich vooral richt op de risico's voor mens en milieu bij produktie, transport, gebruik en afdanking van chloorhoudende stoffen, waarbij het bewustzijn dat ook kleine stromen grote effecten kunnen veroorzaken, sterk aanwezig is. De door de opdrachtgever geformuleerde vraagstelling luidde als volgt: - Er dient een stofstroomanalyse uitgevoerd te worden voor chloor en chloorhoudende verbindingen voor de Nederlandse situatie, met alle bijbehorende emissies (exclusief emissies in de vorm van chloride-

8

• Peer review 'Het sluiten van de chloorketen', «ept. 1995 -

-

zauffin). Hierbg dient nsnsatens 95% van de chioorketen in kaart gebracht te worden. De grootte en de relevantie van de emissies moeten onderling vergeleken worden in het licht van het met de Kamer besproken en overeengekomen risicobeleid.

De commissie beoordeelt deze vraagstelling als niet afdoende voor de verkenning van de chioorketen. Oe reden hiervoor is de bijzondere relevantie van humaan-toxische en eco-toxische effecten voor de chioorketen. Een op 95% volledige kwantitatieve inventarisatie (stofstroombalans) van de chioorketen is in dit verband onvoldoende nauwkeurig, en deels ook niet relevant: de zeer kleine emissies van met name chloormicroverbindingen, met potentieel zeer schadelijke effecten, worden hiermee gemist. Dit problaem wordt in het rapport vermeld (p. 12, al. 4, eercte zin), maar de verschillende onzekerheden en kennieleemten, die er het gevolg van zijn, zijn in da concluaie* onvoldoende terug te vinden. p. ii, al. 1: 'In fase 3 wordt het invoeren van alternatieven noodzakelijk ie'. 'Noodzakelijk' vervangen door 'wenselijk'. Voor het vaststellen van de noodzaak is fase 1 uitgevoerd.

Uitvoering van het onderzoek Keuze werkwijze en verantwoording In aansluiting op de door de opdrachtgever geformuleerde vraagstelling hebben de onderzoekers een methodiek aangeboden die een uitgebreid kwantitatief overzicht geeft van de chioorketen: instromen, uitstromen, omzettingen en dergelijke. Tevens is een globaal beoordelingskader aangeboden, dat moet leiden tot prioriteitsstelling op de als essentieel geïdentificeerde milieu-effecten: - ozonlaagaantasting en broeikaseffect; - ecotoxiciteit; - afvalstort; - humane toxiciteit; - smogvorming; - verzuring; - stank*. Oe beoordeling op deze effecten is ontleend aan het LCA-kader zoals dat door het CML is ontwikkeld en beschreven. Deze methodiek is door de opdrachtgever aanvaard. De keuze voor de methodiek wordt in het rapport echter niet onderbouwd. Evenmin wordt toegelicht waarom andere onderzoeksmethoden, zoals MacKay-modellen en andere multimediamodellen niet in de studie zijn gebruikt.

p. iii, hoofdstuk 2. Zonder onderbouwing wordt voor een bepaalde methodiek gekozen, t.w. die van «en ctofstroomanalyse mat een LCA-beoordaling an waging. Ook in III, p. 7, onder 1.2.4. wwrit de keuze niet onderbouwd en wordt gesuggereerd dat op deze keuze in •an volganda fase i*og kan wonitn teruggekomen, wat «enter niet hat geval ia (al. 3, 'In

Uifce»tappen vermeid «te 'geur*.

Peer revirciw "><« «tatert van da chioorketen', aapt. 1995 •

9

fase I wordt daarom...'). Oe commissie beveelt aan deze keuze ta onderbouwen en mogelijke alternatieven te bespreken. Tavana dient ta worden aangegeven wat da consequentie van da keuze ia voor de reikwijdte an relevantie van da raauitaten. p. iv, al. 3, 'uitttroom van anorganische chloorverbindingen is niet gevolgd'. Welke atoffan betreft dit? Aanbevolen wordt deze «toffen kwalitatief te bespreken en zodoende da keuze om ze weg te latan te beargumenteren. p. 45, al. 3, r. 9 '...in da farmacie zijn geen maatregelen geïnventariseerd': gaarne onderbouwing waarom hiervan ia afgezien.

Toepassing methode en kwaliteit data De methodiek als zodanig is consistent en met een hoge graad van nauwkeurigheid toegepast: • 99% van de chloorstromen is in kaart gebracht in plaats van 95%; - een brede inventarisatie van de meest relevante databestanden is uitgevoerd en deze data zijn goed toegepast; - daarnaast is veel moeite gedaan om gegevens van de industrie te betrekken; - een breed literatuuronderzoek is verricht; - de beoordelingsmethodiek is op zich consistent toegepast; - veel verschillende doorsneden van de chioorketen zijn in de evaluatie opgenomen; - effecten op emissies van recent beleid zijn meegenomen; - limiteringen van de gevolgde methode zijn goed traceerbaar opgenomen. De commissie betreurt het dat in de regel is uitgegaan van gegevens van het jaar 1990 in plaats van recentere jaren, maar is zich ervan bewust dat er voor de onderzoekers geen andere keuze mogelijk was. Weergave resultaten Voor de effecten versterking van het broeikas-eftect, aantasting ozonlaag, verzuring en vast afval wordt de methodiek, ondanks kanttekeningen op onderdelen, als redelijk adequaat beschouwd. Voor fotochemische oxydantvorming (smog) geldt dit ook, zij het in mindere mate. Voor het uitvoeren van een betrouwbare beoordeling op de thema's ecotoxiciteit en humane toxiciteit heeft de ontworpen en toegepaste methodiek ernstige beperkingen. Redenen hiervoor zijn de volgende: • vanwege de gekozen benadering worden mogelijk belangrijke chloorstromen gemist (niet-intentionele emissies, produktverontreinigingen, niet gevolgde ketens, AOX); - een relatie tussen emissies en concentraties in het milieu wordt niet gelegd; • er wordt geen rekening gehouden met de effecten van gecombineerde blootstelling van stoffen en van metabolietvorming. Het apart houden van veiligheidsrisico's houdt het gevaar in, 'dat in een later stadium de integratie van dit aspect met de overige effecten onvoldoende is.

10

- Peer review 'Het sluiten van de chioorketen', aept. 1995 •

De onderzoekers geven de meeste van deze tacunes zelf reeds in het rapport aan. Aan de genoemde onzekerheden wordt echter onvoldoende recht gedaan: - in het rapport wordt de opvulling van deze kennisleemtes niet aangemerkt als feitelijke prioriteit; - deels, voor de niet gevolgde ketens (10 kton chloor op jaarbasis), wordt gesuggereerd dat deze niet van belang zijn; dit wordt in het rapport echter niet onderbouwd; - tevens wordt gesuggereerd dat er geen praktisch toepasbare alternatieven zouden bestaan voor de in het onderzoek gehanteerde onderzoekmethodiek; de commissie meent dat dit wel het geval is (MacKay-lll modellen en andere multi-mediamodellen). De beperkingen zijn op enkele plaatsen niet volledig genoemd: p. iv, al. 4, Beperkingen: Toavoagan blootttalling aan complexe mengsel» (o.a. mat natuurlijke chloorverbindingen) is niet maaganoman in de atudie; ARBO-veiligheidsaspecten zijn buiten beschouwing geblavan.

De resultaten zijn op enkele plaatsen niet onderbouwd of onvolledig: p. ix, punt 1 t/m 7: Graag de keuze voor deze processen onderbouwen. p. ix, punt 2: 'het gebruik van bestrijdingsmiddelen'. Toevoegen: mengseleffecten en metabolietvorming. p. ix, punt 3: Afvalstort. Toevoegen: verbrandingsresiduen van alle gechloreerde koolwaterstoffen die verbrand moeten worden. p. ix, punt 4: '...en chloormethanen'. Toevoegen: onbekende stoffen, mengseleffecten en metabolietvorming. p. xii, aL 4.: Bij humane toxiciteit ook de risico's in de ARBO-sfear noemen. p. xiii, al. 1, laatste zin: de 24% opsplitsen in organochloor en zoutzuur. p. 20, al. 2: '...zijn alle stoffen voor 100%...' vervangen door '...zijn alle gatracaerde 6toffen voor 100%...' p. 23, al. 3, eerste punt: '...en lijken de resterende leemtes nog redelijk acceptabel': Waar is deze overweging onderbouwd en hoe komt deze overweging in de conclusies terug? p. 47, al. 2, r. 1 'Chloorhoudende bestrijdingsmiddelen zijn veruit het belangrijkst lijkt irrelevant'. Dit geldt binnen de gekozen methodiek en binnen de gestelde systeemgrenzen. Oe gacombinaarde blootstelling aan chloorhoudende stoffen ie vermoedelijk het belangrijkst voor de score op ecotoxiciteit. p. 54, al. 1, r. 11, '...chloride(zout) dat veelal op zout watar wordt afgtlafn'. De commissie merkt op dat de schadelijkheid van chloridezout afhankelijk is van het gebruikte teg'n-ion, dat zeker niet altijd natrium is. Het verdient aanbeveling ta onderzoeken welke tegen-ionen gebruikt worden an wat de milieu-effecten daarvan zijn. Het woord 'afgelaten' suggereert aan onschadelijkheid, die niet is aangetoond. Dart 1)1: D« «tofconcermsttasj in het milieu, die in deel W van het rapport worden gebruikt, zsci niet vertoonden aan amisciegagevens. Er is daarmee geen ralatia ta leggan tussen 'tofcvcriiezors ew achoót waar mans an miiwu. Da catvtnmém raaNaaart zich dat dit via een

- Poar-revww T-fat stuitert van de chloorketen', sept. 1995 -

11

andere aanpak ook moeilijk zou zijn geweest, maar beoordeelt het ontbreken van een poging daartoe als een omissie. 11/213, onder 3, eerste zin: '...is aangenomen dat circa 1 % . . . ' . Dit is een aanname van de onderzoekers. Voor het vaststellen van het bestrijdingsmiddelenbeleid wordt gebruik gemaakt van verspreidingsmodellen (multi-mediamodallen). Dit graag in voetnoot opnemen. H/259, onder 2.1.2., eerste regel: '...werd circa 6000 ton in het buitenland verwerkt'. S.v.p. in hoofdrapport expliciet opnemen dat deze emissies niet zijn meegenomen in de studie, omdat deze buiten de systeemgrenzen vallen. H/259, al. 3, eerste zin: 'circa 3400 ton'. S.v.p. toelichten hoe dit getel uit de basisgegevens is afgeleid.

Formulering van conclusies en aanbevelingen De commissie is van mening dat de hoge kwaliteit van de uitvoering van het onderzoek en de verzameling van het datamateriaal belangrijk wordt aangetast door onzorgvuldige en onvolledige formuleringen in de conclusies, die geconstateerde onzekerheden en kennisleemten geen recht doen. Hetzelfde geldt voor enkele oordelende passages en formuleringen elders in het rapport. De commissie sluit niet uit dat de bedoelde passages de publieke opinie na verschijnen van de studie ongunstig zullen beïnvloeden, doordat een fundamentele ongerustheid zou kunnen ontstaan, die een genuanceerde en gedifferentieerde aanpak van het maatschappelijke chloorprobleem in fase 3 en 4 van de verkenning bemoeilijkt. De commissie beveelt aan alle stof stromen waarvan onvoldoende bekend is als onderzoeksprioriteit ter afronding van fase 1 of als prioriteit voor fase 2 op te nemen. p. vii, laatste zin: 'Kort gezegd verklaart de studie bijna 99% van het verloop van de 939 kton instromend chloor'. Oe commissie acht 'verklaart' te sterk uitgedrukt. Hoewel de stromen in de economie bekend zijn, is de precieze gang van de stoffen door het milieu niet bekend. Evenmin is exact bekend hoe de stoffen het milieu bereiken. p. xiii, al. 4: 'Het aantal prioriteiten ie beperkt'. Deze zin bevat een waardeoordeel, dat niet wordt ondersteund door de feiten. De genoemde prioriteiten op p. xiv zijn onvolledig en bij een aantal prioriteiten worden niet ter zeke doende relativeringen genoemd. Bovendien wordt niet onderbouwd hoe de prioriteiten gekozen zijn. De volgende prioriteiten dienen volgens de commissie te worden toegevoegd. 6. Alle stoffen en stofstromen waar onvoldoende van bekend is, dienen een prioriteit te vormen voor nader onderzoek (ter afronding van fase 11 of voor fase 2. 7. Het opruimen van historische emissies is een prioriteit voor fase 2. In de laatste alinea van p. 29 wordt beargumenteerd waarom de onzekerheden in de studie slechts zeer beperkt in de conclusies terugkomen. De commissie deelt deze argumentatie niet. De studie is niet bedoeld alB duurzaamheidsbeoordeling. De studie is nadrukkelijk wel bedoeld als prioriteitsstelling van chloorhoudende emissies. Deze dient in fase 1 te zijn afgerond. p. xv, al. 6>: 'De etudie mist emissies uit een zeer beperkt aantal... ... 1 % van de Nederlandse chloorstroom'. Het betreft hier een hoeveelheid van 10 kton chloor. Hierbij dient een niet-gespecificeerde foutenmarge op de overige 9 9 % te worden opgeteld, die in het in het rapport niet genoemd wordt, zodat het een groter aandeel is dan 1 %. Niet bekend is welke stoffen het betreft en in welke hoeveelheden per atof, noch hoe zij het milieu bereiken en daarin worden afgebroken. Hoewel de studie aan de opdracht voldoet, acht de commissie het feit dat hierover helemaal niets bekend is, verontrustend.

12

- Peer review 'Het sluiten ven de chloorketen', aept. 1995 -

Waardeoordelen Enige voorbeelden van waardeoordelen die naar de mening van de commissie niet op zijn plaats zijn. p. i., al. 1: 'Chloor heeft daarmee veel bijgedragen aan de welvaart en het welzijn in de huidige samenleving'. Oe commissie acht een dergelijk waardeoordeel niet op zijn plaats irt deze inventarisatiefase. p. viii. al. 3: 'De chlporketen scoort op veel thema's laag', vervangen door 'Da ehloorketen scoort het hoogst op de thema's ecotoxiciteit, ozonlaagaantasting en broeikaseffect'. De commissie acht een dergelijk waardeoordeel niet ondersteund door de scores in figuur 2. Wel achten enkele leden uit de commissie de gehanteerde 0,4% een richtpunt met illustratieve waarde. p. ix, al. 1, r. 4: 'zou mogen bijdragen'. 'Mogen' bevat een waardeoordeel en dient weggelaten te worden. p. ix, al. 1, r. 8: '...duidelijk meer dan gemiddeld...' acht de commissie geen edequate beschrijving voor een overschrijding met een factor 10 tot 20. p. ix, al. 1, laatste zin '...gerelativeerd...': De commissie beveelt aan deze zin neutraler te formuleren. Hier klinkt een 'wet-niet-weet-wat-niet-deert-filosofie' door, die de commissie ongewenst acht. De commissie geeft de voorkeur aan hantering van het voorzorgprincipe, zoals geformuleerd op p. 2, al. 1 ven het rapport. p. ix, al. 2, r. 4: 'Opvallend is dat voor bijna elk thema...' vervangen door 'Opvallend is dat voor twee van de drie thema's...'. Het geldt niet voor ecotoxiciteit. Zo ook: p. ix, al. 2, laatste zin: 'Het bestaande beleid heeft dus de juiste prioriteiten...' vervangen door 'Het bestaande beleid heeft dus op bijna alle punten de juiste prioriteiten..,'. P. 50, el. 1: analoog. p. ix, al. 2, r. 9: 'eleehts een beperkt aantal processen'. Vanwege het grote aantal beperkingen in de studie kan niet worden geconcludeerd det het maar om een beperkt aantal processen gaat. p. xvi, al. 2, r. 3: '...twijfelachtig...' vervengen door '...onbekend...', r. 5: '...vormen wel...' vervengen door '...vormen ook...'. p. 16, al. 2, r. 9: '...dat de lozing van niet-intentionele bijprodukten mogelijk niet in alle gevallen volledig is afgedekt'. Omdat in de daaraan voorafgaande tekst concrete gevallen worden genoemd, waarin niet-intentionele lozingen zijn aangetoond, is deze formulering niet in overeenstemming met de feiten. p. 39, al. 4, laatste zin: '...zou kunnen duiden op een kennisleemte...' Deze formulering is verhullend. Er is duidelijk sprake van een kennisleemte. p. 52, al. 6, r. 4: 'Dit is een voordeel...'. Dit waardeoordeel hoort niet in fase 1 thuis. p. 6 1 , al. 2, laatste zin: 'De genoemde segmenten scoren maar weinig hoger dan... ...uit in de maatschappij geaccumuleerd geïmpregneerd hout'. Het is de commissie niet duidelijk wat de functie is van deze vergelijking, die een waardeoordeel lijkt te suggereren. IIM43, laatste al. '...treedt overschrijding van de advieswaarde op' doet geen recht aan de ernst van de situatie. Er treedt aanziao^ke overschrijding van de advieswaarde op. U1143, taatei* al. 'S\ kinderen «n volwassenen wordt de TDI niet overschreden Op dit wwment zijn mr «e weinig gegeven* om eventuele risico's van dioxinen in moedermelk te beoordelen'. Dit »% onjuist en hagatetHses/t de ernst van de situatie. Bij zuigelingen öacnrteren) treedt aanzianHjke oirersctaijjdmg vsn de adviaewearde op. Over de gevolgen *»esw« *• «ewndjeta vwttaeoa» wetenschappelijke literatuur voorhanden.

• Ps«»-t%vM«i» Trtat skaten van de ehloorketen', sept. 1995 -

13

Overig commentaar Publicitertsgevoelige formuleringen Verwacht mag worden, dat dit rapport na verschijnen in de publiciteit een grote attentiewaarde zal hebben. Het rapport bevat een aantal passages die gemakkelijk misverstanden en eenzijdige interpretaties kunnen oproepen, wanneer het rapport in de openbaarheid wordt gebracht. Voorwoord, al. 4, r. 5.: 'Dit geeft ongetwijfeld aanleiding tot discussies, die in principe vermeden hadden kunnen worden'. Vertrouwelijkheid van gegevens speelt in ongeveer een kwart van de segmenten een rol. De commissie vermoedt dat dit de publieke discussie negatief zal kunnen beïnvloeden. De commissie adviseert deze zin te vervangen door ean toelichting van de beweegredenen van de industrie om gegevens niet te publiceren. p. ii, al. 2, laatste zinnen: Gaarne elders in het rapport de beweegredenen van de milieubeweging toelichten. p. 23, al. 2, r. 10: '...is het MTR gedefinieerd als de concentratie waarbij er jaarlijks 1 dode op 1 miljoen mensen valt' vervangen door: '...is het MTR gedefinieerd als de concentratie waarbij wordt aangenomen dat met lineaire extrapolatie jaarlijks een dode op de een miljoen mensen zou vallen. Bij gebrek aan betere inzichten wordt deze methode gebruikt om een grenswaarde vast te stellen'.

Leesbaarheid rapport Hoewel het rapport in het algemeen goed leesbaar is, bevat het nog een aantal onduidelijke passages en typ- en stijlfouten. Een algehele controle hierop zou de leesbaarheid ten goede komen. Samenvatting, p. 0: Noot. De commissie adviseert deze tekst als noot op te nemen op de plaats waar deze het eerst in de lopende tekst van toepassing is. p. i, at. 3, 1e zin: Roept verwarring op. Vervangen door: 'Ofschoon er een pericht beleid ie voor bepaalde chloorhoudende stoffen, kent Nederland geen specifiek op chloor in het algemeen gericht beleid.' p. vii, al. 1, 3e zin loopt niet. Conclusies en aanbevelingen (samenvatting, paragraaf 4 en hoofdrapport, hoofdstuk 5): De beide formuleringen van conclusies en aanbevelingen zijn in samenvatting en hoofdrapport even lang en vrijwel identiek. Dit is voor de leesbaarheid ongewenst. Voorgesteld wordt het gedeelte in de samenvatting aanzienlijk in te korten, of de tekst uit het hoofdrapport letterlijk over te nemen, en dit dan expliciet te vermelden. p. xiii, al. 3. 'Dit is behalve niet duidelijk.

geaccumuleerd schuim'. De betekenis van deze zin wordt

p. xvi, al. 4. Deze alinea is niet ter zake, aangezien een finale uitspraak niet tot de opdracht behoort. p. xvi, al. 3, laatste zin: Is niet ter zake en kan vervallen. p. 24, onder 3., 4e zin loopt niet. p. 27/28, par. 3.4.4, laatste alinea. Deze alinea bevat geen relevante informatie voor deze studie en roept verwarring op. De laatste zin bavat aan beleidsmatige uitspraak die niet in deze fase van het onderzoek thuishoort. De commissie adviseert deze alinea weg te laten.

14

- Peer review 'Het sluiten van de chloorketen', aept. 1995 -

p. SS, ai. 5, 'ÜDr mxK »jn IJTT". p. 5 1 : de hmt gepresenteerde figuren hebben naar de mening van de eommiatie weinig toegevoegde waarde voor de gebruiker, en kunnen de toegankelijkheid van het rapport verminderen. Van par. 4.4.5 ie, ondanks de errata, nog steeds de inhoud moeilijk te doorgronden. p. 57, al. 3, r. 2: 'essentiële toepassingen'. Wat wordt mat dit begrip bedoeld? 11/213, al. 2, tweede zin loopt niet. 11/218, laatste r.: 'Oe hoeveelheid halon-1301 valt buiten da studie' vervangen door 'Oe hoeveelheid halon-1301 valt dus buiten de studie'. Ill\57, al. 4, laatste zin: '...wordt voorgesteld atrazin op de prioritaire...' toevoegen: 'wordt door RIVM voorgesteld atrazin op de prioritaire...' BV21, al. 3, laatste zin: '...aan de totale score op een mifieuthema' toevoegen '...aan de totale score op een milieuthema van da chloorkatan',

Advies 1

De commissie beveelt aan, alle onbekende emissies en alle emissies waarvan de doorwerkingen in het milieu en de Werking op levende organismen onvoldoende bekend zijn, tot prioriteit aan te wijzen. Het betreft: de niet gevolgde ketens, produktverontreinigingen, de niet-intentionele lozingen van chloormicroverbindingen6, de vorming van metabolieten, mengseltoxiciteit, historische emissies. Dé commissie is van mening dat voor de beoordeling van bovengenoemde categorieën emissies het huidige stofstroomanalyse/LCAkader ontoereikend is. Deze kennisleemten worden voor het merendeel wel genoemd (samenvatting par. 4.3 en hoofdrapport par. 5.3) maar niet aanbevolen als (onderzoeks)prioriteit (samenvatting par. 4.2 en hoofdrapport par. 5.2.2). Dit acht de commissie wel noodzakelijk. Voor zover nader onderzoek onvoldoende duidelijkheid oplevert, acht de commissie toepassing van het voorzorgprincipe (zoals geformuleerd in het hoofdrapport op p. 2, al. 1) noodzakelijk. De resterende kennisleemten dienen dan te worden aangewezen als prioriteit voor fase 2.

2

De commissie adviseert om een vervolgfase in te lassen, als aanvulling op fase 1, waarin alle beschikbare onderzoeksmethoden.worden toegepast die kunnen helpen om de genoemde kennislacunes op te vullen.

0_«. vwrboigtnm AZtX-+mnon*.

• S*»«>w»w*tti 'Hat «tuiten van de chloorketen', sept. 1995 -

15

3

De commissie wil tegelijkertijd benadrukken, dat het menselijk vermogen om de chloorstromen te begrijpen vooralsnog beperkt is. In het formuleren van het beleid dient met dit onvermogen rekening gehouden te worden, door onzekerheden zoveel mogelijk uit te sluiten. Voor zover onzekerheden niet uitgesloten kunnen worden, zal dit beleid altijd het karakter van risicomanagement moeten hebben.

4

Wat het huidige rapport betreft, beveelt de commissie aan de conclusies opnieuw te formuleren, alsmede de paragrafen die dienen als onderbouwing van de conclusies, zoals par. 4.4.6. Tevens wordt aanbevolen de rest van de tekst te controleren op waardeoordelen. Met deze wijzigingen kan recht worden gedaan aan de uitgebreide en hoogwaardige inventarisatie die in deze studie is verricht. Hierdoor ontstaat een zeer waardevol document voor het aanbevolen vervolgonderzoek en voor de overige fasen in de studie.

5

16

De commissie adviseert bijzondere aandacht te "besteden aan de begeleiding van de openbaarmaking van het rapport. De materie is te publieksgevoelig om er routinematig de gebruikelijke procedures van openbaarmaking op toe te passen. Overleg hierover met de betrokkenen is noodzakelijk.

• Peer review 'Het «luiten van de ehloorketen', topt. 1995 •

Bijlage 1 Vragen aan A. Tukker, d.d. 18 augustus 1995 1

Voorwoord hoofdrapport, ai. 4: 'Dit geeft ongetwijfeld aanleiding tot discussies, die in principe vermeden hadden kunnen worden'. Vraag: op welke discussies wordt gedoeld? Antwoord.' discussies over het niet openbaar maken van gegevens door de industrie kunnen niet vermeden worden.

2 p. xiii, al. 1, r. 8: 'De overige 24% is organochioor of zoutzuur'. Vraag: kan deze 24% gesplitst worden in een percentage organochioor en een percentage zoutzuur? Antwoord: dit zal gebeuren. 3

p. ix, al. 3 en xiv, al. 2: 'bestrijdingsmiddelen'. Vraag: betreft dit zowel bestrijdingsmiddelen voor land- en tuinbouw als overige bestrijdingsmiddelen? Antwoord: de gehele categorie van bestrijdingsmiddelen is meegenomen in de studie.

4

DGM-interne Klankbordgroep. Vraag: in welke mate zijn de leden hiervan bij de studie betrokken geweest en hebben zij een inbreng geleverd? Antwoord: De leden zijn uitgenodigd bij alle technische projectbesprekingen. Zij zijn bij enkele bijeenkomsten aanwezig geweest en hebben op technische punten aanvullingen of commentaar gegeven.

5 Zijn de vertrouwelijke emissies (zie II, p. 104) wel of niet in de inventarisatie betrokken? Antwoord: deze zijn wel meegenomen. 6 Zijn emissies in het buitenland wel of niet in de inventarisatie betrokken? Antwoord: systeemgrenzen liggen bij Nederland. Emissies uit en afdanking van geëxporteerde chloorhoudende produkten vallen buiten de studie. 7

Is er voor PVC-afvai rekening gehouden met het toekomstige stortverbod, waardoor de hoeveelheid te verbranden afval zal toenemen? Antwoord: hier is rekening mee gehouden; dit zal nader verduidelijkt worden.

8 Opmerking bij 11/211: CTB adviseert niet, maar besluit over toelating. Antwoord: wordt gewijzigd. 11/213 (emissie van circa 1% naar water): Koeman stelt een alternatieve tekst op. 9 B/21: Opmerking: Onduidelijk is hoe de stoffenlijst tot stand is gekomen. Antwoord: dit zal in de tekst worden verduidelijkt.

• P
17