Polluenten in paling in Vlaanderen: 2. Polychloorbiphenylen en pesticiden (1994-1999)

(1)

-Polinenten in paling in Vlaanderen

2. Polychloorbiphenylen en pesticiden (1994-_1 999).

C. Belpaire

1,

G. Van Thuyne

1,

K. Cooreman

2

en W. De Cooman

3

1

Instituut voor Bosbouw en Wildbeheer

Dubaislaan 14

1560 Hoeilaart

2

(2)

Polloenten in paling in Vlaanderen

2. Polychloorbiphenylen en pesticiden (1994-1999).

C. Belpaire

1,

G. Van Thuyne\ K. Cooreman

2

en W. De Cooman

3

1

Instituut

voor

Bosbouw en Wildbeheer

Dubaislaan 14

1560 Hoeilaart

2

Departement Zeevisserij (Centrum voor Landbouwkundig Onderzoek)

Ankerstraat

1 8400 Oostende

3

Vlaamse Milieumaatschappij

A. Van de Maelestraat 96

9320 Brembodegem

oktober 2000

Conceptnota

MINISTERIE

VLAAMSE GEMEEN CJIAP

AMINAL-Institl ut voo

r

Bosbouw en

.

ld

D b ·

'

VI

Phee·

u 01slaan

14 ₁

'

(3)

1. Inleiding

De jongste

jaren

wordt

er

in Vlaanderen meer en meer aandacht besteed aan de verspreiding

van toxische stoffen in het milieu (cfr de milieu en natuurrapporten (1994

,

1996 en 1999). Dit

gebeurde mede onder druk van internationale conventies van onder andere de Oslo en Parijs

commissies en

de Noordzeeconferenties,

die wijzen op

de

negatieve impact van sommige van

deze substanties op mens en milieu, en ijveren voor een reductie van deze polluentvrachten.

Monitoring van de emissietoestand van verontreinigende stoffen

Traditioneel worden in Vlaanderen polluenten zoals PCB 's en pesticiden gemeten in de

waterkolom

en

in de waterbodem (Mira-T rapporten, VMM Meetnet Water

,

Ministerie van de

Vlaamse Gemeenschap,

De Cooman

et al. (1998)). Het meten van deze polluenten in water en

waterbodem gaat

echter gepaard

met enkele moeilijkheden. Het opsporen van de toxische

stoffen in water

geeft

enkel een beeld van de polluentvracht op een specifiek moment. De

concentraties van

deze

stoffen kunnen echter danig variëren

over

de tijd. Bovendien is het

meten van deze

organische

micropolluenten zoals PCB 's en organochloorpesticiden in water

ze

.

er moeilijk omwille van hun lage wateroplosbaarheid. Metingen in de waterbodem bieden

het voordeel

dat

hierdoor informatie verkregen wordt over de effectie,-e vuilvrachten van

deze stoffen

over een

langere termijn. Ook deze methode kent echter een aantal

moeilijkheden inzake methodologie, interpretatie en vergelijkbaarheid van de metingen. Bij

waterbodemanalyses

zal

de

struktuur

(partikelgrootte)

en

samenstelling (TOC waarde) van

de

bodem

en

de bezinkingssnelheid op

de meetplaats in belangrijke mate de accumulatie van

polluenten in

de bodem beïnvloeden. De

homogeniteit van de ruimtelijke verdeling van

de

polluenten

op de

meetplaats

en de

struktuur van de bodem beïnvloeden de

bemonsteringstechniek

en meetmogelijkheden. Deze

faktoren bemoeilijken de interpretatie,

de standaardisatie

en de

vergelijkbaarheid van

de

gegevens.

Aanvullend worden

daarom

metingen

uitgevoerd

naar de verspreiding van polluenten

in

biota.

Deze

toxische

stoffen zijn meestal

vetoplosbaar en

accumuleren

in

de aquatische

organismen

doorheen

de voedselketen. Eén van

de

meest geschikte indicatoren hiervoor is

de

Europese

paling

(Anguilla

anguilla)

die omwille

van zijn

hoog

vetgehalte

bijzonder goed

deze vetoplosbare

polluenten bioaccumuleert. Zijn ruime

verspreiding, zijn

sedentair gedrag

(althans

in de gele

aal

faze) en zijn

trofische niche

en habitat zijn bijkomende elementen die

de

paling bijzonder bruikbaar maken als monitoringsorganisme.

Internationaal wordt

geadviseerd de waarde

van het

gebruik

van

paling als indicator

van

de

bronnen en evoluties van spatiële en temporele patronen

in vrachten van

bioaccumuleerbare

substanties te erkennen (Knights (1991, 1997), ElF AC (1991), de Boer en Brinkman (1994)).

Bovendien bevelen ook o.a. OSP ARCOM en de Derde Noordzeeconferentie het

gebruik van

metingen in biota aan voor de monitoring van polluenten. Ook de

recente

Kaderrichtlijn

inzake

Waterbeheer (Europese Unie, 2000) vermeldt de noodzaak

van

metingen

van

polluenten in biota, alsook van de noodzaak van kwaliteitsnormstellingen.

(4)

verzameld in Vlaanderen tussen

1994

en 1999.

Het rapport

bundel

t

de reeds gerapporteerde

resultaten met nieuwe analysegegevens.

Volksgezondheid

Naast

het meten van de emissietoestand

van

stoffen zoals PCB

'sen organochloorpesticiden

heeft dit onderzoek vanzelfsprekend toepassingen naar

volksgezondheid. Paling is nog steeds

één

van de door sportvissers meest gegeerde en geconsumeerde

zoetwater vissoorten.

Omwille van hoger vermelde redenen kan zijn lichaam zeer

veel en

in

h

oge concentraties

verontreinigende

stoffen bevatten.

In

bepaalde gevallen kan (overma

ti

ge

)

consumptie

van

paling dan ook schadelijk zijn voor de mens

.

In

een

nota '

7

an de

Vlaamse

Gemeenschapsminister

voor Leefmilieu en Landbouw

wordt

de consump

ti

e van zelfgevangen

paling op de zwaarst vervuilde meetplaatsen sterk ontraden

(Dua,

1

999 ).

Bovendien werden

een

aantal parlementaire vragen gesteld naar de consumptiekwalitei

t '

'an vis

in

enkele

specifieke waters

(Belpaire en Van Thuyne, 2000 a, b en c

)

.

Naast

een actualistaie van de lijst met zwaarst vervuilde plaatsen

beoogt dit rapport

ook

de

basisinformatie aan te reiken

voor

het

vastleggen van wettelijke

n

ormen van

paling

(

ecotoxicologische normen - tolerantienormen -

handelsnormen

)

zoa

ls

vermeld

in

het

"Actieprogramma

micropolluenten in paling" (Heirman, 2000)

.

2. Materiaal en methoden

2.1. Bemonstering

De bemonstering van de palingstalen gebeurde in

het

kader

van Yisbestandsopnamen

die

sedert

1996 door het

mw,

vaak in samenwerking met andere diensten

zoals

de Provinciale

Visserijcommissies

en de Afdeling Bos en Groen, op systematische

basis uitgevoerd worden.

De

keuze

van

de bemonsteringslocaliteiten waarvan de meetgege

v

ens

in dit rapport

voorgesteld

worden, werd niet bepaald in functie van mogelijke verontreinigingshaarden maar

gebeurde

op basis van vispopulatie criteria. Voor de ligging van

de bemonsteringsplaatsen,

hun

typologie en de beschrijving van de bemonsteringsmetbodes

Yerv.ijzen wij

naar Van

Thuyne et al. (2000). Onderhavig rapport compileert de

resultaten ,

-

an

analyses van

palingen

bemonsterd

in de periode 1994-1999 van 75 staalnameplaatsen

verspreid

over Vlaanderen.

Sommige meetpunten werden herhaaldelijk op verschillende tijdstippen bemonsterd.

Omwille van standaardisatie en vergelijkbaarheid wordt steeds gepoogd om de analyses uit te

voeren

op palingen uit dezelfde lengteklasse (35-45 cm). Omwille van praktische

overwegingen moest hiervan in sommige gevallen afgeweken

worden. Na

monometrisch

onderzoek (lengte, gewicht) worden de palingen gevild, gefileerd, gelabeleden ingevroren in

afwachting van chemische analyse. Momenteel zijn van 253 palingen afkomstig van 75

staalnameplaatsen (verdeeld over 62 verschillende wateren) tussen 1994 en 1999

analyseresultaten beschikbaar voor een aantal PCB's en pesticiden. De gemiddelde lengte van

de 253 geanalyseerde palingen was 46.1 cm met een minimum van

24.0 en een maximum van

86.5 cm.

(5)

2.2 Analyses

De gehaltes aan polychloorbiphylen en pesticiden werden geanalyseerd

in

de

laboratoria van

het Departement Zeevisserij (Oostende).

· 20 polychlorbiphenylen en biociden werden geanalyseerd (Tabel 4). Het betreft gevaarlijke

stoffen die om hun bioaccumuleerbaarheid bekend staan en beschouwd

worden

als toxisch en

persistent

(Dynamec,

1999). De meesten

worden internationaal vermeld als prioritaire

substanties o.a. in de lijst

van

prioritaire stoffen erkend door de Derde

Noordzee Conferentie

(HCH,

dieldrin, aldrin, HCB, DDT derivaten),

in

de

lijst van

stoffen

voor internationale

actie

(UNEP-POP programma) (PCB's, drins, HCB, DDT's, chlordaan),

in

de OSP

AR lijst van

of

potentiële

endocriene

verstoorders (PCB's, drins, HCB, DDT's, chloordaan),

...

Tabel4:

Lijst

van

de

geanalyseerde PCB's en

pesticiden.

Polychloorbiphenylen

PCB 28/PCB 31, PCB 52; PCB

101,

PCB

105,

PCB

118,

PCB

138, PCB153, PCB 156, PCB 180

Hexachloorcyclohexanen a-HCH,

y-HCH (Lindaan)

Cyclodienen ( drins)

Dieldrin, Aldrin, Endrin

Polychloorbenzeen

Hexachlorobenzeen

(HCB)

Chicroethanen

p,p'-DDD (TDE), p,p'-DDT, p,p'-DDE,

trans Nonachloer

( Chlordaancomponent)

Het

vetgehalte werd bepaald via totale vetextractie

volgens

Bligh and Dyer

(1959)

De

analysemethodologie

voor de PCB 's en de biociden staat beschreven

in

Roose et al.

(1998).

De analyse

werd

uitgevoerd op een Carlo Erba 8000 GC gas chromatograaf

met

een

electron

en

detector en een 60m DB-17 en DB-5 kolom, beide met een

film

van 0.25

J.Lil1

en

interne

diameter

van

0.25 mm. De detectielimiet bedraagt 0.1 ng/g

(vetbasis).

De kwaliteitsgarantie van de analyses werd

verzekerd

door de

analyse

van

blanco's, testen

naar

reproduceerbaarbeid en herhalingen, analyse van standaard oplossinge

en

analyse van

gecertifieerd referentiemateriaal (BCR CRM 349). Het laboratorium analyseert routinematig

stalen in het kader van een internationaal

-

netwerk voor analysekwaliteitsgarantie

(QUASIMEME

voor analyse

van

organochloor componenten in biologische stalen).

Analyseresultaten onder de detectielimiet werden beschouwd als 0.05 ng.g-

1

vet.

De resultaten

worden

uitgedrukt in ng.g-

1

lichaamsgewicht ('B

,

W' body weight) of

vet

('FW

fat weight).

De

meetresultaten worden voorgesteld voor elk van de individuele stoffen, met uitzondering van

de congeneren PCB28 en PCB31 waarvan hun som aangegeven wordt. De resultaten werden

tevens

omgerekend en uitgedrukt in totaal PCB (Som PCB)(= som van de gemiddelden van

de 10 congeneren vermeld in Tab. 4) en totaal DDT (som van de gemiddelden van de DDT

isomeren

vermeld in Tab. 4).

3. Resultaten

Per staalnameplaats en -datum wordt voor elke stof het gemiddelde berekend

voor

de

analysegegevens van de individuele palingen.

(6)

Tabel 5: Spreiding van de concentraties aan PCB's en

pesticiden (Waarden uitgedrukt in

ng.g-1

lichaamsgewicht behalve * in ng.g-

1

vet).

spreiding van de

spreiding voor de individue

l

e

gemiddelden per locatie en

palingen

(N =253)

bemonsteringsdatum (N =

79)

nun

ma x

nun

max

I

PCB 28

+PCB

31

0.19

77.91

0.008

255.3 PCB52

1.07

348.2

0.28

624.4 I

PCB

101

0.92

832.2

0.61 1505.8

PCB

105

0.58

240.2

0.42

411.8 I

PCB 118

2.77

786.3

1.26 2076.4

I

PCB 138

4.85 2044.8

3.66 2924.2

I

PCB

153

7.35 3201.2

4.99 5098.7

_I

PCB 156

0.28

116.3

0.20

180.8 _I

PCB 180

3.05 1221.7

1.82 1705.7

_I

Som PCB

21.78 8862.3

14.99 13071.4

I

Som

PCB*

147.15 46840.2

102.4 74316.7

I

a-HCH

0.0076

13.76 0.0008

17.0 _I

y-HCH (Lindaan)

0.69 1286.33

0.51 1521.3

_I

Dieldrin

0.22

89.51

0.022

208.8 I

Aldrin

0.002

11.39 0.0008

13.9 _l

Endrin

0.002

183.89 0.00075

495.8 I

Hexachlorobenzeen

0.15

39.62

0.017

45.8 j

(HCB)

p,p'

-DDD (TDE}

0.009

306.13 0.0015

498.3 I

p,p'-DDT

0.001

23.95 0.0008

102.0 j

p,p'-DDE

8.10

741.10

3.11 1055.9

!

.

SomDDT

10.21 1028.83

3.51 1554.3

trans

Nonachloor

0.001

10.43 0.0009

27.0 l

4. Afwijkingen t.o.v. referentiewaarden

De gemeten gemiddelde concentraties PCB 's en pesticiden in paling afkomstig

van

de 75

staalnameplaatsen werden ingedeeld in vier klassen gebaseerd op de mate

van

afwijking t.o.v

.

referentiewaarden.

Als referentiewaarden werden de gemiddelden van de 12 laagste gemeten

gemiddelde concentraties beschouwd. Voor iedere gemiddelde meetwaarde wordt de

verhouding

t.o.v. de referentie berekend, variërend van 1 tot 100.

Waarden

<

1 of> 100

worden respectievelijk als 1 of 100 beschouwd. Het logaritme van deze

verhouding

('log V')

varieert tussen de grenzen 0 en 2, waartussen 4 klassen gedefinieerd

werden..

De indeling in

klassen van gemiddelde concentraties PCB 's en pesticiden in paling

en

de gebruikte

(7)

Tabel 6: Referentiewaarden voor zware metalen in s

p

ierweefsel van paling en de berekende

overeenkomstige klassengrenzen.

Polluent

Referentiewa

_{log V< 0.4}

_0.4

~log

V< 0.8

~log

V<

log

V~

1.2 arde

_0.8

_1.2

ng/g

lichaamsgewi

V~

~A,

ro

ebt

PCB 28+PCB 31

2 V< 5

.

02

5 .

02 ~V<

1

2 .62

12 .

62 <

~

31.70

<V~

200

31.70 PCB 52

5

· V< 12

.

56 12.56 ~V<

31.55

~V<

79 .

24

~V<

500

31.55

79 .

2

4 PCB 101

10 V< 25

.

12

25.12

~V< 63.10~V<

158.49

~V<

63.10

158.49 1000

PCB 105

5 V< 12.56

12.56~V<

31.55

~V<

79 .

24

~V<

500

31.55

79.24 PCB 118

20 V<50

.

24

50.24~V

<

126 .

19

~V<

316.98

~V<

126.19

316.98 2000

PCB 138

20 V<50

.

24

50.24~V<

126.19

~V< 316.98~V<

126.19

316 .

98 2000

PCB 153

20 V<50.2

4

50.24~V< 126.19~V<

316 .

98

~V<

126.19

316.98 2000

PCB 156

2 V<5.02

5 .

02

~V<

12 .

62

12.62

<V~

31.70 < V

~

200

31.70 PCB 180

10 V< 25.12

25.12~V<

63 .1

0

~V<

15

8 .49

~V<

63.10

158.49 1000

Som PCB

100 V< 251.19

251.19

~V< 630.96~V

<

1584.89

~V<

630 .

96 1584.89

10000

a-HCH

0.5 V< 1.26

1.26

~V<

3 .

15 3.15 ~V<

7 .

92

7.92~V<50

y-HCH (Lindaan)

10 V< 25

.

12 25.12 ~V<

63.10~V<

158.49

~V<

63.10

158.49 1000

Dieldrin

5 V< 12

.

56 12.56 ~V<

31.55 ~V<

79 .

24 ~V<

500

31.55

79.24 Aldrin

0.1 V<0.25

0.25

~

V< 0

.

63

0.63

~V<

1.58

1.58~V<10

Endrio

0 .

5 V< 1.26

l.26~V<3.15

3.15 ~V<

7.92

~V<

50 Hexachlorobenzeen

2 V<5.02

5 .

02

~V<

12.62 12.62 <

~

31.70

<V~

200 (HCB)

31.70 p,p'-DDD (TDE)

V< 2.51

~.51 ~V<

6.31

~V<

15.85 15.85

~V<

100 p

,

p'-DDT

0.1 V<0.25

0.25

~V<

0.63

~V<

1.58

1.58~V<10

p

,

p

'

-DDE

30 V<

75.36

75.36~V

<

189.29.~

V<

475.47 ~V<

189.29

475.47 3000

Som DDT

30 V<

75.36

75.36~V

<

189.29 ~V<

475.47 ~V<

189.29

475.47 3000

Trans Nonachloor

0.1 V

<0.25

0.25

~V

<

0.63

~V<

1.58

~V<

10 Klasse

niet

afwijkend

licht

afwijkend

AfWijkend

Sterk afwijkend

Voor elk

der polluenten werd voor elke meetplaats de overeenkomende afwijkingsklasse

volgens

een specifieke kleurcode cartografisch

weergegeven

(Zie kaarten in bijlage, Figuren 1

tot

21). Uit Fig 1 kunnen wij besluiten dat

voor

de beschouwde polluenten gemiddeld 15

%

(8)

100%

90%

80%

-

70%

~

-

Cl

60%

.5

~

50%

cP

!

cP

40%

:::s

l

30%

20%

10%

0%

..-

N

..-

1/) CIC) CIC) ("') ("') 1/) ₀ ₀

..-

("') 1/)

m m

₀

..-

_{m m m m m}

..-

..-0

_a.

₀

a.

_a.

+

CIC) N

m

0 a.

<0 0 VJ

z

0:::

z

m

<( 1/) CIC)

äl

_{~ 0}

_~

0 J:

..-

..-0

..J

_J:

₀

m m

0 _w

0

0 a.

..J

z

J:

ö

a.

_E

<(

_w

0 VJ (!)

a.

w

J:

_I=

0

0 J:

a.

0 a.

w

(/)

0

j:....

1-

₀

0 E

0 VJ

~

0 z

1-•sterk

afwijkend

Datwijkend

•licht

afwijkend

•niet

afwijkend

Figuur 1

:

De procentuele verdeling van de

gemiddelde concentraties aan PCB 's en pesticiden

in

het spierweefsel van paling van 75

(9)

van de meetplaatsen sterk afwijken, terwijl gemiddeld 41 % van de meetplaatsen niet

afwijken van de referentie.

Bovenstaande figuur (Fig

1 en de kaarten

in

bijlage

)

geven een beeld

v

an de

verontreinigingsgraad in paling uit verschillende waters verspretd over Vlaanderen

.

Dit geeft

dus een indicatie van de polluentverspreiding in Vlaanderen. Met betrekking tot de

representativiteit van de meetplaatsen voor het ganse Vlaams gebied dien

t

echter gesteld dat

bepaalde bekkens of belangrijke waters ondervertegenwoordigd zijn of niet in de dataset

vervat zijn. Momenteel wordt, via gerichte staalnames, gewerkt aan een vollediger overzicht

voor Vlaanderen.

Som PCB's (op basis van versgewicht) zijn het laagst vooral in West-Vlaanderen

(IJzerbekken en Boudewijnkanaal) alsook in enkele afgesloten waters

in

het Scheldebekken

(Oude Scheldearm Spettekraai, Kalkense meersen

,

Berlare Broek, Domein Breeven,

Putten

van Niel

,

Groot Zuunbekken), op de Demer, het Kanaal van Beverlo en de Dommel.

Sterk afwijkende waters voor Som PCB situeren zich op de Zand

w

inningsput van Weerde

(met uitzonderlijk hoge waarden)

,

maar ook op de Laan (bovenloop Dijle) in 1998

. In 1999

werden de hoge waarden op de Laan echter niet terugg

e

vonden, hoogstwaarschijnlijk omdat

deze staalname in 1999 weinig representatief was (slechts één paling

v

an kleine afmeting).

Verder blijken ook een aantal waters u

i

t Antwerpe

n

en Limburg in sterk afwijkende mate veel

PCB's te bevatten (het Kanaal Dessel-Schoten te Schoten

,

het Kanaal Bocholt-Herentals

(Lommel)

,

de Wateringen te Lommel en de Maas).

Over het algemeen zijn dezelfde regionale trends merkbaar

v

oor de individuele PCB

congeneren

,

alhoewel soms plaatselijke afwijkingen kunnen bestaan. Opvallend zijn de

hogere concentraties aan laaggechlooreerde PCB-congeneren (PCB 28+31) in enkele

meetpunten in het kustgebied (Kamerlingsgeleed, Blankaart reservaat, Nieuw Bedelf en

Leopoldkanaal)(sterk afwijkend)

.

Ook de Moervaart

,

de Leie, de Oude Leie te Ooigem en de

kanalen ten Noorden van Brussel (Kanaal Brossei-Rupel en Kanaal Leuven-Dijle) wijken

voor PCB 28+ 31 en ook meestal voor PCB 52 sterk af van de referentiewaarde.

Voor hexachloorbenzeen worden slechts op het Kanaal Bocholt-Herentals sterk afwijkende

waarden gemeten. Afwijkingen ten opzichte van de referentietoestand werden gemeten te

Weerde, op de Demer (te Diest ter hoogte van het waterzuiveringsstation), op de Laan (in

.

1998) en de Dijle (stroomafwaarts de monding van de Laan, te Heverlee en te Leuven) en op

de Schelde te Doel.

Wat betreft Som DDT zijn sterk afwijkende waarden genoteerd op de Zandwinningsput te

Weerde en op de Oude Durme te Hamme. Afwijkend zijn een aantal afgesloten waters zoals

de Oude Scheldearm het Anker, de IJsebroeken te Overijse, de Scheyteput te

Berehem-Kluisbergen en de Damse Vaart, de Demer te Diesten de Loopsloot te Destelbergen.

(10)

afwijkingskiassen van de verschillende drins (zie kaarten in bijlage) blijken geen duidelijke

correlaties te bestaan tussen de:z;e polluenten onderling.

Voor alfa-HCH worden sterk afwijkende waarden gemeten in palingen van het

Kamerlingsgeleed (Oudenburg), het Albertkanaal, het Schelde-Rijnkanaal en het Viconia

reservaat. Bovendien scoren 23 ander meetplaatsen 'afwijkend'

.

Gamma-HCH (lindaan) is

sterk afwijkend op 9 plaatsen. Deze meetplaatsen situeren zich in het Dzerbekken, op de

Demer en op de Dijle. Verder zijn nog 15 locaties afwijkend.

5. Normen en normoverschrijdingen

Momenteel bestaan er in Vlaanderen geen specifieke normen voor toegelaten

polychloorbiphenylen- en organochloorpesticidenconcentraties in paling. Het verdient

aanbeveling deze normen uit te werken, waarbij verschillende normen onderscheiden kunnen

worden.

Ecotoxicologische normen voor de waters

Hiervoor is de paling een geschikte indicator gebleken. De voor te stellen ecotoxicologische

normen zijn grenswaarden voor de verschillende polluentconcentraties in paling waarboven

negatieve impact van de polluenten op een of meerdere andere compartimenten van het

ecosysteem te verwachten zijn. Deze normen moeten dus beschouwd worden als waarden ter

bescherming van het ecosysteem. Niet altijd zijn de noodzakelijke ecotoxicologische

gegevens beschikbaar en bij het opstellen van deze normen zal het voorzichtigheidsprincipe

gehandhaafd dienen te worden.

Tolerantienormen

in

paling uit de binnenwateren zijn mensgerichte consumptienormen. Deze

normen dienen te steunen op de mensgerichte toelaatbare dagelijkse opname (ADI waarden of

Acceptable Daily Intake). Bij overschrijding van deze norm dienen er acties genomen te

worden om de consument te beschermen (informatieverstrekking en sensibilisatie, ontrading

van consumptie voor vis, meeneemverbod, verbod op (semi

-

)beroepsvisserij, hengelverbod,

...

).

Normen voor vis in de handel

Er zijn geen wettelijke gehaltes voor pesticides

in

vis, gezien vis niet is opgenomen in het

meest recent Koninklijk Besluit met betrekking tot deze materie (BS, 2000 a). Vis werd niet

opgenomen in de bijgevoegde lijst van dierlijke voedingsmiddelen.

(11)

Alhoewel er dus wettelijk geen normen van toepassing zijn werden in Tab. 7 onze

meetwaarden vergeleken met buitenlandse normen en met de Belgische norm voor PCB's in

dierlijke productie.

Tabel 7 : Aantal

meetplaatsen

(op 75) met normoverschrijdingen voor de polluenten (N)(op

basis van de gemiddelde waarden)(BW

=

op lichaamsgewicht (body weight), FW

=

op

vetbasis

(fat weight)). Gebruikte normen: 1- Nederlandse consumptie tolerantiewaarden (ref)

2- Internationaal (o.a. U.S.)

gebruikte

norm

,

3- Belgische norm voor PCB's in varkens en

gevogelte (Koninklijk

Besluit

tot vaststelling van de maximale gehaltes aan dioxines en

polygechloreerde bifenylen in sommige voedingsmiddelen, 19 mei 2000) , 4-. Amerikaanse

en Canadese norm (Canadian Guidelines for Human Consumption, 5- Concepttolerantienorm

Nederland)

Polluent

Norm

N

Meetplaatsen met normoverschrijding

PCB28

500ng/gBW

1

l

oCO%)

-PCB 52

200 ng/gBW

1

1 3 (4%)

WEE

(98/99),

KBH2

,

DA (94)

PCB 101

400 ng/gBW

1

11 (1.3%)

WEE (98/99),

PCB 118

400 ng/gBW

1

1 2 (2.7%)

WEE (97 /98/99),

OSA

PCB 138

500 ng/g

BW

1

1 3 (4%)

WEE (97/98/99), LAA (98)

,

KDS8

PCB 153

500 ng/gBW

1

5 (6.7%)

WEE (97

/98/99),

KDS8, KBH2, LAA

(98), WL

PCB 180

600 ng/gBW

1

1 1 (1.3%)

WEE (98/99),

Som PCB

2000 ng/g BW

2

₁

_{4 (5.3%)}

WEE (97 /98/99), LAA (98), KDS8;

KBH2

Som PCB

200 ng/g FW

3

₁

_{73 (97.3%) Zie figuur (alle meetplaatsen behalve}

KOO

enVR)

a-HCH

50 ng/g

5

0 (0%)

y-HCH

200 ngJ'g'

6(8%)_

OAV,

KOO, LEV,

DEM3,

KNDl, KG

Dieldrin

100 ng/g

4

0 (0%)

Geen gemiddelden boven de

norm, wel

individuele

palingen

te WEE(97),

AB en

KKB

HCB

100 ng/g

BW

5

l

oCO%)

Som p,p'-DDE

+

1000 ng/g

BW

1 (%)

WEE (97)

TDE

+

p

,

p' -DDT

Naast

deze

normen

zijn er

van

een aantal polluenten

normen

beschikbaar betreffende de

maximale

dagelijkse opname

(ADI) van

het polluent door de mens via o.a. de voeding

.

Deze

normen

zijn

bepaald

door de 'World Health Organisation' (WHO),

'de

Joint F AOIWHO

Expert

Committee on Food Additives'

(JEFCA)

en de 'Environmental Proteetion Agency'

(EPA). (Knights,

1991 ). Deze ADI waarden bedragen

voor

totaal PCB

1

~glkg

lichaamsgewicht,

voor totaal DDT

·

5

~glkg

lichaamsgewicht, voor

lindaan

I

~glkg

lichaamsgewicht

en

voor

dieldrirl 0.1

~glkg

lichaamsgewicht.

Op

basis

van

deze normen en de gemeten concentraties op de meestvervuilde meetplaatsen

werd

nagerekend

wat

de maximaal toelaatbare dagelijkse (jaarlijkse) palingconsumptie is

(12)

Tabel 8 Maximaal toelaatbare palingconsumptie per dag

(jaar)

Yoor

de

meest

vervuilde

sites

voor Som PCB, Som

DDT,

Lindaan en Dieldrin, rekening houdend

met

de ADI

waarden

Polluent

ADI voor een persoon Meetplaats Gemiddelde

Maximaal

van 70 kg

concentratie in

toelaatbare

paling

consumptie van

paling per dag (per

jaarl

Totaal PCB

70 Jlg

WEE98

8862 n!!/2

I

7 ,

8 g (2.9 kg)

Totaal DDT

350 J.lg

WEE98

1029 n!!fg

I

340 _g_{124

k_g)

Lindaan

70 J.lg

OAV

1286 ng/g

I

54.4g (19.8 kg)

(y-HCH)

Dieldrin

7J.I.g

KKB

89.5 n!!l_g_

I

78 _g_i28.5

k_g}_

De hierboven aangehaalde cijfers dienen gezien te

worden

in functie

van

het totaal

voedingpakket waarbij de blootstellingsgraad hoog

kan

oplopen. Recente gegevens

gepubliceerd door het Codex Alimentarius tonen aan dat personen met een gemiddeld dieet

van

om het even welke regio uit de wereld de ADI normen \OOr

lindaan

overschrijden met

een factor 3.8 tot

12. De hoogste consumptie van lindaan

wordt

gemeten in een typisch

Europees dieet dat overeeenkomt met 12.4 maal de ADI norm.

Bovendien is het risico

ook

afhankelijk van de persoon zelf :

de

polluenten

worden veel

toxischer

bij kinderen, zwangere vrouwen en vrouwen die

bors

tvoeding

geven,_

Op basis van beperkte

gegevens

over het menselijk consumptiepatroon in U.K. werd er

aangenomen dat paling voor sommige individuen een significante bron van PCB inname

vertegenwoordigt

(Harrad en

Smith

,

1999).

Door het Nederlandse Ministerie voor Landbouw, Natuurbeheer en

VISSerij werd

onlangs

(20

september

2000) voorlopig

afgeraden

om paling te

consumeren

van

de

grote rivieren.

Consumptie van gemiddeld niet

meer

dan één hele paling

per

week

afkomstig

van het

IJ sselmeer werd

als

veilig geadviseerd. Aanleiding was een onderzoek van het Nederlands

Instituut voor Visserij-onderzoek waaruit

bleek

dat

paling

uit de grote rivieren en

ook- maar

in mindere mate

-

uit

het

IJsselmeer relatief hoge hoeveelheden dioxine

en

dioxine-achtige

PCB'sbevatten (Leonards et

al.

,

2000).

6. Vergelijking van

polluentconcentraties

in

paling en

metingen in

water

en

waterbodem

De actuele concentraties van

organochloorpesticides

in

opppervlaktewater

worden

gemeten

door de Vlaamse Milieumaatschappij

(VMM,

2000).

Met

betrekking

tot

de OCP's die ook in

paling gemeten werden kan

men stellen dat deze stoffen

- wegens hun

apolaire structuur

-weinig wateroplosbaar zijn

en dus

vrij moeilijk

meetbaar zijn

in de

waterk

olom. De metingen

tonen aan

dat

voor verschillende

OCP's de individuele normen opgesteld

in

uitvoering

van

de

Europese richtlijnen

op een aantal plaatsen overschreden

worden.

Een

vergelijking van

de

meetresultaten in water

met onze metingen in paling toont aan dat :

(1) voor verschillende

polluenten de detectie van deze stoffen

in het water veel

moeilijker is

dan in

paling, bv HCB werd in

water

slechts in 2%

van

de metingen

gedetecteerd, in

paling

bedroeg het

aantal HCB metingen boven de detectielimiet

100 % (op 253

metingen)

(2)

de mate

van

overeenstemming tussen de hoogste waardes

van

OCP

in water

en in paling is

(13)

hoogste polluentvrachten van

lin~a

n in water en in paling vergelijkbaar, met voor beide de

meest afwijkende waarden in he

zer ebieden in het Demerbekken (Zie kaart figuur 12).

(3) Het feit dat Dieldrin vanuit Fra

"jk en Lindaan vanuit Franrïk en Wallonië zouden

aangevoerd worden zoals gestedl in VMM (2000), kan uit de kaarten niet bevestigd worden.

In

een vorige analyse (Belpaire et al., 2000) werden BSAF-waarden ('Biota Sediment

Accumulation Factor') of de verhouding van de polluentconcentratie in vis (uitgedrukt in ng/g

vet) en

in

slib (uitgedrukt op basis van totaal organische koolstof) berekend voor de PCB's

(PCB 28, PCB 52, PCB 101, PCB 118, PCB 138, PCB 153 en PCB 180), voor enkele OCP's

(DDE, DDD, DDT, HCB, aldrin, dieldrin en endrin). Dit gebeurde op een dataset van 11

locaties waarvan zowel de concentraties in paling als in de waterbodem beschikbaar waren.

Hieruit bleek o.a. dat lindaan en de PCB's het best accumuleren in vet. Vervolgens

accumuleren-in mindere mate-DDT -derivaten gevolgd door de drins. Gezien de

accumulatiefactoren per polluent soms danig verschillen,

kan

men de gemiddelde

concentraties van de gemeten polluenten op eenzelfde staalnameplaats niet onderling

vergelijken tenzij door met deze accumulatiefactoren rekening te houden, m.a.w

.

uit

evenwaardige concentraties aan bijvoorbeeld lindaan en endrio in paling afkomstig van één

meetplaats mag men niet besluiten dat de concentraties aan lindaan en endrin in de bodem

gelijk zouden zijn.

In

onderhavige studie werden 75 staalnameplaatsen vergeleken met monsterpunten uit de

studie "Karakterisatie van de bodems van de Vlaamse waterlopen" (Ministerie van de

Vlaamse Gemeenschap, 1995-2000; De Cooman et al., 1998). Achttien meetpunten werden

als gemeenschappelijk beschouwd (maximaal2

km

van elkaar verwijderd) (zie Tabel 9)

Tabel 9: De achttien gemeenschappelijke IDW-meetplaatsen en monsterpunten uit de

karakterisatiestudie waterbodems (maximaal2 km van elkaar verwijderd).

Water

Kanaal van Dessel naar Schoten

· -

Kanaal van Dessel naar Schoten

Schelde

Schelde-Rijokanaal

Demer

Dommel

Laan

Ij se

Monding Ringvaart in kanaal Gent

-

Terneuzen

(14)

Eenduidige relaties tussen de concentraties van de respectievelijke polluenten

in

de bodem en

in het spierweefsel van de paling konden in deze beperkte dataset niet aangetoond worden. In

de figuren 2 en 3 zijn de relaties bij wijze van voorbeeld weergegeven voor de som van

PCB's en pp DDE,. Verschillende factoren kunnen hierin een rol spelen (te beperkte dataset;

geen exacte overeenstemming van monstername in tijd en ruimte;

v

erschillen

in

aan het slib

gebonden en biobeschikbare polluenten; dikwijls zeer lage concentraties

in

de waterbodem

( detectielimieten); ... ) en het verdient daarom aanbeveling om de beide meetnetten zoveel

mogelijk op elkaar af te stemmen.

1200,00 1000,00 Qi 800,00 > ..!2> Cl

.s

600,00

w

0

•

0 0. 0. 400,00 200,00

I

•

0,00 0

2

•

3

4

5

6

ppDDE ( IJg/kg DS w aterbodem)

•

y

=

95,759x

+

223 ,

94

R2=0,324

7

8

9

(15)

35000

,

00 30000

,

00 25000

,

00 -

_> ~

20000,00

.s

E

0

15000

,

00

Cl) ID (.) 0..

10000

,

00 5000

,

00

• _•

0 ,

00

•

0

10

20

•

30

40

y =88,924x +2711,4 RZ =0,0892

50

60

R::Bsom (!J91'1q} OS w

a:teri:lodem)

70

80

F

i

guur 3: Relatie van de

som

van de

gemeten PCB-concentratie

in

v.-ar.erbodem

(

mglkg

DS

)

en

in

sp

i

erwee

fs

e

l

(16)

7. Vergelijking met andere landen

De Som PCB metingen (gemiddelden)

varieerden

op onze

locaties van 22

tot 8862 ng/g BW.

Zeer hoge

PCB

concentraties

werden aangetroffen

in

palingen

uit Canada

in

1982 (5060

ng/g

BW

in

Lake Ontario, 2950 ng/g BW

in Lake

St Pierre, 5540 ng/g BW

nabij

Quebec, enz.)

(Desjardins

et al., 1983). Ook Castonguay et al.

(1989)

rapporteren

hoge

concentraties

(gemiddelde

gehaltes variërend

van

2555 tot

6320 ng/g

BW)

in vijf

sites

over

de St-Lawrence

rivier

in

de

jaren

tachtig. Het betrof hier echter

metingen

in grote

migrerende

exemplaren

(lengte 80 tot

90 cm). Recentelijk

werden

metingen van palingen

van zes

plaatsen aan de

Hudson

rivier uitgevoerd.

Resultaten

varieerden van

1300

tot

5000

ng

l

g

BW

(Steinbacher et

al.,

2000).

In

Zuid-Finland werden in paling

van het

Kemaalanjarvi

meer (Vanajavesi rivier)

als gevolg

van jarenlange verontreiniging

door

de

papierindustrie

in 1998

en

1990

PCB concentraties

gemeten

tot

33800 ng/g BW (maximum). Drie jaar

later

bedroeg de gemiddelde concentraties

in

palingen uit het meer 1700 ng/g BW,

met 12.9% van

de paling ongeschikt

voor menselijke

consumptie

(>2000

ng/g Finse norm)(Tulonen en

Vuorinen,

1993).

Ook

in

Duitsland in de Beneden-Elbe

werden

zeer

hoge waardes aangetroffen (580 tot

10930

ng/g

BW)(Kruse et al., 1983).

In

Engeland

varieerde

de totaal PCB concentratie

van

palingen uit 11 rietrijke

locaties

met

natuurbehoudswaarde in

1991

van

10 tot 130 ng/g BW,

met

uitzondering

van

één site met 910

ng/g

BW (Mason,

1993).

Tijdens een studie naar de polluentaccumulatie

van

palingen uit 41

locaties in

Wales (Weatherley et al.,

1997)

in 1993 bleken de

totaal

PCB concentraties onder

50 ng/g BW

te

blijven op 73% van de meetplaatsen.

In

palingen uit

twee

meetplaatsen op de

Sevem

werden

gemiddelde PCB concentraties gemeten

van

14 ng/g (Harrad en Smith, 1999).

In

Duitsland bedroeg de gemiddelde PCB concentratie in palingen uit de Neekar rivier 423

ng/g

BW (Haiber en Schoeler, 1994).

Newsome

en Andrews

(1993)

meten gemiddeld 753 ng/g BW (totaal PCB gemeten als de

som van

39 congeneren) in palingen van de grote meren (Noord-Amerika).

Gemiddelde concentraties aan Som PCB in palingen uit de Vistula en de Baai van Puck

(Polen,

1982-83) was 650 en 1200 ng/g BW (Falandysz en Lorenc-Biala, 1987 en Falandysz

en Centkowska, 1987).

Hushenbeth (1977)(in

Brusl~

meet PCB concentraties

in

paling uit de Noord

-

en

Baltische Zee

van

502 tot 81R:9

W. De Boer en Hagel (1994) beschrijven de ruimtelijke en temporele variaties van PCB

verontreiniging

in paling uit 31 meetplaatsen over Nederland. Uit hun rapport blijkt o.a. dat

de PCB gehaltes van paling uit Rijn en Maas tot de hoogste behoren die ooit

in zoetwatervis

in

Europa gemeten werden. De omvang van de polluentvrachten van een aantal PCB

congeneren werd vergeleken voor wat betreft deze Nederlandse cijfers en de

in

Vlaanderen

teruggevonden

waarden (Fig. 4). Hierbij dient wel vermeld dat de Nederlandse meetplaatsen

hoofdzakelijk gekozen werden in functie van bekende sterk gecontarnineerde sites daar waar

dat de keuze van de Vlaamse meetplaatsen niet door dit criterium gestuurd was en eerder het

gevolg was van het ter beschikking krijgen van voldoende geschikte monsters via een

visbestandsmeetnet.

De Nederlandse metingen gebeurden op gepoolde monsters van 15 tot 25

(17)

Figuur 4: Gemiddelde waarden van de metingen van de PCB congeneren PCB 105 PCB 118 en PCB 180

(van

boven naar onder) op

76 meetplaatsen

in

Vlaanderen (periode 1994

-

99) en op 31 meetplaatsen

in

Nederland

(periode

1977

-

1990)(Nederlandse waarden naar De

Boer

en

Hagel

1994)

.

De meetplaatsen werden telkens

(18)

153 en 180

vergeleken werden kan men stellen dat - althans voor wat betreft de voorgestelde

congeneren-de PCB concentraties

in de Nederlandse dataset doorgaans iets hoger liggen dan

voor de Vlaamse meetplaatsen.

Dit is ons inziens deels het gevolg van de keuze

v

an de

locaties, waarbij in de Nederlandse

dataset vooral de grote ri

v

ieren en kanalen bemonsterd

werden. Verder is het duidelijk

dat er tussen de Vlaamse meetplaatsen

ook

enkele extreem

hoge waarden opvallen die boven

de Nederlandse waarden uitstijgen, dit is voornamelijk het

geval voor de Zandwinningsput

van Weerde. Uit Tab 10 blijkt bo

v

endien dat er

in

Nederland

voor de laaggechloreerde congeneren

enkele waters (Roer

,

met lekken vanuit de hydraulische

systemen van de mijnindustrie)

met zeer hoge concentraties voorkomen, althans in

vergelijking met de Vlaamse

meetwaarden.

Tabel10: Vergelijking van

concentraties van PCB congeneren in Vlaanderen en Nederland

(concentraties uitgedrukt

in ng/g

BW).

Nederland

Vlaanderen

Vooral grote

rivieren en

(deze studie)

kanalen

75 plaa

t

sen

(De Boer en

Hagel,

1994)

31 _plaatsen

PCB52

1-2640

1 -

348 PCB 101

1-2972

1-832

PCB 118

3-856

3-786

PCB 138

5-2045

PCB 153

9-4109

7-3201

PCB 180

3-496

3-1222

In een literatuur overzicht

vergelijkt Brusle (1991, in Knights

,

1997) (11 rapporten)

de

ruimtelijke

verspreiding van

bioaccumulatie

in

paling

van een aantal zoet water milieus.

Palingen bevatten residuen

van

14-2000

· DDT,

140-190

DDE

en 40-100 DDD (in

ng/g BW)

in de meer verontreinigde

waters. In vergelijking tot deze waarden kunnen respectievelijk

1.2%, 13.7% en 21.2%

van

onze

Vlaamse

sites

gecategoriseerd worden

als

verontreinigd

met

.

betrekking tot DDT, DDE en DDD.

'

De DDE concentraties

in

paling uit onze

Vlaamse waters variëren van

8 tot 741

ng/g

BW

(gemiddelde concentraties per locatie). Ter

vergelijking: Mason (1993)

meet DDE

concentraties

in

paling

van

10 tot 270

ng/g

BW in

11 rietrijke

sites met natuurbehoudswaarde

in U.K., in Nederland meet Pieters in 1992

in

de

rivier

De Vecht DDE

waarden

tussen 47 en

260 ng/g BW (zes plaatsen).

In

palingen uit 41 zoetwater

habitats

van zeer diverse type

in

Wales (1993) bedroeg de gemiddelde DDE concentratie

(over

de

41 sites) 23

ng/g

BW

(Weatherley et al., 1997).

In

1985 werden

in

de

rivieren

Mole and Taw

((U.K.)

op 8 sites

DDE waarden in palingen gemeten

van

29-298 ng/g BW (Harnilton, 1985) en geëvalueerd als

onvoldoende hoog om zorgwekkend te zijn.

In

het estuarium

van

de St-Lawn:nce rivier

werden in 1990 DDE gemiddelden gemeten

van

58 tot280 ng/g DDE (Hodson et al., 1994) en

benoemd als "meest geconcentreerde pesticides".

In

1982

werden

op 6 sites in hetzelfde

estuarium (dat toen als een van de meest vervuilde

rivieren

kon beschouwd

worden wat

(19)

Dezelfde grootteorde

van variatie (in vergelijking met andere rapporten) vinden we terug voor

p,p' -DDD (TDE) en

voor

p,p' -DDT

.

De p,p

'

-DDD (TDE) concentraties in Vlaanderen

variëren van 0.01 tot 306

ng/g BW; in De Vecht (Nl)(1992) 20 totl30 ng/g BW;

in het

estuarium van de St-Lawrence

rivier in 1990 45 tot 85 ng/g (Hodson et al., 1994) en in 1982

23 tot 186 ng/g BW (Castonguay

et al., 1989; in 41 sites in Wales (1993) gemiddeld 6 ng/g

BW (Weatherley et al., 1997).

De p,p'-DDT concentraties

in Vlaanderen variëren van 0 tot 24 ng/g BW; in De Vecht

(Nl)(l992) 0.9 tot 11 ng/g BW;

in het estuarium van de St-Lawrence rivier

in

1990 19 tot 71

ng/g (Hodson et al., 1994) en

in 1982

6 tot 190 ng/g BW (Castonguay et al., 1989); in 41 sites

in Wales (1993) gemiddeld 6

ng/g BW (Weatherley et al., 1997).

Gemiddelde concentraties aan

Som

DDT

in palingen uit de Vistula en de

Baai

van Puck

(Polen, 1982-83)

was

resp. 220

en 720 ng/g BW (Falandysz en Lorenc-Biala, 1987 en

Falandysz en Centkowska,

1987).

We dienen dus te stellen dat de

gemiddelde concentraties van DDT en derivaten gemeten in

paling uit een aantal waters (met

als extreme waarde het Meer van Weerde) zeer hoog liggen

en vergelijkbaar zijn met de hoogste

waarden aangegeven in de ons bekende rapporten. Te

meer opmerkelijk daar het

gebruik van DDT en derivaten in ons land sedert 1974 verboden is

(BS

6.12.1974).

De gemiddelde lindaanconcentratie

per Vlaamse locatie bedraagt tussen 0.7 en 1286 ng/g BW

(met

als zeer extreme waardes

de

Oude

Avaart te Pervijze (1286 ng/g) en de Koolhofput te

Nieuwpoort

(791 ng/g)). Dit

zijn zeer hoge

waarden die nergens

in

de literatuur

teruggevonden

werden. In

Nederland worden lindaan concentraties gemeten van 9 tot 98 ng/g

op 22 locaties in diverse

Nederlanse binnenwateren (de Boer et al., 1998), maximale waarden

werden in de Maas aangetroffen. Op

zes meetplaatsen in de rivier de Vecht 1992 werden in

1992 waarden tussen 12 en

120 ng/g BW gemeten

(Pieters, 1993).

Op

verschillende sites van

de Rijn Maas delta (1993-1994)

werden concentraties

gemeten

tussen

8.9 en 48 ng/g

BW

(Hendriks et al. 1998). Metingen

in paling in

het

Ijsse1meer tijdens zeven opeenvolgende

jaren in de periode 1978 en 1985 geven

concentraties tussen 3 en 50 ng/g

BW

(CCRX, 1986).

In 1979 werd lindaan in

NI verboden voor

alle

gebruik vanwege de hoge

bioconcentratie

in

de

voedingscyclus.

In Engeland in de

rivieren

Mole

en Taw

.

(8 meetplaatsen in

Devon)

varieerden

de

lindaanconcentraties in paling

(1984)

tussen 31

en 171 ng/g

BW (Hamilton,

1985).

Weatherley et al. (1989) rapporteren slechts lage

lindaan metingen tijdens

een onderzoek op

41 meetplaatsen in Wales, op 2 plaatsen (Taffrivier)

werden

concentraties

van

ca 10

ng/g

BW

gemeten.

In Finland werd 4.8 ng/g BW gemeten

in the Vanajavesi

rivier (Tulonen en Vuorinen,

1996).

Het gebruik van lindaan is in Finland

verboden

sinds

1988.

De gemiddelde lindaanconcentraties in palingen uit de

Vistula en

de Baai van Puck (Polen,

1982) was resp. 31 en 25 ng/g BW (Falandysz en Lorenc-Biala,

1987

en Falandysz en

Centkowska, 1987). Metingen

in

de St-Lawrence rivier bedroegen 4 tot 44 ng/g in 1982 en 2

tot 3 ng/g in 1990 (Castonguay et al1989, Hodson et al1994).

Het gebruik van lindaan is sedert 22

november

197 4

in

ons land streng gereglementeerd, en

is

(20)

Ook alfa-HCH is in Vlaanderen

vrij hoog in vergelijking met andere buitenlandse rapporten

(de

gemiddelde concentraties variëren

tussen 0.008 ng/g en 14 ng/g BW).

In

N

ederland

zijn

meerdere metingen gerapporteerd

maar ook deze waarden blijven onder de V

l

aamse metingen

0.5 tot 6.6 ng/g BW in22 locaties

in Nederlanse binnenwateren (de Boer et aL, 1998)(met één

uitzondering van 74 ng/g voor

één locatie op het Twentekanaal waar lindaan geproduceerd

wordt); 3.0 tot 8.0 ng/g BW op

zes meetplaatsen op de Vecht (in 1992)(Pieters, 1993) en 1.6

tot 3.1 ng/g BW in de Rijn Maas

delta (1993-1994)(Hendriks et al. 1998).

In

Finland werd 2.5

ng/g

BW gemeten in de Vanajavesi

rivier (Tulonen en Vuorinen, 1996) (max 9 ng/g).

In

Polen waren in palingen uit de

Vistula en de Baai van Puck (Polen) in 1982-83 de alfa HCH

gehaltes met 33 en 46 ng/g BW

vrij hoog (Falandysz en

Lorenc-Bial~

1987 en Falandysz en

Centkowska, 1987).

De hexachlorobenzeen concentraties

in paling uit onze Vlaamse monsterpunten varieert

tussen 0.1 en 39.6 ng/g BW. Op

zes

plaatsen

op de Vecht (NI) werden HCB gehaltes in paling

gemeten tussen 2.8 en 82 ng/g BW

(Pieters 1993).

In

Finland gemiddeld 3.8 ng/g in de

Vanajavesi rivier (Tulonen en

Vuorinen, 1996). In Polen (resp

Vistul~

1982 en

Bay

of Puck,

1983)

werd 9.5 en 13 ng/g BW

gemeten (Falandysz en

Lorenc-Bial~

1987 en Falandysz en

Centkowska, 1987). In het estuarium

van de

St-Lawrence

rivier in 1990 4 tot 18 ng/g BW

(Hodson

et al., 1994).

Als

bestrijdingsmiddel voor

wkundi gebruik is het gebruik van hexachloorbezeen in

België sedert 1974 verbode

(BS

6.12.1974).

~

---~1-

r

~

4 De in Vlaanderen gemetendiel

· neentraties (gemiddelden van 0.2 tot 89.5 ng/g BW) zijn

vergelijkbaar met de waarden uit

het

buitenland.

In Nederland op zes sites in de Vecht in

1992: 5.2 tot 39 ng/g BW (Pieters,

1993). Ook in Engeland (41 zoet water sites in Wales)

bleek dieldrin nog vrij algemeen

verspreid te

zijn

in 1993 (10 tot 100 ng/g BW)

ondanks

het

gebruikverbod in 1989 (Weatherley

et

al.~

1989). Mason (1993) meet dieldrinconcentraties in

paling van de detectielimiet tot 30 ng/g BW

in 11 rietrijke sites met natuurbehoudswaarde

in

V.K.

(met uitzondenng

van één

meetpunt

van 210 ng/g

BW).

UitzonderliJK:

zijn de hoge

waarden

aangetroffen tijdens metingen op 8

meetplaatsen in

de

rivieren Mole en

Taw

(Engeland)(gemiddeld 8 tot 1679 ng/g BW)

na verontreiniging door een installatie voor

de

behandeling van schapen (Hamilton, 1985). Ook in

Engeland werden

in

de rivier

Newlyn

(ZW Engeland) als gevolg van de bestrijding

van

parasieten

van narcisbollen,

onverwacht

hoge dieldrinconcentraties aangetroffen

(tot

7500

ng/g

BW)(NRA,

1989).

In

Amerika werden in 1990 gemiddelden gemeten

van

25 tot 65

ng/g

BW

in

het estuarium

van de St-Lawrence rivier (Hodson et al.,

1994). 15.7%

van de

vissen

overschreed de

norm

voor menselijke consumptie (100 ng/g BW).

Als bestrijdingsmiddel voor landbouwkundig gebruik

is het

gebruik

van

dieldrin

in

België

sedert 1974 verboden (BS 6.12.1974).

Aldrinmetingen uit paling van Vlaanderen varieerden tussen 0.002 en

11.4 ng/g BW. Ter

vergelijking: in de St-Lawrence rivier waren de concentraties dicht bij de detectiegrens (<1-2

ng/g) (Hodson et al., 1994). De hoogste waarden (100 ng/g BW)

werden

aangetroffen in de

rivier Newlyn (ZW Engeland), een door pesticides

verontreinigde

site~~

1989).

In

Wales werden nergens (van de 41 meetplaatsen) detecteerbare ald · concentraties gemeten

( detectielimiet 2 ng/g BW) (Weatherley et al., 1989).

Het gebruik van aldrin is in België verboden sinds 15 mei 1976 (BS 14.11.1975)

~

De endrin concentraties gemeten in palingen uit Vlaamse oppervla ewateren

(0.002

tot 184

(21)

werden op zes meetpunten

concentraties gemeten tussen <0.2 en 3.0 (Pieters, 1993), en in

Amerika op de St-Lawrence

River 3 tot 13 ng/g BW in 1990 (Hodson et al., 1994).

De

hoogste endrinmetingen in paling

uit buitenlandse rapporten bedragen 130 ng/g BW

in

de

rivier Newlyn (ZW Engeland) en

waren het gevolg van tulpenbehandeling

(NRA,

1989).

Metingen te Weerde in 1997 overschreden

die waarden maar konden in latere jaren niet meer

bevestigd worden.

Op 8 van de 41 sites in Wales

werd endrin in paling gedetecteerd, steeds

in

gemiddelde

concentraties lager dan 10 ng/g BW

(Weatherley et al., 1989)

.

Transnonachloor metingen

in

onze

palingen (gemiddelde waarden)

varieerden van

0.01 tot

10.43 ng/g BW. Tulonen and

Vuorinen (1996) vonden 3.8 ng/g transnonachloor in de

Vanajav · · ·

· inland

(max 18 ng/g).

Ver

en gebruik

n produkten op

basis van ebioordaan werd in België verboden

vanaf

19 1 (BS. 15.01.1981 .

~

8. Conclusies en aanbevelingen

Het opsporen en meten van erontreingende

toffen in onze (aquatische) ecosysteme staat in

Vlaanderen nog in de kinderschoenen. p

langere termijn zal het beleid dienen te s even

om

een instrument ter beschikking

te krijgen

dat

bij de aanvang van dit derde mill nium een

efficiënte kwaliteitsbewaking

zal toelaten, dat methodologisch en analytisch s

· ed is,

dat

rekening

houdt met polluentdoorstomingen doorheen

de comparimenten (water/bodem/biota),

dat in staat is een maximaal gamma

van potentieel verontreinigende

stoffen

te

bewaken

,

dat

soepel genoeg is om in de toekomst

nieuwe polluenten

op

te sporen, dat genormeerd is en

waarvan

de normen ecotxicologisch onderbouwd

zij

~

en

dat temporele

evoluties

en spatiële

variaties

ls,qn

~jen.

Het is duidelijk dat

we hiervan nog veraf

zijn,

heel wat

ontwikkeling

e.r

n

onderzoek' dien\ hier nog aan

vooraf

te

gaan.

Deze ontwikkelingen zijn bovendien

niet

los te

koppelen

van evoluties op

internationaal vlak.

I. Uit de analysegegevens blijkt dat een groot aantal

van

de

stoffen waarvan

het

gebruik

al

enkele tientallen jaren in ons land

verboden werd, nog

steeds

in

onze

aquatische

ecosystemen

teruggevonden

worden. Veel

van

deze stoffen zijn zeer persistent en blijven doorheen de

natuurlijke voedingsketen circuleren. Er blijken duidelijk spatiële

verschillen

over

Vlaanderen

te bestaan. Men kan zich de vraag stellen of

voor

sommige

van

deze producten de

kans

niet

reëel is dat ze nog plaatselijk gebruikt

worden.

2. De bioaccumulatie gegevens

tonen

aan dat sommige

waters

een

hoge vervuilingsgraad

hebben, voor wat betreft enkele of een breder gamma

van

polluenten. De herkomst

van

deze

vervuiling is meestal niet duidelijk

(historisch?,

actueel?, gevolg

van

actueel landgebruik?

grensoverschrijdend?). Het opsporen

van

deze

vervuilingsherkomst is

essentieel

wil

het

beleid op termijn oplossingen voorstellen.

3. De cijfergegevens bevestigen de eerder aangehaalde analysegegevens met betrekking tot de