De verwijdering van microplastics in rioolwaterzuiveringsinstallaties: een case-study voor Vlaanderen

Transcriptie

1 Faculteit Bio-ingenieurswetenschappen Academiejaar De verwijdering van microplastics in rioolwaterzuiveringsinstallaties: een case-study voor Vlaanderen Michiel Lecomte Promotor: Prof. dr. Colin Janssen Tutor: MSc. Lisbeth Van Cauwenberghe Masterproef voorgedragen tot het behalen van de graad van Master in de bio-ingenieurswetenschappen: milieutechnologie

2

3 Woord vooraf Vele mensen hebben meegeholpen aan de totstandkoming van deze masterproef. Ik wil graag van de gelegenheid gebruik maken om hen te bedanken voor hun steun, inzet en vertrouwen. Als eerste wil ik graag professor Colin Janssen en Lisbeth Van Cauwenberghe bedanken voor de fantastische begeleiding, het meehelpen stalen nemen, het aanreiken van nieuwe ideeën, het helpen oplossen van problemen, het nalezen en verbeteren van deze masterproef. De aanwezigheid van Lisbeth tijdens de wekelijkse staalnames en de Ramanspectroscopie analyse was dan ook bijzonder aangenaam! Zonder hen was het nooit mogelijk geweest om deze thesis in te dienen. Vervolgens ook een woord van dank aan de assistenten en doctoraatsstudenten van de vakgroep Toegepaste Ecologie en Milieubiologie met in het bijzonder ir. Wout Van Echelpoel, die vorig academiejaar een masterproef schreef over microplastics, voor alle hulp tijdens de experimenten. Onvoorwaardelijke dank gaat uit naar Niels De Troyer voor het uitwisselen van resultaten van zijn onderzoek en de hulp, steun en toeverlaat tijdens de laboratorium experimenten en de afgelopen vijf academiejaren. Daarnaast dienen ook de laboranten van het Laboratorium voor Milieutoxicologie en Aquatische Ecologie bedankt te worden voor de vele technische hulp. Speciale dank gaat uit naar Nancy De Saeyer, die door haar werkijver en vastberadenheid een blijvende indruk op mij heeft nagelaten. Ook de medewerkers van de RWZI Destelbergen en Aquafin NV, o.a. dr. Greet De Gueldre, Kathleen Moons, Lieven Van Parys en Kris De Gussem verdienen een speciale vermelding voor hun gastvrijheid tijdens de bemonsteringen en het aanleveren van verschillende gegevens. Verder gaan bijzondere appreciaties naar Sylvia Lycke en Debby Lauwers (vakgroep Analytische Chemie) voor het ter beschikking stellen van de Ramanspectrometer en de hulp bij het analyseren van de spectra. Ik wil ook mijn moeder bedanken voor de grote steun en mijn zus Elien Lecomte, Tine Simoens en Jolien Delagrange voor het nalezen van deze tekst. Tot slot wil ik deze masterproef opdragen aan mijn overleden vader, Charles Lecomte, van wie ik op 16 februari 2015 onverwacht afscheid heb moeten nemen. Van kinds af heeft hij mijn zus en mezelf zijn wetenschaps- en wiskundepassie proberen over te brengen. Hij was dan ook bijzonder fier dat zijn dochter en zoon respectievelijk geneeskunde en bio-ingenieur studeerden. I

4 II

5 Copyrights De auteur en promotoren geven de toelating deze scriptie voor consultatie beschikbaar te stellen en er delen van te kopiëren voor persoonlijk gebruik. Elk ander gebruik valt onder de beperkingen van het auteursrecht, in het bijzonder met betrekking tot de verplichting uitdrukkelijk de bron te vermelden bij het aanhalen van resultaten uit deze scriptie. The author and promotors give the permission to use this thesis for consultation and to copy parts of it for personal use. Every other use is subject to copyright laws, more specifically the source must be extensively specified when using results of this thesis. Gent, 17 augustus 2015 De promotor De tutor De auteur Prof. dr. Colin Janssen Lisbeth Van Cauwenberghe Michiel Lecomte III

6 IV

7 Inhoudsopgave Woord vooraf... I Copyrights... III Inhoudsopgave... V Lijst van figuren... IX Lijst van tabellen... XI Lijst van afkortingen... XIII Samenvatting... XV 1. Inleiding Literatuur Plastic Biodegradeerbare plastics Afvalverwerking Wetgeving en conventies Macroplastics Microplastics Afvalwaterzuiveringsinstallaties Rioleringen RWZI Doelstellingen Methodologie Rioolwaterzuiveringsinstallatie RWZI Destelbergen Staalnamepunten Staalnametechniek Behandeling stalen RWZI Contaminatie Behandelingsstrategie Efficiëntie behandeling Identificatie van microplastics Bepaling droge stof gehalte Ramanspectroscopie Dataverwerking Resultaten V

8 5.1 Efficiëntiebepaling Blanco stalen Herhaling analyse Destelbergen Stalen rioolwaterzuiveringsinstallatie Volledige bemonstering RWZI Destelbergen Periodieke bemonstering influent en effluent Berekening van de verwijderingsefficiëntie Gecorrigeerde concentraties Karakterisering van de microplastics Kleur microplastics Ramanspectroscopie Discussie Gebruikte methode s en massabalans Verwijdering van microplastics in RWZI s wereldwijd Deeltjesdistributies Ramanspectroscopie Berekening voor Vlaanderen Worst-case scenario Best-case scenario Bezinking van microplastics Microplastics in biota Mogelijke oplossingen Aanpassingen RWZI Technologie in de oceanen Brongerichte aanpak Algemene conclusies Ideeën voor verder onderzoek Referenties Appendices Appendix 1: Samenvatting van de capaciteit van verschillende plastics voor biodegradatie (Tokiwa et. al, 2009) Appendix 2: Protocol voor het behandelen van waterige stalen Appendix 3: Protocol voor het behandelen van slib stalen VI

9 Appendix 4: Tabel met merknamen van gebruikt materiaal Appendix 5: Contaminatie in blanco stalen Appendix 6: Gemiddelde temperatuur bij staalname RWZI Destelbergen Appendix 7: Gedetailleerde resultaten van het ingedikt slib Appendix 8: Gedetailleerde resultaten van het secundair influent Appendix 9: Gedetailleerde resultaten van het effluent Appendix 10: Gedetailleerde resultaten van de nabezinkingstank Appendix 11: Berekening van droge stof hoeveelheid in actief slib Appendix 12: Schatting van de dagelijks inkomende en uitgaande hoeveelheden fragmenten, vezels en microbeads Appendix 13: Histogrammen van de breedte van de partikels en microbeads Appendix 14: Boxplots van de microplastics gevonden in Destelbergen Appendix 15: Spectra micro-ramanspectrometer VII

10 VIII

11 Lijst van figuren Figuur 1: De wetenschappelijk niet-correcte verzamelnaam bioplastics (Tokiwa et al., 2009). Figuur 2: Een schildpad zit vast in een vissersnet ( Ghost fishing ) (NOAA, 2015). Figuur 3: Zoekopdracht op Web of Science naar microplastic en plastic pellets. Figuur 4: Mogelijke routes voor het transport van microplastics en de biologische interacties (Wright et al., 2013). Figuur 5: Schematische en grafische voorstelling van het behandelingsproces in de RWZI van Destelbergen. Figuur 6: Het gebruik van een spuit met Acrodisc filter voor het toevoegen van waterstofperoxide aan een te behandelen staal. Figuur 7: Overbrengen van 1 L monster op een roerplaat naar een maatcilinder m.b.v. een PVC slang. Figuur 8: Drie substalen effluent (links) en drie substalen secundair influent (rechts) waarbij aan allen bleekwater werd toegevoegd. Figuur 9: Voorbeeld van twee van de gebruikte zeven. Links een zeef van 15 µm, rechts een zeef van 50 µm. Figuur 10: Overzichtsfoto. Bovenaan links: contaminatie van labolucht. Bovenaan rechts: twee samengeklitte blauwe microbeads. Onderaan links: roze vezel. Onderaan rechts: rood fragment. Schaalbalk stelt 100 µm voor. Figuur 11: Twee cellulose-nitraat filters van ingedikt slib uit de RWZI Destelbergen. Links stelt de fractie groter dan 50 µm voor. Rechts is de fractie tussen 15 en 50 µm. Deze filters worden bewaard in een afgesloten LDPE petrischaal. Figuur 12: Grafische weergave van de inkomende en uitgaande hoeveelheid microplastics in Destelbergen. De vlaggen geven de standaarddeviatie op het gemiddelde weer. Figuur 13: Opsplitsing van het secundair influent van RWZI Destelbergen in de verschillende types microplastics. Figuur 14: Opsplitsing van het effluent van RWZI Destelbergen in de verschillende types microplastics. Figuur 15: Histogram van de afmetingen van de microplastics in het secundair influent. Links: lengte van de fragmenten en microbeads (N = 365). Rechts: lengte van de vezels (N = 59). IX

12 Figuur 16: Histogram van de afmetingen van de microplastics in het effluent. Links: fragmenten en microbeads (N = 227). Rechts: vezels (N = 54). Figuur 17: Histogram van de fragmenten en microbeads in het ingedikt slib (N = 363). Figuur 18: Verdeling van de kleuren van alle gevonden microplastics (N = 1076). Figuur 19: Spectrum van een rood fragment (boven; schaalbalk stelt 100 µm voor). Er werd een overeenkomst ontdekt met het pigment PR254 (onder). Figuur 20: Spectrum van een blauw fragment (boven; schaalbalk stelt 100 µm voor). Er werd een overeenkomst ontdekt met het pigment PB15 (onder). Figuur 21: Spectrum van een paarse vezel (boven; schaalbalk stelt 100 µm voor). Er werd een overeenkomst ontdekt met PET (onder). De pieken die gemarkeerd zijn in het groen, stellen een organisch pigment voor. Door ruis kond dit echter niet duidelijk geïdentificeerd worden. Figuur 22: Spectrum van een roze microbead (boven; schaalbalk stelt 100 µm voor). Er werd een overeenkomst ontdekt met PS (onder). De pieken die gemarkeerd zijn in het groen, stellen een organisch pigment voor. Door ruis kon dit echter niet duidelijk geïdentificeerd worden. Figuur 23: Verband tussen de gemiddelde weektemperatuur en de totale hoeveelheid microplastics in secundair influent in de RWZI Destelbergen. Figuur 24: Schatting van de totale hoeveelheid microplastics dat in Vlaanderen in het milieu komt op basis van geëxtrapoleerde gegevens van de RWZI Destelbergen. Het best-case scenario is gekleurd in het groen. Het worst-case scenario is gekleurd in het rood (Bron afbeeldingen: Aquafin, 2014; Mobiel Vlaanderen, 2015; Twynstra Gudde, 2015). Figuur 25: Grafisch overzicht van de afmetingen van microplastics teruggevonden in mariene biota a.d.h.v. laboratorium onderzoeken. X

13 Lijst van tabellen Tabel 1: Opsomming van de meest gebruikte plastics. De densiteit is terug te vinden in kolom 3. Een aantal voorbeelden van frequente toepassingen waarvoor het polymeer gebruikt wordt, staat in kolom 4. Kolom 5 geeft weer hoeveel het marktaandeel is voor de Europese markt (E.U. + Noorwegen + Zwitserland). Tabel 2: Resultaten van de behandeling van stalen waaraan spikes (microbeads) werden bijgevoegd. Tabel 3: Overzicht van de geïdentificeerde microplastics in het influent en effluent van de RWZI Destelbergen op 26/03/2014 (heranalyse). Tabel 4: Overzicht van de gemiddelde concentraties (met standaardafwijking) van geïdentificeerde microplastics in water stalen van de RWZI Destelbergen op 12/11/2014 om 10.00u. Tabel 5: Overzicht van de gemiddelde concentraties (met standaardafwijking) van de geïdentificeerde microplastics in het ingedikt slib van de RWZI Destelbergen op 12/11/2014 om 10.00u. s zijn uitgedrukt in nat gewicht (NG). Tabel 6: Overzicht van de binnenkomende en geloosde hoeveelheid water in de RWZI Destelbergen. De meteorologische gegevens, met name temperatuur (appendix 6) en neerslag, zijn afkomstig van het Weerstation Gent-Dampoort (2015). Tabel 7: Overzicht van de gemiddelde concentraties (met standaardafwijking) van de geïdentificeerde microplastics in het secundair influent van de RWZI Destelbergen. Tabel 8: Overzicht van de gemiddelde concentraties (met standaardafwijking) van de geïdentificeerde microplastics in het effluent van de RWZI Destelbergen. Tabel 9: Overzicht van de gemiddelde concentraties (met standaardafwijking) van de geïdentificeerde microplastics in het ingedikt slib van de RWZI Destelbergen op 25/03/2015 om 10.00u. s zijn uitgedrukt in nat gewicht (NG). Tabel 10: Schatting van de totale inkomende en uitgaande hoeveelheid microplastics en verwijderingsefficiëntie van de RWZI Destelbergen. Tabel 11: Berekening van het aantal microplastics dat dagelijks verwijderd wordt via het slib. Tabel 12: Gecorrigeerde concentraties aan microplastics in het secundair influent en effluent, rekening houdend met de efficiëntie van de gebruikte techniek (55%). Getallen werden afgerond tot op de eenheid. XI

14 Tabel 13: Schatting van de totale hoeveelheid microplastics die de afvalwaterzuivering van Destelbergen binnenkomt en buitengaat. Getallen zijn aangepast met de efficiëntie en afgerond op een decimaal. Tabel 14: Samenvatting van de gemiddelde lengtes van de framenten en de microbeads. Een sterretje stelt geen significant verschil voor. Twee sterretjes stelt wel een significant verschil voor (Wilcoxon rank-sum test). Tabel 15: Samenvatting van de gemiddelde lengtes van de vezels. Een sterretje stelt geen significant verschil voor. Twee sterretjes stelt wel een significant verschil voor (Wilcoxon rank-sum test). Tabel 16: Schatting van inkomende en uitgaande hoeveelheid microplastics per inwoner in RWZI Destelbergen. Efficiëntie van het protocol in rekening gebracht (55%). Tabel 17: Minimale diameter van partikel dat bezinkt. Waarden werden berekend bij drie verschillende polymeren (polystyreen, polyvinylchloride en polyethyleentereftalaat) voor het maximaal debiet ( m³.dag -1 ) en minimaal debiet ( m³.dag -1 ). XII

15 Lijst van afkortingen BZV = biologische zuurstofvraag CZV = chemische zuurstofvraag DS = droge stof E.U. = Europese Unie IBA = individuele behandelingsinstallatie voor afvalwater IE = inwonersequivalent FT-NIR = Fourier getransformeerd nabij-infrarood HDPE = polyethyleen met hoge dichtheid LDPE = polyethyleen met lage dichtheid NG = nat gewicht PAK = polycyclisch aromatische koolwaterstof PBS = polybutyleen succinaat PCL = polycaprolacton PCB = polychloorbifenyl PE = polyethyleen PET = polyethyleentereftalaat PHB = polyhydroxybutyraat PLA = polylactide POP = persistente organische polluent PP = polypropyleen PS = polystyreen PTFE = teflon (polytetrafluorethyleen) PUR = polyurethaan PVC = polyvinylchloride RWZI = rioolwaterzuiveringsinstallatie VN = Verenigde Naties VS = Verenigde Staten van Amerika XIII

16 XIV

17 Samenvatting Microplastics zijn polymeren die kleiner zijn dan 5 mm. Ze zijn aanwezig in verschillende verzorgingsproducten (bv. scrubs, douchegel). Grotere plastics kunnen ook fragmenteren tot kleinere. Na gebruik belanden microplastics via de riolering in de afvalwaterzuivering. Het doel van deze masterproef is om een kwantitatieve analyse uit te voeren van het aantal microplastics die binnenkomen en buitengaan in een afvalwaterzuiveringsinstallatie. De rioolwaterzuiveringsinstallatie van Destelbergen (Oost-Vlaanderen) werd op vijf dagen bemonsterd. Er werden stalen genomen van het secundair influent, het effluent, het ingedikt slib en de bezinkingstank. De stalen werden behandeld volgens een protocol waarbij eerst werd gezeefd en vervolgens een NaI-oplossing (ρ = 1,6 kg.l -1 ) werd toegevoegd. Daarna werden de polymeren geëxtraheerd met behulp van een centrifuge en verzameld op een cellulose-nitraat filter. De microplastics werden visueel geanalyseerd m.b.v. een lichtmicroscoop en een representatieve selectie werd getracht te identificeren m.b.v. een micro-ramanspectroscoop. Het gebruikte protocol heeft een efficiëntie van 55% voor waterige stalen en 57% voor slibstalen. Aangezien de methode arbeidsintensief is en dus veel behandelingsstappen vereist, bestaat er een verhoogd risico op contaminatie. Er werden diepgaande voorzorgsmaatregelen getroffen om dit te vermijden. De teruggevonden concentraties in het influent varieerden tussen 21 en 68 plastics.l -1. Met behulp van een inkomend debiet kon een schatting gemaakt worden van de totale hoeveelheid microplastics die de RWZI binnenkomen per dag. Het hoogste aantal plastics kwam overeen met de dag waarop er de meeste regen viel en de laagste gemiddelde weektemperatuur werd bereikt. De aanvoer van microplastics via het rioleringsstelsel is dus afhankelijk van de heersende meteorologische condities. De neerslag zorgt voor een zogenaamd first flush effect : straatvuil en bezonken partikels (inclusief microplastics) komen in suspensie en belanden in de afvalwaterzuiveringsinstallatie. Verder wordt tijdens koudere periodes meer kledij gedragen en dus ook gewassen. Er komt tijdens een wasbeurt van synthetische kledij een hoge hoeveelheid microplastics vrij. Gemiddeld tussen 13 en 36 plastics.l -1 werden geloosd in de Schelde, waardoor de gemiddelde verwijderingsefficiëntie ongeveer 47% bedraagt in Destelbergen. Microplastics werden in deze RWZI verwijderd via het ingedikt slib. Hoe zwaarder en hoe groter het partikel, hoe beter het bezinkt (wet van Stokes). De fragmenten en microbeads van het slib waren significant langer dan die van het influent en effluent wat erop wijst dat voornamelijk grotere fragmenten en beads sedimenteren. Daarnaast werd er ook vastgesteld dat vezels in mindere mate bezonken en dus slechter verwijderd werden. Er werd berekend dat in Vlaanderen bij benadering jaarlijks tussen 8,5 en 45 biljoen plastics in het milieu terechtkomen via het afvalwater. Eenmaal in het aquatische milieu, stromen zij naar de oceanen en kunnen allerhande chemicaliën (zoals PCB s en PAK s) geadsorbeerd worden of additieven (zoals XV

18 bisfenol A en ftalaten) uitlogen. Deze al dan niet gecontamineerde microplastics, kunnen opgenomen worden door allerlei aquatische biota en getransfereerd worden naar de hogere trofische niveaus. De effecten voor de mens zijn echter nog niet gekend. Het gebruik van microfiltratie na de primaire en secundaire zuivering is een mogelijke end-of-pipe oplossing. De kostprijs hiervan bedraagt ruim EUR voor de aankoop en tot 0,15 EUR.m -3 als operationele kosten. Een membraanbioreactor kost echter nog een pak meer: respectievelijk 16 miljoen euro en 0,30 EUR.m -3. De bron van de vervuiling aanpakken is een tweede mogelijkheid. Hierbij kunnen bijvoorbeeld microbeads geweerd worden uit allerhande cosmetica en vervangen worden door andere grondstoffen die wel afbreekbaar zijn. Daarnaast kan textiel anders ontworpen worden zodat het minder vezels vrijgeeft bij wasbeurten of kan een filter geplaatst worden op wasmachines. Vezels komen namelijk vrij bij het wassen van synthetische textiel. XVI

19 1. Inleiding Dit gigantisch getal is het aantal kg plastics dat jaarlijks wereldwijd wordt geproduceerd. Heel veel zaken zijn vervaardigd uit plastic waardoor dit materiaal een belangrijke plaats heeft ingenomen in onze (consumptie) maatschappij. Aan het einde van de levensduur wordt het merendeel van deze producten ingezameld en gerecycleerd. Toch belandt een deel van het afval in het (mariene) milieu. Aangezien de meeste plastics erg duurzaam zijn, degraderen ze langzaam, waardoor ze voor een lange tijd aanwezig blijven in het milieu. Deze grote plastics kunnen rechtstreeks, in hun volledige grootte, een invloed uitoefenen op het mariene leven. Hiervan kunnen meerdere voorbeelden gegeven worden: een schildpad zit verstrengeld met de hals in een verdwaald visnet, de maag van een dode vogel zit vol met plastics waardoor er geen plaats meer is voor het voedsel, Deze grotere plastics (macroplastics) kunnen door fragmentatie ook verkleinen tot kleine plastics, de zogenaamde (secundaire) microplastics. Deze laatste zijn per definitie kleiner dan 5 mm. Daarnaast zijn ook primaire microplastics aanwezig in bepaalde tandpasta s, douchegels, scrubs, shampoos, peelings, etc (zoals polyethyleen (PE), polypropyleen (PP) en polyethyleentereftalaat (PET)). Deze kleine polymeren worden veelvuldig gebruikt door producenten omwille van hun schurende en reinigende eigenschappen. Na gebruik door de consument komen ze rechtstreeks via de rioleringen terecht in de rioolwaterzuiveringsinstallaties (RWZI). Studies hebben reeds aangetoond dat RWZI s er niet in slagen om alle plastics te verwijderen waardoor deze via de rivieren terechtkomen in het mariene milieu. De RWZI s spelen bijgevolg een belangrijke rol in het microplastics onderzoek. De effecten van deze microplastics zijn moeilijk in te schatten. Zo kunnen ze penetreren doorheen de celwand en opgenomen worden in het weefsel van mariene organismen. Voorts kunnen ook allerhande kankerverwekkende organische stoffen adsorberen aan het oppervlak van de (micro-) plastics. Daarnaast kunnen bepaalde additieven, die toegevoegd worden aan plastics bij het productieproces, vrijkomen. Vooral deze laatste twee zaken baren vele (mariene) wetenschappers zorgen. Dit onderzoek wil een inzicht bieden op de hoeveelheid microplastics die via een RWZI terecht komt in het milieu. 1

20 2

21 2. Literatuur In dit deel wordt een samenvatting gegeven van de meest relevante literatuur in het kader van microplastics. Ten eerste wordt besproken hoe en welke plastics geproduceerd worden tezamen met een overzicht van hun toepassingen. Daarna wordt er ingegaan op de zogenaamde bioplastics, welke momenteel een hot topic zijn. Vervolgens worden de mogelijkheden van afvalverwerking van plastics besproken waaronder het recyclageproces. De geldende wetten en conventies worden ook kort overlopen aangezien deze een belangrijk onderdeel vormen in het kader van preventie. Daarnaast worden de macroplastics belicht waarbij de nadruk ligt op de grote plasticsoep en de mogelijke remediërende en preventieve maatregelen. Verder wordt het begrip microplastics uitgelegd. De introductie ervan in het milieu wordt van dichtbij bekeken, net als de opname in de voedselketen en de mogelijke effecten ervan voor de mens en het milieu. Tot slot wordt een korte inleiding tot afvalwaterzuivering (in Vlaanderen) gegeven aangezien dit onderzoek kadert in de verwijdering van micropastics in RWZI s. 2.1 Plastic Plastics zijn afkomstig van organische producten zoals fossiele olie, gas en kool. De naam is afkomstig van het Griekse woord plastikos, wat mogelijk om te smelten in verschillende vormen betekent (Joel, 1995). Plastics kunnen gevormd worden door polymerisatie van monomeren of door polycondensatie. Ze kennen veel toepassingen, zowel commercieel, industrieel als geneeskundig. Plastics werden reeds geproduceerd in grote hoeveelheden vanaf de jaren veertig van de twintigste eeuw (Cole et al., 2011). Er wordt een onderscheid gemaakt tussen thermoplasten en thermoharders. Thermoplasten worden zacht bij verhitting, terwijl thermoharders altijd hard blijven (PlasticsEurope, 2015a). Tabel 1 geeft een overzicht van de meest gebruikte plastics met een aantal toepassingsvoorbeelden, de procentuele verdeling van de verschillende types plastics die geproduceerd worden in Europa en hun recyclagecode. In de jaren 50 van de 20 ste eeuw werd er slechts 1,5 miljoen ton plastics per jaar geproduceerd (PlasticsEurope, 2015b). Recente cijfers uit 2013 geven aan dat de productie wereldwijd gestegen is naar 299 miljoen ton op jaarbasis, waarvan er 57 miljoen ton geproduceerd wordt in Europa. In vergelijking met 2012 kan er een mondiale stijging met 3,9% vastgesteld worden (PlasticsEurope, 2015b). Deze cijfers geven aan dat plastics tegenwoordig in ontelbaar veel applicaties gebruikt worden, wat ook gestaafd wordt door tabel 1. 3

22 Tabel 1: Opsomming van de meest gebruikte plastics. De densiteit is terug te vinden in kolom 3. Een aantal voorbeelden van frequente toepassingen waarvoor het polymeer gebruikt wordt, staat in kolom 4. Kolom 5 geeft weer hoeveel het marktaandeel is voor de Europese markt (E.U. + Noorwegen + Zwitserland). Naam Polyvinylchloride (PVC) Polypropyleen (PP) Polyethyleen met hoge dichtheid (HDPE) Polyethyleen met lage dichtheid (LDPE) Type Densiteit (kg.l -1 ) Toepassingen Thermoplast 1,20 1,55 3 leidingen en pijpen, Constructiemateriaal, verpakkingen, auto 4 Thermoplast 0,89 0,91 3 Touwen, netten, flessendop 5 Aandeel Europa 1 10,4% 18,9% Thermoplast 0,94 0,96 3 Melkfles 5 12,1% Thermoplast 0,91 0,93 3 Plasticzakjes, rietjes 5 17,5% Polystyreen (PS) Thermoplast 1,04 1,11 3 Polyethyleentereftalaat (PET) Voedselverpakkingen, consumptiegoederen (elektronica), constructiemateriaal, medische wereld 4 7,1% Thermoplast 1,38 1,40 3 Drankverpakkingen 4 6,9% Recyclage -code 2 Polyurethaan (PUR) Thermoharder 0,03 6 Isolatie, koelinstallaties, schoeisel, auto 4 7,4% Teflon (PTFE) Thermoharder 2,1 2,2 6 Isolatie, computermuis 4 N.v.t. 7 Circa 4% van de jaarlijkse aardolie productie wordt gebruikt als grondstof voor de rechtstreekse omzetting in plastiek (British Plastics Federation, 2015). Daarnaast is er nog ongeveer een even grote hoeveelheid aan energie nodig voor het productieproces. De productie van deze polymeren kan dus beschouwd worden als energie- en grondstoffen-intensief. Plastics wegen echter vaak minder dan 1 Plastics Europe, 2015b 2 Society of Plastics Industry, Nuffield Foundation, Plastics Europe, 2015a 5 Andrady, Engineering Toolbox, N.v.t.: niet van toepassing. Teflon behoort tot de categorie overige die een aandeel heeft van 19,7%. 4

23 conventionele materialen, waardoor er minder fossiele brandstoffen nodig zijn voor het transport ervan (Andrady en Neal, 2009). Binnen het concept plastic afval wordt een onderscheid gemaakt tussen microplastics en macroplastics. Volgens National Oceanic and Atmospheric Administration (NOAA, 2008) ligt de artificiële scheidingsgrens op 5 mm. Microplastics zijn kleiner dan 5 mm; macroplastics zijn groter. Aangezien ongeveer de helft van de wereldbevolking binnen een afstand van 60 km van de kust woont (UNEP, 2015), zullen bepaalde plastics via rivieren en RWZI s uiteindelijk het mariene milieu bereiken. De RWZI s verwijderen wél macroplastics en sommige microplastics via bijvoorbeeld het actief slib (Browne et al., 2007; Van Echelpoel, 2014). Wat niet verwijderd wordt, gaat via de rivieren richting de zeeën en oceanen (Browne et al., 2010). Ook kusttoerisme, mariene industrie (bv. aquacultuur), schepen en visserij (bv. vislijnen) zijn bronnen van mariene plastic vervuiling. Uit schattingen van Jambeck et al. (2015) blijkt dat in 2010 ongeveer 4,8 tot 12,7 miljoen ton plastics terechtkwamen in de oceanen waar deze accumuleren. Dit is 1,7 tot 4,6% van de wereldwijde plastics productie in datzelfde jaar. Ongeveer 80% van het plastic afval in het mariene milieu is afkomstig van terrestrische bronnen (Andrady, 2011). Door oceaanstromingen, wind en drift verspreidt plastic afval zich over het ganse mariene ecosysteem, zoals de ongerepte natuur, de poolgebieden en de diepzee (Van Cauwenberghe et al., 2013; Goldberg, 1997). Doordat de plastics allemaal verschillende densiteiten hebben (tabel 1) kunnen deze drijven, zinken of een neutraal drijfvermogen hebben. Deze plastics worden snel begroeid door microbiële biofilms waardoor ook algen en andere ongewervelden het oppervlak van de plastics koloniseren (Andrady, 2011). Experimenten van Lobelle en Cunliffe (2011) in het Verenigd Koninkrijk toonden aan dat een plastic zak (vervaardigd uit polyethyleen) reeds na een week ondergedompeld in zeewater (bij 16,2 C) een zichtbare biofilm groei had. Na verloop van tijd verdween de plastic zak van het wateroppervlak en verkreeg het een neutraal drijfvermogen. Hierdoor treft men over de ganse waterkolom plastics aan, waardoor het volledige mariene ecosysteem blootgesteld is aan de micro- en macroplastics. 2.2 Biodegradeerbare plastics In de jaren 80 van de voorbije eeuw werd voor het eerst onderzocht of plastics konden afgebroken worden door micro-organismen (Augusta et al., 1992). De meeste conventionele plastics (tabel 1) zijn in principe niet afbreekbaar, waardoor deze accumuleren in het milieu. Een mogelijke oplossing hiervoor is het gebruik van materialen die beter afbreken, de zogenaamde bioplastics. Deze term kan volgens Tokiwa et al. (2009) echter gebruikt worden in twee betekenissen: biodegradeerbare plastics (plastics die kunnen afgebroken worden door micro-organismen) of bio-gebaseerde plastics (plastics afkomstig van biomassa of andere hernieuwbare grondstoffen). Sommige materialen behoren 5

24 tot beide categorieën zoals figuur 1 weergeeft. IUPAC (2012) raadt dan ook af om de term bioplastic te gebruiken, aangezien sommige bioplastics niet biologisch afbreekbaar zijn (vide infra). Figuur 1: De wetenschappelijk niet-correcte verzamelnaam bioplastics (Tokiwa et al., 2009). Figuur 1 toont dat polycaprolacton (PCL) en polybutyleen succinaat (PBS) afgebroken kunnen worden door micro-organismen, alhoewel ze eindproducten zijn van fossiele grondstoffen. Polyhydroxybutyraat (PHB) en polylactide (PLA) zijn beide geproduceerd uit biomassa én biologisch afbreekbaar. Polyethyleen (PE) of Nylon 11 (NY11) zijn bio-gebaseerd maar zijn niet onderhevig aan biodegradatie (Tokiwa et al., 2009). Biodegradeerbare plastics die gemaakt worden uit hernieuwbare grondstoffen worden gezien als een milieuvriendelijk alternatief omdat de uitstoot van broeikasgassen hierbij verlaagd wordt. Daarnaast zorgt het gebruik ervan voor een lagere accumulatie van plastics in het milieu, een verhoging van de bodemvruchtbaarheid en kunnen biodegradeerbare plastics gerecycleerd worden tot allerhande nuttige metabolieten (Tokiwa et al., 2009). Afhankelijk van het milieu (bodem, zee, compost, ), verschilt de biodiversiteit aan plastic afbrekende micro-organismen (Glass en Swift, 1989). De biologische degradatie van plastics vindt plaats onder invloed van de adhesie en kolonisatie aan het oppervlak van plastics. Daarna gebeurt een hydrolyse; een enzym bindt aan het polymeer en zorgt voor een hydrolytische splitsing waardoor polymeren afgebroken worden tot oligomeren, dimeren en monomeren en tot slot worden deze gemineraliseerd tot CO 2 en water (Shah et al., 2008; Hamilton et al., 1995). Chemische en fysische eigenschappen bepalen in grote mate de biodegradeerbaarheid van polymeren, zoals moleculair gewicht, elasticiteit, polariteit, smelttemperatuur, specifiek oppervlak, kristalliniteit. Hoe hoger de kristalliniteit en het moleculair gewicht, hoe lager de afbreekbaarheid (Tsuji en Miyauchi, 2001). Traditionele plastics (zoals PE, PP, PS) zijn moeilijk tot niet biodegradeerbaar (Tokiwa et. al, 2009). Appendix 1 geeft een ruimer overzicht van de biodegradeerbaarheid van verschillende plastics. 6

25 2.3 Afvalverwerking In de voorgaande secties werd reeds besproken dat conventionele plastics moeilijk tot niet biologisch afbreekbaar zijn. Wanneer ze dus in het milieu terechtkomen, blijven ze daar voor een heel lange tijd aanwezig. Ongeveer 10% van de totale hoeveelheid geproduceerd afval in de wereld is afkomstig van plastics, die vaak gebruikt worden voor wegwerp toepassingen (Barnes et al., 2009). Dit kan verklaard worden door het feit dat de helft van alle plastics geproduceerd wordt voor eenmalig gebruik (zoals verpakkingen). Een kwart van de plastics vindt zijn toepassing in de infrastructuursector (leidingen, pijpen, etc.). De overige plastics worden gebruikt voor duurzame consumptiegoederen zoals voertuigen, meubels en elektronica (Hopewell et al., 2009). Om een antwoord te bieden op deze grote hoeveelheid afval afkomstig van plastics, kunnen er vijf strategieën onderscheiden worden. 1) Het verminderen van de hoeveelheid plastic waardoor ook de kwantiteit aan afval daalt, is de belangrijkste prioriteit. 2) Het hergebruiken van plastic verpakkingen is vaak nog een niche, in tegenstelling tot het opnieuw gebruiken van hun glazen tegenhangers. Andere mogelijkheden zijn bijvoorbeeld herbruikbare plastic boodschappentassen. 3) De recyclage van ingezameld afval, waarbij een onderscheid gemaakt wordt tussen vier categorieën: primaire (het eindproduct heeft identieke eigenschappen; Cradle to Cradle ), secundaire (het eindproduct heeft minderwaardige eigenschappen), tertiaire (de herwinning van chemische bestanddelen) en quaternaire (energierecuperatie) recyclage. 4) De verbranding van plastics met energierecuperatie, hoewel bij deze actie toch toxische stoffen zoals dioxines, polychloorbifenyl (pcb) of furnan kunnen vrijkomen in de atmosfeer (Gilpin et al., 2003). Bij deze optie wordt de voorkeur gegeven aan het toevoegen van technologie voor het opwekken van energie. Dit gecombineerd proces is vaak de meest geschikte manier voor het verwerken van zeer gemengde plastic afvalstromen zoals shredderafval van voertuigen of elektronica. 5) De allerlaatste mogelijkheid is het storten van plastic afval. Deze rangschikking is een toepassing van de zogenaamde Ladder van Lansink waarbij de meest milieuvriendelijke oplossing bovenaan staat. Op de derde plaats staat een in Vlaanderen veel besproken topic, namelijk recyclage (OVAM, 2015). Het recyclageproces is technisch uitdagend en start bij het inzamelen van de producten via huis-aan-huis collectes of via containerparken. Elk materiaal dat vervaardigd is uit plastics krijgt een label met daarop de code van het gebruikte polymeer, zoals is weergegeven in tabel 1. Dit vergemakkelijkt het recyclageproces. Traditioneel ligt de inzamelingsgraad hoger bij de huis-aan-huis strategie. Vervolgens wordt het afval gesorteerd. Hierbij kan men 7

26 bijvoorbeeld gebruik maken van Fourier getransformeerd nabij-infrarood spectroscopie (FT-NIR) die analyseert welk type polymeer aanwezig is (Barnes et al., 2009). Voorts kunnen ook optische camera s gebruikt worden om een onderscheid te maken tussen doorzichtige of gekleurde fracties (Hopewell et al., 2009). Na deze eerste sortering ondergaan de plastics nog een mechanische verkleining en reinigingsbeurt. Tot slot vindt nog een grondigere scheiding plaats waarbij bijvoorbeeld de verschillende types plastics op basis van hun densiteit afgesplitst worden (Hopewell et al., 2009). Via lasertechnologie kunnen andere onzuiverheden ook nog verwijderd worden. Niet alle plastics kunnen op een eenvoudige wijze gerecycleerd worden. De recyclage van PET en HDPE-flessen heeft echter wel een hoge effectiviteit (Hopewell et al., 2009). Deze hoogwaardige recyclage is duidelijk een voorbeeld van het concept van de industriële ecologie, waarbij afval niet bestaat. Kringlopen zijn hierbij niet langer lineair, maar worden gesloten volgens de Cradle to Cradle theorie (McDonough en Braungart, 2002). In 2012 werd in België ongeveer 31% van het ingezamelde plastic afval gerecycleerd en uit circa 65% werd energie gerecupereerd (PlasticsEurope, 2015b). Hierdoor behoort België tot de koplopers van Europa inzake recyclage en energievalorisatie, aangezien ingezameld plastic afval niet meer gestort mag worden onder normale omstandigheden (PlasticsEurope, 2015b). Onlangs raakte bekend dat Vlaams minister van Leefmilieu Joke Schauvliege plannen heeft om statiegeld in te voeren voor plastic flesjes en metalen blikjes. Dit zou de hoeveelheid zwerfvuil met 40% verminderen en de inzamelingsgraad van plastics verhogen (OVAM, 2015). Een hogere inzamelingsgraad leidt automatisch tot meer gerecycleerd afval en minder gebruik van nieuwe grondstoffen. 2.4 Wetgeving en conventies De wetgeving of internationale afspraken kunnen een belangrijke impact hebben op de introductie van plastics in het (aquatische) milieu. Op Europees vlak is het belangrijkste wetgevende kader voor water de Europese Kaderrichtlijn Water (2000/60/EC) die stelt dat alle aquatische ecosystemen tegen 2015 een goede ecologische status moeten hebben. In deze kaderrichtlijn wordt de vervuiling door (micro-)plastics echter niet behandeld. Het voorkomen van schade door en het verminderen van de hoeveelheid zwerfvuil op zee is wel opgenomen in de lijst met kwalitatief beschrijvende kenmerken voor een goede milieutoestand waaraan de lidstaten moeten voldoen volgens de kaderrichtlijn Mariene Strategie (2008/56/EC). De richtlijn inzake verpakking en verpakkingsafval (2004/12/EG) heeft als doel om verpakkingen (zoals plastic folies) te hergebruiken of te recycleren. De richtlijn betreffende afvalstoffen (2006/12/EG) verplicht de lidstaten om maatregelen te nemen om het onbeheerd achterlaten of het ongecontroleerd lozen of het verwijderen van afvalstoffen te verbieden. De lidstaten dienen in eerste instantie te zorgen voor de preventie van afvalstoffen (of het verminderen van de schadelijkheid); in tweede instantie dient men afval te hergebruiken, te recycleren of te gebruiken als energiebron (Galgani et al., 2010). Dit komt neer op het toepassen van de Ladder van Lansink (vide supra). 8

27 Internationaal beslist de Verenigde Naties (VN) over allerhande zaken die, al dan niet rechtstreeks, betrekking hebben tot (micro-) plastic vervuiling. Het Zeerechtverdrag (United Nations Convention on Law of the Sea; UNCLOS) legt het wettelijk kader vast voor de uitoefening van offshore activiteiten. De Algemene Vergadering van de VN zorgt voor het regelmatig updaten van deze conventie. Ook het milieuprogramma van de VN heeft een actieprogramma voor de bescherming van het mariene milieu tegen activiteiten op het vasteland (Galgani et al., 2010). Sinds 1988 is het verboden om plastic afval in de zee te dumpen volgens Annex V van het Internationaal Verdrag ter voorkoming van verontreiniging door schepen, beter gekend onder de naam MARPOL (Internationale Maritieme Organisatie, 2015). Verder heeft de OSPAR conventie als doel het mariene milieu te beschermen specifiek in het Noord- Oosten van de Atlantische Oceaan. In 2007 werd een standaardprocedure ontwikkeld voor het systematisch identificeren en kwantificeren van zeeafval op stranden (inclusief plastics). Ook moedigt OSPAR vissers aan om het afval dat ze in hun netten vinden tijdens het uitoefenen van hun activiteit, in te zamelen waarna het op een milieuvriendelijke wijze verwijderd wordt (Galgani et al., 2010). Tot slot bestaan ook nog de conventie van Londen betreffende de preventie van mariene verontreiniging door het dumpen van afval (1972), het protocol van Londen (1996), de conventie van Basel betreffende het verwijderen en het grensoverschrijdend transport van gevaarlijk afval (1989) en de gedragscode van FAO (Food and Agriculture Organization) voor verantwoorde visserij (Galgani et al., 2010). 2.5 Macroplastics Door de oceaanstromingen wordt marien afval (waaronder plastics) verzameld in de grote gyres (dit zijn grote circulaire oceaanstromingen), zoals de Noord-Pacifische gyre (National Geographic, 2015). Dit gebied wordt ook wel de Great Pacific garbage patch genoemd (van Sebille et al., 2012). Macroplastics hebben een impact op het milieu. Ze leiden tot verwondingen of het sterven van verschillende mariene diersoorten (vogels, zoogdieren, vissen, reptielen) door de inname van deze type plastics. Mogelijke gevolgen van de inname zijn (interne) bloedingen en blokkades van de spijsvertering. Dit kan leiden tot uithongering, verminderde voortplanting en uiteindelijk de dood (Wright et al., 2013). Naast de negatieve gevolgen van inname van macroplastics, kunnen deze diersoorten ook verstrikt geraken in de plastieksoep. Figuur 2 geeft hier een voorbeeld van. 9

28 Figuur 2: Een schildpad zit vast in een vissersnet ( Ghost fishing ) (NOAA, 2015). Ook kunnen exotische species terecht komen in andere milieus door het transport op drijvende stukken plastics (Derraik, 2002). Uit onderzoek van Laist (1997) blijkt dat meer dan 250 mariene organismen beïnvloed worden door plastiek inname. Vele mensen en onderzoekers zijn op zoek naar een oplossing voor deze grote plastieksoep. The Ocean Cleanup is een project van de 20-jarige Nederlandse student Boyan Slat dat als doel heeft al de plastics uit de oceaan te verwijderen in vijf jaar tijd. Dit wil men doen met behulp van lange drijvende V-vormige armen die plastic uit de zee filteren. Hierbij zou gebruik gemaakt worden van de grote oceaanstromingen (The Ocean Cleanup, 2015). Het project is de afgelopen twee jaar op regelmatige tijdstippen uitgebreid in de media gekomen; voorts heeft men via crowdfunding reeds 2 miljoen dollar opgehaald (VRT nieuws, 2015). Meerdere mariene biologen en oceanografen, zoals Kim Martini en Miriam Goldstein, hebben echter grote vraagtekens geplaatst bij dit project (Deep Sea News, 2014). Zo heeft men enkel tot 5 m onder de zeespiegel de hoeveelheid plastics geanalyseerd, terwijl in het verleden reeds werd aangetoond dat plastics overal in de oceaan aanwezig zijn (zie ook figuur 4). Volgens de haalbaarheidsstudie zal men enkel plastics die groter zijn dan 2 cm kunnen extraheren (The Ocean Cleanup, 2015); het leeuwendeel (o.a. microplastics) blijft dus ongemoeid. Slat en medewerkers maakten voor het ontwerpen en modelleren van de drijvende armen en netten gebruik van de gemiddelde stroomsnelheid in oceanen (The Ocean Cleanup, 2015); met extreme weersomstandigheden werd geen rekening gehouden. Het 10

29 Aantal publicaties project kan ook geen sluitende oplossingen bieden voor de problemen geassocieerd met biofouling en bijvangst van mariene organismen. Tot slot wil Boyan Slat de opgehaalde plastics verkopen; ook bij deze stap van het proces zijn er een aantal problemen. Plastics degraderen namelijk onder invloed van bijvoorbeeld UV-licht afkomstig van de zon. Naast het feit dat de gecollecteerde plastics broos en verbrijzeld kunnen zijn, is het ook mogelijk dat zij vervuild zijn door allerhande chemicaliën die adheren aan het oppervlak van de polymeren (Deep Sea News, 2014). Marine Litter Solutions is een mondiale organisatie, opgericht door de plastics industrie, die zich bezig houdt met de problematiek van het zeeafval. Hun doelstellingen zijn onder andere het verhinderen van lozingen van plastic pellets, het stimuleren van recyclage, het informeren van de bevolking en het stimuleren van onderzoek (Marine Litter Solutions, 2015). 2.6 Microplastics Microplastics worden naar oorsprong ingedeeld in twee categorieën: primaire en secundaire. Onder de primaire microplastics vallen de plastics die oorspronkelijk geproduceerd worden op microscopische schaal. De secundaire microplastics zijn kleiner dan 5 mm door de afbraak van grotere plastics. Beiden hebben een belangrijk aandeel in de huidige plasticproblematiek. Figuur 3 geeft een overzicht van de publicaties over het onderwerp door de jaren heen Aantal publicaties die "microplastic" of "plastic pellets" bevatten Microplastic Plastic pellets Jaartal Figuur 3: Zoekopdracht op Web of Science naar microplastic en plastic pellets. Primaire microplastics vindt men terug in scrubbers (gezicht en handen), tandpasta, cosmetica (Zitko en Hanlon, 1991), zandstralen met microplastic media (Gregory, 1996), microscopische plastic pellets, In de scrubbers voor het gelaat (Leslie, 2012b) en de handen zitten de zgn. microbeads (circa 0,1 plastic.g -1 ), dit zijn plastics gemaakt uit polyethyleen, polypropyleen of polystyreen (Fendall en Sewell, 2009). Microplastics worden ook gebruikt tijdens het zandstralen om roest of verfresten te verwijderen 11

30 (Cole et al., 2011). Door herhaaldelijk gebruik voor het zandstralen, geraken deze plastics soms gecontamineerd met zware metalen zoals cadmium, lood of chroom (Derraik, 2002). Door fysische, biologische of chemische processen fragmenteren grotere stukken plastics op land of op zee tot kleinere fracties, secundaire microplastics. Dit kan plaatsvinden onder invloed van UV-licht, dat zorgt voor het oxideren van de matrix waardoor chemische verbindingen gebroken worden. Dit proces staat bekend als fotodegradatie (Cole et al., 2011). Degradatie leidt soms tot het uitlogen van additieven (Browne et al., 2007). Daarnaast kan het wassen van één kledingstuk leiden tot meer dan 1900 vezels (vervaardigd uit o.a. polyester) in het effluent van een wasmachine; gemiddeld wordt er meer dan 100 vezels per liter waswater vrijgesteld. Voor kledij vervaardigd in fleece wordt zelfs tot 180% meer vezels in het effluent waargenomen (Browne et al., 2011). Het gebruik van een wasmachine is dus een bron van secundaire microplastics naar het (mariene) milieu. Mensen dragen meer kledij in de winter (Erlandson et al., 2005) waardoor wasmachines tot 700% meer gebruikt worden in deze periode in vergelijking met de zomer (Takuma et al., 2006). Er zit dus een fluctuatie op. Ook al vindt men overal plastics, doch de verdeling ervan wordt beschouwd als heterogeen. Er bestaan namelijk hotspots waar de concentratie aan microplastics tot ongeveer partikels/m³ oploopt, bijvoorbeeld in een Zweedse haven in de nabijheid van een polyethyleen productiefaciliteit (Noren en Naustvoll, 2010). Er is dan ook een significante relatie tussen de bevolkingsdichtheid en de aanwezigheid van microplastics (Browne et al., 2011). Door accidentele lozingen van kleine plastic pellets, die gebruikt worden als grondstof in allerhande industriële processen, komen deze onafgewerkte producten ook terecht in het aquatisch ecosysteem (Cole et al., 2011). Colton (1974) toonde aan dat polystyreen sferen die aangetroffen worden in het milieu, afkomstig zijn van de plastic industrie. Microplastics worden verondersteld biobeschikbaar te zijn voor het volledige ecosysteem, aangezien ze dezelfde grootte hebben als sedimenten en bepaalde plankton (Wright et al., 2013). Organismen van de laagste trofische niveaus kennen weinig selectiviteit tussen voedsel en microplastics en nemen alles wat de correcte grootte heeft op (Moore, 2008). Ook vissen en vogels kunnen zich vergissen en eten bijgevolg plastics op (Teuten et al., 2009). Verschillende andere mariene species kunnen microplastics opnemen zoals de mossel (Mytilus edulis), de Noorse kreeft (Nephrops norvegicus), mariene algen (bijvoorbeeld Scenedesmus) en meso-zoöplankton (bijvoorbeeld larven van Echinodermata) (Bhattacharya et al., 2010; Hart, 1991; Murray en Cowie, 2011; Van Cauwenberghe en Janssen, 2014). Zeezoogdieren krijgen indirect ook microplastics binnen in hun spijsverteringskanaal wanneer ze bijvoorbeeld vissen verorberen die zelf microplastics hebben opgegeten (Eriksson en Burton, 2003). Bij bepaalde mariene invertebraten (zoals filtervoeders) werd reeds vastgesteld dat microplastics opgenomen kunnen worden in het weefsel (Browne et al., 2008). Bij de ingestie van HDPE-partikels in mossels (Mytilus edulis) werd de aanmaak van granulomen (welke wijzen op een 12

31 ontstekingsreactie van het organisme) in het weefsel en de verminderde werking van de lysosomen op cellulair niveau vastgesteld (van Moos et al., 2012). Dit wijst erop dat microplastics zorgen voor immunologische reacties bij organismen. Organismen die hun habitat hebben in de bovenste waterkolom (zoals planktivoren en filtervoeders), zullen voornamelijk in contact komen met plastics die een lage dichtheid hebben zoals polyethyleen (tabel 1). Figuur 4 geeft een overzicht weer van de verschillende pathways en de wisselwerking met het mariene ecosysteem. Er worden, zoals reeds eerder besproken, primaire en secundaire microplastics onderscheiden, die fragmentatie kunnen ondergaan. Dit gebeurt onder invloed van UVstraling, oxiderende eigenschappen van de atmosfeer en hydrolitische eigenschappen van zeewater (Andrady, 2011). Daarnaast zorgt de impact van de golven ook voor een (mechanische) verkleining van plastics (Barnes et al., 2009). Door biofilm groei kan een lichte plastic zwaarder worden waardoor het zinkt ( biofouling ). De snelheid van biofouling is afhankelijk van het water en de plastic zelf (bijvoorbeeld oppervlakte-energie en hardheid). Andere aquatische organismen kunnen de biofilm van de plastics opeten, waardoor de microplastics opnieuw kunnen terugkeren naar het wateroppervlak ( defouling ). Partikels met een hogere dichtheid, zoals pvc, zijn dan weer beschikbaar voor benthische organismen zoals detrivoren. Figuur 4: Mogelijke routes voor het transport van microplastics en de biologische interacties (Wright et al., 2013). Microplastics die bezinken komen terecht in het sediment (figuur 4). Aan de Vlaamse kust onderzocht Claessens et al. (2011) de aanwezigheid van microplastics. Hiervoor werd o.a. sediment bemonsterd van drie zeehavens (Oostende, Zeebrugge en Nieuwpoort) en drie stranden (Koksijde-Bad, 13

32 Groenendijk-Bad, Knokke-Zoute). De gemiddelde concentratie voor de havens bedraagt 166,7 (± 92,1) plastics.(kg droog sediment) -1 ; voor de stranden is dit 92,8 (± 37,2) plastics.(kg droog sediment) -1. Deze concentraties zijn hoger dan in andere studies; bijvoorbeeld in het Verenigd Koninkrijk liggen de gevonden hoeveelheden plastics 15 tot 50 keer lager dan in deze Vlaamse studie (Thompson et al., 2004). Zoals eerder vermeld kan de opname van (macro-) plastics bij zeedieren leiden tot gastro-intestinale blokkade (Baird en Hooker, 2000), interne perforatie of de dood. Bij microplastics zijn de grootste bezorgdheden chemicaliën, met name de adsorptie/desorptie van antropogene contaminanten en additieven (Teuten et al., 2009). Door de grote oppervlakte-volume (S/V) verhouding van microplastics, is het namelijk mogelijk dat Persistente Organische Polluenten (POP s), zoals polychloorbifenyls (PCB s) en polycyclisch aromatische koolwaterstoffen (PAK s), adsorberen aan het oppervlak van microplastics (Frias et al., 2010). PAK s zijn chemische verbindingen die ontstaan door onvolledige verbranding van organisch materiaal en hebben carcinogene eigenschappen (Harvey, 1998). Aangezien de plastics een hydrofoob oppervlak hebben en POP s lipofiel zijn, hebben ze bijgevolg een grotere affiniteit voor plastic deeltje in vergelijking met het zoute zeewater of het sediment ( like likes like ) (Cole et al., 2011). Teuten et al. (2007) onderzocht de adsorptie van fenantreen, ook een PAK, bij sediment en een aantal plastics (PE, PP, PVC) in zeewater. De gemeten partitiecoëfficiënten (K d) voor adsorptie aan plastics zijn tot drie grootteordes groter dan die voor sediment, wat wil zeggen dat fenantreen in een grotere mate adsorbeert aan plastics in vergelijking met sediment. De adsorptie van verschillende PAK s aan polystyreen sferen werd door Rochman et al. (2013) aangetoond op twee locaties in de baai van San Diego (Verenigde Staten van Amerika). Velzeboer et al. (2014) bewees dat ook PCB s een grote affiniteit hebben voor micro- en nano-plastics. Deze laatste hebben het vermogen om doorheen een celwand te dringen (Browne et al., 2008), wat kan leiden tot grote effecten voor het betreffende organisme. De concentratie van hydrofobe stoffen geadsorbeerd aan microplastics kan tot zes grootteordes verschillen in vergelijking met het zeewater (Hirai et al., 2011) en ligt in de orde van ng/g en µg/g (Teuten et al., 2009). Hierbij dienen de microplastics dus eigenlijk als vector voor de transfer van POP s naar mariene organismen. Na de adsorptie, kan ook een desorptie van de polluenten plaatsvinden (Voparil en Mayer, 2000; Ahrens et al., 2001). Additieven worden toegevoegd gedurende het productieproces van plastics om de eigenschappen ervan te wijzigen of de levensduur te verlengen (Browne et al., 2007). Bepaalde weekmakers (de meest gebruikte zijn ftalaten) en andere chemische verbindingen zoals bisfenol A kunnen vrijkomen in de omgeving, deze worden beschouwd als endocriene verstoorder (vom Saal en Myers, 2008). Dit heeft dan ook een impact op de mobiliteit, voortplanting en ontwikkeling van blootgestelde organismen. Ftalaten worden geassocieerd met effecten op moleculair en organisme niveau van aquatische 14

33 ongewervelden en vissen zoals genotoxiciteit (Oehlmann et al., 2009). Bisfenol A (onder andere gebruikt bij de productie van polycarbonaat plastics) kan acuut toxisch zijn voor kreeftachtigen en insecten. Een chronische blootstelling van bisfenol A aan mensen wordt verondersteld te leiden tot verschillende gezondheidseffecten, zoals hart- en vaatziekten en diabetes (Lang et al., 2008). Zoals figuur 4 aangeeft, brengt de opname van microplastics in de basis van de voedselketen de introductie van toxische stoffen met zich mee, die potentieel tot bioaccumulatie kunnen leiden (Teuten et al, 2009). In 2013 werd wereldwijd 163 x 10 6 ton voedsel geproduceerd uit aquacultuur en visvangst (FAO, 2015). Wat de gevolgen zijn voor de mens, die indirect (gecontamineerde) microplastics binnenkrijgt via zijn dieet, is nog onduidelijk. De grote meerderheid van de mensen worden gedurende hun leven blootgesteld aan lage concentraties van complexe organische componenten. Vandaar dat voornamelijk lange termijn effecten van microplastics als grootste bezorgdheid voor de publieke gezondheid worden beschouwd (Binkova en Sram, 2004). Naast effecten op het milieu en de mens, heeft de plastic vervuiling ook economische gevolgen, bijvoorbeeld voor het toerisme en de visserij. Jaarlijks kost de verontreiniging van het mariene ecosysteem ongeveer 13 miljard dollar, wat volgens onderzoekers van de Verenigde Naties een serieuze onderschatting is (UNEP, 2014). 2.7 Afvalwaterzuiveringsinstallaties Het rechtstreeks lozen van afvalwater van huishoudens of bedrijven in oppervlaktewater zorgt voor een vermindering van de oppervlaktewaterkwaliteit door de introductie van nutriënten, zuurstofbindende stoffen en zware metalen of organische micropolluenten in het aquatische milieu (Milieurapport, 2015a). Om de impact van afvalwater op het milieu te beperken, dient het vervuilde water gezuiverd te worden en te voldoen aan bepaalde normen vooraleer het geloosd mag worden in oppervlaktewater. In de jaren 60 van de 20 e eeuw werden in Vlaanderen de eerste stappen gezet inzake afvalwaterzuivering: de gemeentes werden namelijk opgedragen om een Algemeen Rioleringsplan op te maken (LNE, 1994). In 1990 was 78% van de Vlamingen aangesloten op het rioleringsnetwerk, maar werd slechts 28% van het afvalwater gezuiverd (EOS, 2012). Veel rioleringen eindigden toen in een waterloop in plaats van in een rioolwaterzuiveringsinstallatie. Vandaar dat in 1990 Aquafin werd opgericht door de Vlaamse overheid met als doel het verder uitbouwen, financieren en beheren van het rioleringsnetwerk en de RWZI s. Anno 2015 wordt 81% van het geproduceerde afvalwater in Vlaanderen gezuiverd (Aquafin, 2015a). In Vlaanderen baadt Aquafin 287 rioolwaterzuiveringsinstallaties uit (Aquafin, 2014). De Europese richtlijn inzake de behandeling van stedelijk afvalwater (91/271/EEG) verplicht de lidstaten om afvalwater via een opvangsysteem (i.e. riolering) te transporteren naar een plaats waar 15

34 een secundaire behandeling gebeurt. Afhankelijk van het aantal inwonersequivalenten, diende dit te gebeuren tegen eind 2000 of eind Rioleringen Het afvalwater dat geproduceerd wordt thuis of in een bedrijf, wordt via een ondergronds netwerk getransporteerd naar de rioolwaterzuiveringsinstallatie. In Vlaanderen is het verplicht om het afvalwater te lozen in de gemeentelijke riolering (tenzij die niet aanwezig is). Er bestaan zowel gemengde als gescheiden systemen; bij een gescheiden systeem wordt afvalwater en regenwater afzonderlijk geloosd. In sommige gevallen is het verboden om het regenwater in de riolering te lozen en dient men te kiezen voor hergebruik, infiltratie of (tijdelijke) opslag van hemelwater. Bij nieuwe woningen of grondige renovaties na 1999 is het gescheiden lozen verplicht (Vlaamse Overheid, 2015). De collectoren van Aquafin vangen het afvalwater van de gemeentelijke rioleringen op en transporteren het naar de RWZI. Om hoogteverschillen te overbruggen worden pompstations of persleidingen gebruikt. Bij hevige regenval, overschrijdt de hoeveelheid inkomend water soms de capaciteit van de riolen of de RWZI. Om dit probleem op te lossen kunnen overstorten (rechtstreeks lozen in een oppervlaktewater), bergbezinkingsbekkens (opvangbekken dat tijdelijk een teveel aan afvalwater opslaat en bij droog weer terug laat stromen richting de RWZI) of een opslagtank bij de ingang van een RWZI geïmplementeerd worden (Aquafin, 2015a). In Vlaanderen heeft Aquafin 5505 km leidingen en 1472 bovengemeentelijke pompstations en bergbezinkingsbekkens in beheer (Aquafin, 2014) RWZI Een RWZI wordt ontworpen om de kwaliteit van het geloosde afvalwater te verbeteren. Verschillende processen zorgen voor een vermindering van nutriënten, organische stoffen, zwevende stoffen en pathogene bacteriën. Te hoge concentraties van nutriënten, zoals nitraten (NO 3- ) en fosfaten (PO 4 3- ), leiden tot ongewenste algen bloeien (eutrofiëring). Organische stoffen worden voorgesteld als biologische en chemische zuurstofvraag (BZV en CZV). Dit zijn chemische verbindingen die afgebroken worden door micro-organismen met behulp van zuurstof; het zijn dus zuurstofbindende stoffen met andere woorden. Als deze stoffen in hoge concentraties terechtkomen in oppervlaktewater, verbruiken zij zodanig veel opgeloste zuurstof uit het water dat andere organismen, zoals vissen, een tekort aan zuurstof ervaren. Dit kan leiden tot massale vissterfte. Zwevende stoffen zijn kleine partikels die groter zijn dan 2 µm (in tegenstelling tot opgeloste stoffen die kleiner zijn dan 2 µm) (Fondriest, 2015). Deze partikels kunnen onder invloed van de zwaartekracht sedimenteren en zorgen voor ongewenste ophopingen in waterlopen. Pathogene bacteriën en andere ziekteverwekkers dienen verwijderd te worden, voornamelijk als het ontvangende waterlichaam gebruikt wordt voor de productie van drinkwater of recreatie toepassingen (Wereldbank, 2015). 16

35 Klassieke afvalwaterzuivering bestaat uit drie processen: primaire, secundaire en tertiaire behandeling. De primaire zuivering is een mechanische voorbehandeling die zorgt voor de afscheiding van grote, zwevende en drijvende vaste stoffen via een rooster en sedimentatie (primaire bezinkingstank). Primaire behandeling kan leiden tot een vermindering van de BOD-concentratie met 20-30% en van de zwevende stoffen (TSS, Total Suspended Solids) met 50-60%. Soms wordt ook een zand- of vetvanger toegevoegd in de primaire behandeling. In de geïndustrialiseerde wereld werd in het verleden vaak alleen deze primaire behandelingstechniek gebruikt. Later werden de secundaire en tertiaire zuiveringen toegevoegd, onder andere door een strengere wetgeving (vide supra), de toename van het aantal aansluitingen op het rioleringsnetwerk en door meer financiële middelen (Wereldbank, 2015). De secundaire behandeling houdt de biologische verwijdering van opgelost organisch materiaal in. Verschillende micro-organismen, actief slib genaamd, gebruiken dit als hun voedselbron in een beluchtingstank. De organische belasting wordt na toevoeging van zuurstof omgezet tot water, CO 2 en energie die gebruikt wordt voor celopbouw en reproductie. Na de biologische verwijdering volgt opnieuw een sedimentatiestap (secundaire bezinkingstank) waar het bezinksel, het actief slib, gedeeltelijk wordt teruggestuurd naar de beluchtingstank. Het surplus aan actief slib (spuislib) wordt eerst ingedikt en kan vervolgens vergist worden tot biogas (mengsel van methaan en CO 2). Het residu kan nog verbrand worden of bijvoorbeeld gebruikt worden in de afdeklaag van stortplaatsen (Aquafin, 2008). In een RWZI waar het water na een secundaire behandeling geloosd wordt, wordt ongeveer 85% van de zwevende stoffen en biologische zuurstofvraag van het influent verwijderd (Wereldbank, 2015). Bij een tertiaire behandelingsstap vindt nog een extra zuivering plaats, waardoor tot meer dan 99% van de vervuilende stoffen van het influent uit het water zijn verdwenen. Dit kan gebeuren via bijvoorbeeld membraantechnologie, actief kool, ionenuitwisseling of een verdere verwijdering van stikstof en fosfor (wat nog overblijft na een secundaire behandeling). Het spreekt voor zich dat deze technologieën de kostprijs van afvalwaterzuivering de hoogte in kunnen jagen en dat de technische kennis van de operatoren ook van een hoger niveau moet zijn. Tevens is deze hoge graad van zuiverheid niet overal noodzakelijk, waardoor de tertiaire stap vaak niet wordt toegepast (Wereldbank, 2015). In Vlaanderen werd in 2013 een gemiddeld verwijderingsrendement van 97% voor de BZV, 89% voor CZV, 80% voor de totale N en 84% voor de totale P (VMM, 2015a). 17

36 18

37 3. Doelstellingen De focus van deze masterproef ligt op een kwantitatieve analyse van microplastics in RWZI s in de vorm van een massabalans. Hierbij wordt verder gebouwd op de methodologie ontwikkeld door Van Echelpoel (2014). Alle stalen zullen genomen worden in de RWZI van Destelbergen, nabij Gent (vide infra). Het doel is om de onzekerheid van de staalname en de variabiliteit van de RWZI te kwantificeren. Om dit te bewerkstelligen is er nood aan herhaaldelijke metingen op de cruciale locaties van de RWZI. De procedure voor het nemen van stalen zal onderzocht en verder geoptimaliseerd worden. Daarnaast zal ook de variabiliteit van de concentratie van verschillende opeenvolgende metingen bestudeerd worden. Ook zullen een aantal stalen van Van Echelpoel (2014) opnieuw behandeld worden om te achterhalen of er een verschil is in resultaten als eenzelfde staal door twee onderzoekers wordt behandeld. Verder zal er nagegaan worden wat het effect van (overvloedige) regenval is op de concentratie inkomende microplastics en de verwijderingsefficiëntie van de RWZI. Ook zal er onderzocht worden of er verschillen zijn tussen zomer en winter. Aangezien er op heden nog geen gestandaardiseerde procedure bestaat, zal de efficiëntie van het gebruikte protocol getest worden door het herhaaldelijk behandelen van stalen met een gekende hoeveelheid plastics (spike). Daarnaast zal ook een voldoende gevarieerde subset van geïdentificeerde microplastics geanalyseerd worden via micro-ramanspectroscopie. 19

38 20

39 4. Methodologie 4.1 Rioolwaterzuiveringsinstallatie RWZI Destelbergen Alle stalen werden verzameld in de afvalwaterzuiveringsinstallatie van Destelbergen. Deze bevindt zich in de Panhuisstraat 35 ( N, E) en werd gebouwd in In de RWZI vindt een primaire en secundaire behandeling plaats. Ze heeft de capaciteit om afvalwater van inwonersequivalenten (IE) te behandelen bij een gemiddelde vuilvracht van 60 gbzv.ie -1.dag -1 of IE bij een gemiddelde vuilvracht van 54 gbzv.ie -1.dag -1 (Aquafin, 2015b). Het water wordt gezuiverd met behulp van actief slib in twee beluchtingsbekkens, waar FeCl 3 als coagulant wordt toegevoegd voor het destabiliseren van de colloïdale (of zwevende) deeltjes. Het coagulant (met positieve metaalionen) zorgt ervoor dat deze negatief geladen deeltjes elkaar minder afstoten waardoor vlokken gevormd kunnen worden. Er kunnen ook nog flocculanten toegevoegd worden om het proces te versnellen (Emis Vito, 2010). De gevormde vlokken worden afgescheiden in de drie sedimentatietanks. Het bezonken actief slib wordt deels teruggestuurd naar de beluchtingstank en het surplus wordt ingedikt en afgevoerd met vrachtwagens voor verdere verwerking. Het gezuiverde water wordt via een vijzelgemaal naar de Schelde gepompt. In de periode maart-april 2015 werd gemiddeld m³ afvalwater per dag behandeld met een piek van m³ door overvloedige regenval op 25/03/2015. In diezelfde periode waren de gemiddelde concentraties in het effluent 0,92 mg NH 4+.L -1, 2,26 mg NO 3-.L -1 en 0,51 mg PO 4 3-.L -1. De gemiddelde hydraulische verblijftijd bedraagt ongeveer één dag Staalnamepunten Er werden stalen genomen in het secundair influent, het beluchtingsbekken, de bezinkingstanks, het effluent en het ingedikt slib op 12/11/2014, 18/03/2015, 25/03/2015, 01/04/2015 en 08/04/2015. Het primair influent bevat nog veel grote deeltjes die verwijderd worden via een rooster. Vandaar dat enkel het secundair influent werd bemonsterd. Een vereenvoudigd processchema van deze afvalwaterzuiveringsinstallatie kan teruggevonden worden in figuur Staalnametechniek Stalen van het secundair influent, de beluchtingstank, de bezinkingstank en het effluent werden genomen via een maatbeker met telescopische stok en onmiddellijk in een gesloten polypropyleen emmer opgeslagen en gelabeld met een unieke code. Voor de bemonstering van het (ingedikt) actief slib werd afgetapt vanuit het reservoir van de opslagtank via een kraantje. Er werd op ieder staalnamepunt in de RWZI ongeveer 10 L verzameld. Alle monsters werden bij aankomst in het laboratorium bewaard in een koelcel op 4 C in afwachting van verdere behandeling de eerstvolgende dagen. Om (overvloedige) bacteriële groei tegen te gaan, werd geprobeerd om alles zo snel als mogelijk na de staalname te behandelen. 21

40 Figuur 5: Schematische en grafische voorstelling van het behandelingsproces in de RWZI van Destelbergen. 22

41 4.2 Behandeling stalen RWZI Contaminatie Het vermijden van contaminatie tijdens het microplastic onderzoek is van primordiaal belang, waardoor allerhande voorzorgsmaatregelen getroffen werden. Zo werd al het gebruikte materiaal eerst gereinigd met leidingwater, vervolgens drie maal gespoeld met gedeïoniseerd en koolstof gefilterd water en tot slot nog drie maal gespoeld met 0,45 µm gefilterd water (Pall Corporation Supor -450). Tijdens dit onderzoek werden plastics onderzocht tot een minimale grootte van 15 µm, waardoor het 0,45 µm gefilterd water als microplastic vrij beschouwd kan worden. Verder werd zo veel als mogelijk gewerkt onder een trekkast, werden stalen steeds afgedekt, droeg de student altijd een labojas vervaardigd uit 100% katoen, werden (lange) mouwen opgestroopt, polsbandjes geweerd en handen op regelmatige tijdstippen gewassen. Daarnaast werden alle gebruikte chemicaliën (zoals waterstofperoxide (H 2O 2) of bleekwater (NaClO)) via een spuit van 50 ml (Terumo) met een Acrodisc filter van 0,45 µm polyethersulfon membraan (Supor Pall Life Sciences) toegevoegd aan de stalen zoals is voorgesteld in figuur 6. Voor iedere te gebruiken chemische stof werd de MSDS-fiche (Material Safety Data Sheet) nagelezen. Figuur 6: Het gebruik van een spuit met Acrodisc filter voor het toevoegen van waterstofperoxide aan een te behandelen staal. 23

42 4.2.2 Behandelingsstrategie Er zijn twee verschillende matrices: een vloeibare matrix (secundair influent, effluent, beluchtingstank, bezinkingstank) en een (semi-) vaste matrix (ingedikt slib). De behandeling hiervan vergde twee (licht) verschillende protocollen en zijn terug te vinden in respectievelijk Appendix 2 en Appendix 3. De afgesloten PP emmer, die het monster bevat, werd op een roerplaat geplaatst en er werd een magnetisch roerstaafje in gelegd zodat de inhoud voldoende gehomogeniseerd werd. Vervolgens werd 1 L overgebracht naar een maatcilinder met een doorschijnend PVC slang met diameter 4-6 mm zoals te zien is in figuur 7. De inhoud van de maatcilinder werd dan overgebracht naar een glazen weckpot van 1 L en nadien werd er ongeveer 40 ml bleekwater (NaClO) toegevoegd om bacteriële groei te verhinderen. Uit iedere emmer werden steeds drie substalen genomen van telkens 1 L, teneinde een zo correct mogelijke gemiddelde concentratie te kunnen berekenen. Figuur 8 toont drie substalen van het afvalwater dat de RWZI binnenkomt en van het gezuiverde water dat geloosd wordt in de Schelde. Figuur 7: Overbrengen van 1 L monster op een roerplaat naar een maatcilinder m.b.v. een PVC slang. 24

43 Figuur 8: Drie substalen effluent (links) en drie substalen secundair influent (rechts) waarbij aan allen bleekwater werd toegevoegd. Hierna werd het staal gesplitst in drie fracties (<15 µm, tussen 15 en 50 µm en >50 µm) met behulp van zeven. Deze splitsing werd uitgevoerd om de totale hoeveelheid particulair materiaal te verdelen over de verschillende fracties om visuele identificatie achteraf makkelijker te maken (vide infra). De twee zeven (15 µm en 50 µm), die weergegeven worden in figuur 9, werden gemaakt met licht grijze PVC buizen waaraan op maat gesneden nylon zeefgaas werd vastgemaakt met PVC-lijm. Figuur 9: Voorbeeld van twee van de gebruikte zeven. Links een zeef van 15 µm, rechts een zeef van 50 µm. Eerst werd er gezeefd op 50 µm, het residu werd gewassen met gefilterd water, overgebracht naar een bekerglas van 150 ml en tot slot werd er H 2O 2 (30%, VWR) in een 1:1 verhouding aan toegevoegd. De peroxiden dienden 24u in te werken om een zo volledig mogelijke oxidatie van het nog aanwezige organisch materiaal te bekomen. Waterstofperoxide heeft in normale omstandigheden en in verdunde concentratie geen effect op de meeste plastics zoals PET, PTFE, PVC, HDPE, PP (Plastics International, 2015). Hierna werd nog verdund met gefilterd water (2:1 verhouding) en opnieuw gezeefd op 50 µm. Het filtraat van de eerste zeefstap werd nadien gezeefd op 15 µm. Ook hier werd het residu gewassen, behandeld met H 2O 2, verdund en opnieuw gezeefd op 15 µm. De residu s (fractie >50 µm en fractie 25

44 tussen 15 en 50 µm) na de tweede behandeling werden overgegoten in een centrifugetube van 50 ml en vermengd met een natriumjodide(nai)-oplossing (Chem-Lab). Deze zoutoplossing heeft een densiteit van 1,6 kg.l -1 en werd gemaakt door het laten oplossen van NaI kristallen (Chem-Lab) waarna het mengsel vacuüm gefilterd werd op 0,20 µm (Pall Corporation Supor -450) en opgeslagen in glazen Duran flessen. Het doel is om een densiteitsscheiding te bewerkstelligen: de meeste plastics hebben dichtheden die variëren tussen 0,89 en 1,40 kg.l -1 (zie tabel 1) waardoor ze komen boven te drijven in een NaI-oplossing (ρ = 1,6 kg.l -1 ). Nadien werden de tubes drie maal gecentrifugeerd voor telkens vijf minuten bij 3500 toeren per minuut. Na iedere centrifugebeurt werd de bovenste ml (waar de microplastics zweven) overgegoten in een afgesloten recipiënt. Zoals hierboven reeds werd aangehaald, werd dit proces drie maal herhaald waardoor de meeste microplastics gecollecteerd zijn in het recipiënt. De inhoud van het recipiënt, waar de microplastics rondzweven in NaI, werd vervolgens vacuüm gefilterd op een 5 µm cellulose-nitraat filter (Whatman AE98). De cellulose-nitraat filter met het residu werd eerst overvloedig nagespoeld met gefilterd water, vervolgens voorzichtig met een pincet in een afgesloten LDPE petrischaal met diameter 55 mm gelegd en ging tot slot gedurende 24u in de oven op 40 C. Het slib werd volgens een gelijklopend protocol behandeld. Hierbij werd ongeveer 3 g ingedikt slib afgewogen voor verdere behandeling. Verder diende de waterstofperoxide (30%, VWR) stapsgewijs toegevoegd te worden om overmatige schuimproductie te vermijden aangezien het staal meer organisch materiaal bevatte in vergelijking met de waterige stalen. Tot slot werd bij de slibstalen het residu na de eerste zeefstap (15 µm en 50 µm) meteen gecentrifugeerd in aanwezigheid van natriumjodide (1,6 kg.l -1, 0,45 µm gefilterd, Chem-Lab). Dit proces werd herhaaldelijk uitgevoerd voor alle stalen. Aangezien de zeven (van 15 µm en 50 µm) heel frequent gebruikt werden, diende er dikwijls een reiniging te gebeuren. Hierbij werden de zeven eerst gedurende een paar uur in een oplossing van 50% bleekwater ondergedompeld om de verkleuring door de NaI tegen te gaan. Vervolgens vond een zuivering plaats in een verdunde 35% HCloplossing (VWR) in een ultrasoon bad (VWR). Tot slot werd alles opnieuw overvloedig met (gefilterd) water gespoeld vooraleer ze opnieuw gebruikt konden worden. Gedurende het zuiveringsproces werden continu handschoenen gedragen. Aangezien natrium jodide zeer prijzig is, werd de zoutoplossing na het vacuüm filteren gerecupereerd en werd de densiteit opnieuw gecorrigeerd tot 1,6 kg.l -1. Appendix 4 geeft een overzicht van de merknamen van de gebruikte benodigdheden, die nog niet gespecifieerd waren in dit deel. 26

45 4.3 Efficiëntie behandeling Om de efficiëntie van het procedé te testen, werd ook gefilterd water en ingedikt slib waaraan een gekende hoeveelheid microplastics (spike) werd toegevoegd, behandeld. De gebruikte microplastics zijn doorzichtige microbeads (Coulter Standard Latex Beads, Analis) met diameter van 90 µm afkomstig uit een stockoplossing met een concentratie van 730 plastics per liter. Daarnaast werden ook blanco stalen behandeld om een idee te hebben van de contaminatie in de labo-omgeving. Hiermee werd rekening gehouden bij het behandelen van de echte stalen. 4.4 Identificatie van microplastics Na de extractie werd de gedroogde cellulose-nitraat filter tussen twee dekglaasjes bevestigd en via een lichtmicrosoop (Olympus BX41; vergroting 10x10x) visueel geanalyseerd. De filters werden extra belicht via een externe led-lichtbron (Olympus KL 1500 LED). Op de microscoop werd een camera (Olympus UC 30) gemonteerd die verbonden was met een computer. Er werd een onderscheid gemaakt tussen drie types microplastics: partikels, vezels en microbeads, zie figuur 10. Van alle microplastics werden via een software programma (cellsens Dimension) de afmetingen en het kleur genoteerd. Bij de partikels werd de lengte (grootste afmeting) en breedte (kleinste afmeting) gemeten, bij de vezels enkel de lengte en bij de microbeads de diameter. Er werd een selectie gemaakt op basis van kleur: zwarte of doorzichtige zaken werden niet in rekening gebracht uit voorzorg. Zwarte fragmenten werden aanzien als roet (koolstof) en doorzichtige werden beschouwd als restanten van levende materie. Tevens bleek uit de analyse van contaminatie (bijvoorbeeld water dat een aantal dagen in aanraking kwam met labolucht) dat het noodzakelijk is om fragmenten die meerdere kleuren hebben niet in aanmerking te laten komen, zoals is voorgesteld in figuur 10. Tot slot werden alleen gladde vezels (i.e. zonder vertakkingen) als microplastic aanzien. Door het strikt toepassen van deze preventieve maatregelen, kan men vrij zeker zijn dat de weerhouden vezels, microbeads en fragmenten effectief microplastics zijn. Toch dient in het achterhoofd gehouden te worden dat omwille van de strenge selectiecriteria, er vermoedelijk een onderschatting wordt gemaakt. De cellulose-nitraat filter van de fractie kleiner dan 15 µm werd ook verwarmd in de oven, maar werd bij beide type stalen (waterig en slib) niet onderzocht aangezien dit te klein was om via microscopie een beslissing te nemen. 4.5 Bepaling droge stof gehalte De hoeveelheid droge stof in het ingedikt slib is nooit constant. Om berekeningen te maken met de gevonden concentraties, dient het gehalte droge stof gekend te zijn. Een hoeveelheid staal wordt nauwkeurig afgewogen en voor 72 uur in een oven op 60 graden verwarmd. Eerst wordt het staal afgekoeld in een dessicator en vervolgens opnieuw nauwkeurig gewogen. 27

46 Figuur 10: Overzichtsfoto. Bovenaan links: contaminatie van labolucht. Bovenaan rechts: twee samengeklitte blauwe microbeads. Onderaan links: roze vezel. Onderaan rechts: rood fragment. Schaalbalk stelt 100 µm voor. 4.6 Ramanspectroscopie Ongeveer 35 partikels, vezels of microbeads die na de visuele analyse met de lichtmicroscoop ingedeeld werden als microplastic, werden geanalyseerd aan de hand van micro-raman spectroscopie. Hiervoor werd een Bruker Optics Senterra dispersive Raman spectrometer gekoppeld aan een Olympus BX51 microscoop om het type plastic te onderzoeken. De gebruikte laserdiode had een golflengte van 785 nm. De gemeten spectra dekten een gebied tussen 80 en 2660 cm Dataverwerking Voor het opstellen van boxplots werd de software Spotfire S+ 8_2 gebruikt. Andere grafieken werden gemaakt met behulp van Microsoft Excel Voor het vergelijken van twee datasets met elkaar, werd gebruik gemaakt van de niet-parametrische Wilcoxon rank sum test met behulp van de software SPSS Statistics

47 5. Resultaten In dit deel wordt eerst de efficiëntie van de gebruikte procedures gerapporteerd. Daarna volgt een korte beschrijving van de contaminatie die teruggevonden werd in de blanco stalen. In een derde deel worden de concentraties van de heranalyse van de stalen van Van Echelpoel (2014) vergeleken met de oorspronkelijke gevonden concentraties. Vervolgens wordt een uitgebreid overzicht gegeven van de concentraties aan microplastics gevonden in de stalen die behandeld werden zoals beschreven in het deel methodologie. Met behulp van de gemiddelde concentraties wordt een range berekend van totale hoeveelheden plastics die gedurende een dag de RWZI Destelbergen binnenkomen en verlaten. Vervolgens worden de aangetroffen microplastics meer in detail geanalyseerd, focussend op hun afmetingen en kleuren. Tot slot worden een aantal spectra van de analyse van microplastics met een micro-ramanspectrometer weergegeven. 5.1 Efficiëntiebepaling Er werden voor beide matrices stalen geanalyseerd waaraan een vooraf bepaalde hoeveelheid microbeads werd toegevoegd. Tabel 2 geeft een overzicht van de gevonden uitslag van deze proef. De gemiddelde efficiëntie bedraagt voor water- en slibstalen respectievelijk 55,0% en 57,2%. Tabel 2: Resultaten van de behandeling van stalen waaraan spikes (microbeads) werden bijgevoegd. Vloeibaar medium (water) Vast medium (slib) Aantal Aantal Aantal Aantal Efficiëntie toegevoegd teruggevonden toegevoegd teruggevonden Efficiëntie ,8% ,6% ,5% ,0% ,7% ,3% ,1% ,8% 5.2 Blanco stalen Het extractieprotocol werd ook meermaals uitgevoerd met blanco stalen of met water dat al een tijdje aan de lucht in het laboratorium was blootgesteld. De gevonden microplastics werden niet gekwantificeerd, maar in de verdere analyse van de echte stalen werden partikels gelijkaardig aan de contaminatie uitgesloten. Contaminatie bestond voornamelijk uit vertakte of doorzichtige vezels en zwarte fragmenten. Een uitgebreid overzicht staat in appendix Herhaling analyse Destelbergen 2014 De stalen van het secundair influent en het effluent van Van Echelpoel (2014) werden opnieuw geanalyseerd om te kunnen beoordelen of er een effect is van de onderzoeker op het aantal teruggevonden plastics. Tabel 3 geeft de resultaten weer van de nieuwe analyse. Voor het secundair influent bedraagt de concentratie 25 (± 5) plastics.l -1 (Van Echelpoel, 2014) en 24 (± 2) plastics.l -1 (Lecomte, 2015). In het effluent is dit 14 (± 4) plastics.l -1 (Van Echelpoel, 2014) en 12 (± 1) plastics.l -1 (Lecomte, 2015). Er worden geen significante verschillen gevonden tussen de resultaten van beide 29

48 onderzoekers (p = 0,825 voor influent en p = 0,507 voor effluent via Wilcoxon rank-sum test). Er dient wel voorzichtig omgesprongen te worden met deze statistische resultaten, aangezien het aantal replicaten vrij laag is (3 substalen). Tabel 3: Overzicht van de geïdentificeerde microplastics in het influent en effluent van de RWZI Destelbergen op 26/03/2014 (heranalyse). Substaal microplastics (plastics.l -1 ) Secundair influent 26/03/2014 fragmenten (fragmenten.l -1 ) vezels (vezels.l -1 ) microbeads (microbeads.l -1 ) Gemiddelde 24,0 16,0 7,3 0,7 σ 1,7 2,0 2,5 0,6 Effluent 26/03/2014 Substaal microplastics (plastics.l -1 ) fragmenten (fragmenten.l -1 ) vezels (vezels.l -1 ) microbeads (microbeads.l -1 ) Gemiddelde 11,7 10,0 1,7 0,0 σ 0,6 1,0 1,5 0,0 5.4 Stalen rioolwaterzuiveringsinstallatie Volledige bemonstering RWZI Destelbergen De eerste staalname in de RWZI van Destelbergen vond plaats op 12 november 2014 omstreeks 10.00u. Het inkomend en uitgaand debiet op die dag was respectievelijk m³ en m³. Er viel geen neerslag en de gemiddelde weektemperatuur bedroeg 9,6 C. Deze werd berekend door een gemiddelde te bepalen van de dagtemperaturen van de zeven voorgaande dagen. De dag van de bemonstering werd meegenomen in het gemiddelde zodat de eerste tien uren van die dag ook in rekening gebracht werden. Een uitgebreide berekening is weergegeven in appendix 6 (Weerstation Gent-Dampoort, 2015). Er werden stalen genomen van het secundair influent, de beluchtingstank, de nabezinkingstank, het effluent en het ingedikt slib. Deze locaties worden visueel voorgesteld in figuur 5. Het water van de beluchtingstank was echter te troebel door de zwevende actief slib biomassa, waardoor het onmogelijk was om het staal te splitsen in de drie fracties met behulp van zeven. Omwille van deze problemen, werd het staal van de beluchtingstank niet verder geanalyseerd. De cellulosenitraat filters die geanalyseerd werden onder de microscoop (Olympus BX 41) zien eruit zoals is weergegeven in figuur

49 Figuur 11: Twee cellulose-nitraat filters van ingedikt slib uit de RWZI Destelbergen. Links stelt de fractie groter dan 50 µm voor. Rechts is de fractie tussen 15 en 50 µm. Deze filters worden bewaard in een afgesloten LDPE petrischaal. De gemiddelde concentraties in de rioolwaterzuiveringsinstallatie dalen naarmate het zuiveringsproces vordert: van 37,7 (± 3,1) plastics.l -1 in het influent over 20,0 (± 3,7) plastics.l -1 in het bezinkingsbekken tot uiteindelijk 19,7 (± 4,2) plastics.l -1 die geloosd worden in de Schelde (tabel 4). Voor het effluent werden uitzonderlijk 6 substalen behandeld. De microplastics die sedimenteren zijn terug te vinden in het ingedikt slib, waar de concentratie 13,6 (± 4,0) plastics per gram nat gewicht (NG) bedraagt (tabel 5). Meer uitgebreide resultaten voor het ingedikt slib, secundair influent, effluent en de nabezinkingstank (namelijk concentratie per substaal) zijn terug te vinden in respectievelijk appendix 7, appendix 8, appendix 9 en appendix 10. Tabel 4: Overzicht van de gemiddelde concentraties (met standaardafwijking) van geïdentificeerde microplastics in water stalen van de RWZI Destelbergen op 12/11/2014 om 10.00u. Locatie microplastics (plastics.l -1 ) fragmenten (fragmenten.l -1 ) vezels (vezels.l -1 ) microbeads (microbeads.l -1 ) Secundair influent 37,7 (± 3,1) 33,7 (± 1,5) 2,7 (± 2,1) 1,3 (± 1,5) Nabezinkingstank 19,7 (± 4,2) 17,3 (± 3,8) 0,7 (± 0,6) 1,7 (± 0,6) Effluent 20,0 (± 3,7) 14,3 (± 5,3) 4,8 (± 2,1) 0,8 (± 1,2) 31

50 Tabel 5: Overzicht van de gemiddelde concentraties (met standaardafwijking) van de geïdentificeerde microplastics in het ingedikt slib van de RWZI Destelbergen op 12/11/2014 om 10.00u. s zijn uitgedrukt in nat gewicht (NG). plastics (plastics.gng -1 ) fragmenten (fragmenten.gng -1 ) vezels (vezels.gng -1 ) microbeads (microbead.gng -1 ) 13,6 (± 4,0) 11,3 (± 2,7) 0,4 (± 0,3) 1,8 (± 1,0) Periodieke bemonstering influent en effluent Verder werden vier opeenvolgende weken (in de maanden maart en april) het influent en effluent bemonsterd, telkens op woensdagvoormiddag rond 10.00u. Tabel 6 geeft de debieten (pers. comm. Aquafin), temperaturen en neerslaghoeveelheden (Weerstation Gent-Dampoort, 2015) weer van die dagen. Het debiet op 25 maart is ruim dubbel zo hoog als de andere dagen, door overvloedige regenval. Tabel 6: Overzicht van de binnenkomende en geloosde hoeveelheid water in de RWZI Destelbergen. De meteorologische gegevens, met name temperatuur (appendix 6) en neerslag, zijn afkomstig van het Weerstation Gent-Dampoort (2015). Datum Inkomend debiet Uitgaand debiet Gemiddelde (m³.dag -1 ) (m³.dag -1 ) weektemperatuur ( C) Neerslag (mm) 18/03/ ,0 0,0 25/03/ ,1 7,6 01/04/ ,3 0,0 08/04/ ,4 0,0 Op 18 maart, 25 maart, 1 april en 8 april 2015 werd het secundair influent bemonsterd. Microplastic concentraties in het influent, bemonsterd in maart en april, varieerden tussen 11,3 en 33,7 plastics.l -1. De hoogste concentraties werden opgemeten in maart, terwijl deze in april met ruim de helft afnamen. De concentraties van de verschillende fracties (fragmenten, vezels, microbeads) zijn tevens terug te vinden in tabel 7. In appendix 7 worden de concentraties van de substalen van het secundair influent weergegeven. Tabel 7: Overzicht van de gemiddelde concentraties (met standaardafwijking) van de geïdentificeerde microplastics in het secundair influent van de RWZI Destelbergen. Datum microplastics (plastics.l -1 ) fragmenten (fragmenten.l -1 ) vezels (vezels.l -1 ) microbeads (microbeads.l -1 ) 18/03/ ,7 (± 9,5) 27,3 (± 11,9) 3,7 (± 0,6) 2,7 (± 3,1) 25/03/ ,7 (± 15,0) 24,3 (± 12,9) 2,7 (± 2,1) 0,7 (± 0,6) 01/04/ ,3 (± 3,1) 12,3 (± 1,6) 1,3 (± 1,2) 0,7 (± 0,6) 08/04/ ,3 (± 2,1) 9,0 (± 1,0) 1,7 (± 0,6) 0,7 (± 1,2) 32

51 Op diezelfde dagen werden ook stalen genomen van het effluent. De gemiddelde effluent concentraties fluctueerden tussen 7,0 en 17,3 plastics.l -1, waarbij opnieuw in maart de hoogste concentraties en in april laagste teruggevonden werden. Tabel 8 geeft een overzicht van de aanwezigheid van fragmenten, vezels en microbeads in het effluent. De concentraties van de substalen zijn opgesomd in appendix 8. Tabel 8: Overzicht van de gemiddelde concentraties (met standaardafwijking) van de geïdentificeerde microplastics in het effluent van de RWZI Destelbergen. Datum microplastics (plastics.l -1 ) fragmenten (fragmenten.l -1 ) vezels (vezels.l -1 ) microbeads (microbeads.l -1 ) 18/03/ ,3 (± 1,5) 9,7 (± 2,1) 4,0 (± 2,0) 3,7 (± 2,3) 25/03/ ,7 (± 0,6) 10,0 (± 0,0) 1,7 (± 0,6) 0,0 (± 0,0) 01/04/ ,0 (± 1,0) 9,3 (± 1,2) 0,3 (± 0,6) 0,3 (± 0,6) 08/04/2015 7,0 (± 1,0) 6,0 (± 1,0) 0,7 (± 1,2) 0,3 (± 0,6) Tot slot werd op de dag met de hoogste regenval, 25 maart 2015, voor een tweede maal het ingedikt slib bemonsterd. De gemiddelde concentratie bedroeg 17,9 (± 1,8) plastics.gng -1, zoals te zien is in tabel 9. Meer uitgebreide informatie over het ingedikt slib, zoals de gewichten van de stalen, de concentratie aan plastics per substaal en de onderverdeling in de verschillende types, staat in appendix 6. Tabel 9: Overzicht van de gemiddelde concentraties (met standaardafwijking) van de geïdentificeerde microplastics in het ingedikt slib van de RWZI Destelbergen op 25/03/2015 om 10.00u. s zijn uitgedrukt in nat gewicht (NG). plastics (plastics.gng -1 ) fragmenten (fragmenten.gng -1 ) vezels (vezels.gng -1 ) microbeads (microbead.gng -1 ) 17,9 (± 1,8) 16,1 (± 2,2) 0,1 (± 0,2) 1,7 (± 0,4) Berekening van de verwijderingsefficiëntie Met behulp van de gemiddelde concentraties in het influent (tabel 4 en tabel 7) en effluent (tabel 4 en tabel 8) en het totale inkomende en uitgaande debiet (tabel 6) werd de totale hoeveelheid inkomende en uitgaande microplastics per dag berekend. Met deze data was het mogelijk om een verwijderingsrendement te berekenen. Deze benadering is opgenomen in tabel 10. De verwijdering van microplastics in de afvalwaterzuiveringsinstallatie van Destelbergen bedraagt gemiddeld 47% voor de vijf bemonsteringsdagen, en varieert tussen 34% en 59%. Er werden gemiddeld meer fragmenten 33

52 Hoeveelheid microplastics (plastics.dag -1 ) (51%) en microbeads (49%) verwijderd in vergelijking met vezels (35%) 8. Figuur 12 geeft hiervan een globaal overzicht. Tabel 10: Schatting van de totale inkomende en uitgaande hoeveelheid microplastics en de verwijderingsefficiëntie van de RWZI Destelbergen. Datum Hoeveelheid influent Hoeveelheid effluent (plastics.dag -1 ) (plastics.dag -1 ) Efficiëntie (%) 12/11/ 14 4,9 x ,4 x ,8 18/03/ 15 6,0 x ,8 x ,6 25/03/ 15 1,2 x ,9 x ,6 01/04/ 15 3,0 x ,0 x ,8 08/04/ 15 1,9 x ,1 x ,0 2,0E+09 1,8E+09 1,6E+09 1,4E+09 1,2E+09 1,0E+09 8,0E+08 6,0E+08 4,0E+08 2,0E+08 0,0E+00 Hoeveelheid microplastics in het secundair influent en effluent van RWZI Destelbergen 12/11/ /03/ /03/2015 1/04/2015 8/04/2015 Datum Secundair influent Effluent Figuur 12: Grafische weergave van de inkomende en uitgaande hoeveelheid microplastics in Destelbergen. De vlaggen geven de standaarddeviatie op het gemiddelde weer. Een deel van de microplastics wordt in deze RWZI verwijderd door bezinking waardoor ze terecht komen in het ingedikt slib. Om een beeld te krijgen van de totale hoeveelheid plastics die dagelijks op deze manier verwijderd worden, werd de droge stof (DS) concentratie van het slib vermenigvuldigd met de dagelijkse productie aan ingedikt slib (tabel 11). Uit gegevens van Aquafin blijkt dat de hoeveelheid actief slib in de RWZI Destelbergen 742 ton DS.jaar -1 bedraagt. Rekening houdend met een gemiddelde hoeveelheid DS van 6% op 12/11 en 8% op 25/3 (appendix 11) bekomt men een totale hoeveelheid plastics in het slib tussen 4,3 x 10 8 en 4,8 x 10 8 plastics.dag Wanneer er meer vezels of microbeads in het effluent aanwezig waren, in vergelijking met het influent (i.e. negatieve efficiëntie), werd de verwijderingsefficiëntie op die dagen (zoals 18/03/2015) gelijk gesteld aan 0. 34

53 Tabel 11: Berekening van het aantal microplastics dat dagelijks verwijderd wordt via het slib. Datum microplastics (plastics.gng -1 ) microplastics (plastics.gds -1 ) Gemiddelde dagelijkse slibproductie (gds.dag -1 ) Hoeveelheid plastics in ingedikt slib (plastics.dag -1 ) 12/11/ 14 13, ,0 x ,8 x /03/ 15 17, ,0 x ,3 x Gecorrigeerde concentraties In de vorige sectie werden de gevonden concentraties gerapporteerd. Om een vollediger beeld te krijgen van de realiteit, dient er echter rekening gehouden te worden met de efficiëntie van de extractiemethode, gebruikt voor het extraheren van microplastics uit de stalen (zie sectie 5.1). De aangepaste concentraties van het secundaire influent en effluent zijn terug te vinden in tabel 12. De concentraties variëren tussen 21 en 68 plastics.l -1 voor het influent en tussen 13 en 36 plastics.l -1 voor het effluent. Voor het ingedikt slib bedraagt de gecorrigeerde concentratie 24 plastics.gns -1 op 12/11/2014 en 31 plastics.gns -1 op 25/03/2015 bij een efficiëntie van 57%. Tabel 12: Gecorrigeerde concentraties aan microplastics in het secundair influent en effluent, rekening houdend met de efficiëntie van de gebruikte techniek (55%). Getallen werden afgerond tot op de eenheid. Datum microplastics influent microplastics effluent (plastics.l -1 ) (plastics.l -1 ) 12/11/ /03/ /03/ /04/ /04/ Via de gecorrigeerde concentraties in de waterige matrices kan een raming gemaakt worden van het totaal aantal plastics dat de RWZI Destelbergen binnenkomt en verlaat. Naar schatting komen dagelijks tussen 3,5 x 10 8 en 2,2 x 10 9 microplastics de RWZI van Destelbergen binnen en tussen 2,1 x 10 8 en 8,9 x 10 8 plastics verlaten de RWZI per dag (tabel 13). Hier zit opnieuw een grote schommeling op. De totale hoeveelheid plastics die dagelijks wordt verwijderd in het ingedikt slib, bedraagt ongeveer 8,3 x 10 8 plastics.dag -1 voor 12/11/2014 en 7,5 x 10 8 plastics.dag -1 voor 25/03/2015, rekening houdend met een efficiëntie van 57%. 35

54 Hoeveelheid microplastics (plastics.dag -1 ) Tabel 13: Schatting van de totale hoeveelheid microplastics die de afvalwaterzuivering van Destelbergen binnenkomt en buitengaat. Getallen zijn aangepast met de efficiëntie en afgerond op een decimaal. Datum Aantal microplastics secundair influent Aantal microplastics effluent (plastics.dag -1 ) (plastics.dag -1 ) 12/11/ 14 9,0 x ,4 x /03/ 15 1,1 x ,2 x /03/ 15 2,2 x ,9 x /04/ 15 5,4 x ,6 x /04/ 15 3,5 x ,1 x Karakterisering van de microplastics De verhoudingen en de afmetingen van de fragmenten, microbeads en vezels worden in deze sectie nader bekeken. In figuur 13 en figuur 14 wordt dieper ingegaan op de relatieve verhouding tussen fragmenten, vezels en microbeads voor respectievelijk het secundair influent en het effluent. Het secundair influent bestaat gemiddeld uit 84,8% fragmenten; 10,3% vezels en 4,9% microbeads. Aangezien in beide stalen van het ingedikt slib slechts 8 vezels (2%) werden teruggevonden op een totaal van 371 microplastics, is het aannemelijk dat fragmenten en microbeads beter verwijderd worden in de RWZI. Er is dan ook een verschuiving waarneembaar in het effluent: dit is samengesteld uit gemiddeld 78,4% fragmenten; 14,9% vezels en 6,7% microbeads. Vezels nemen hier een groter aandeel in, wat bevestigt dat deze in mindere mate verwijderd worden via het ingedikt slib. Een schatting van het totaal aantal fragmenten, microbeads en vezels die dagelijks de RWZI binnenkomen en verlaten, wordt gegeven in appendix 12. Verdeling secundair influent Destelbergen in verschillende types microplastics 1,2E+09 1,0E+09 8,0E+08 6,0E+08 4,0E+08 2,0E+08 0,0E+00 12/11/ /03/ /03/2015 1/04/2015 8/04/2015 Datum Fragmenten Vezels Microbeads Figuur 13: Opsplitsing van het secundair influent van RWZI Destelbergen in de verschillende types microplastics. 36

55 Hoeveelheid microplastics (plastics.dag -1 ) Verdeling effluent Destelbergen in verschillende types microplastic 4,5E+08 4,0E+08 3,5E+08 3,0E+08 2,5E+08 2,0E+08 1,5E+08 1,0E+08 5,0E+07 0,0E+00 12/11/ /03/ /03/2015 1/04/2015 8/04/2015 Datum Fragmenten Vezels Microbeads Figuur 14: Opsplitsing van het effluent van RWZI Destelbergen in de verschillende types microplastics. Met behulp van histogrammen kan een visuele weergave opgesteld worden van de afmetingen van de aangetroffen microplastics in het secundair influent, effluent en ingedikt slib. Voor iedere locatie (secundair influent, effluent, ingedikt slib) in de RWZI zijn de gegevens van de verschillende bemonsteringsdagen samengebracht. De grootteverdeling van de partikels aangetroffen in het secundair influent wordt weergegeven in figuur 15. Aangezien er bij de verwerking van de stalen gezeefd wordt op 15 en 50 µm, werd de klassenbreedte van het histogram gekozen op 10 µm. Hierdoor is het mogelijk om een meer gedetailleerde verdeling te bekomen, voornamelijk tussen de twee zeefgroottes. De gemiddelde lengte van de fragmenten en de microbeads bedraagt 47,0 (± 38,8) µm (N = 365). Bij de verwerking van de vezel data werden grotere intervallen (50 µm) gekozen aangezien de lengtes hier beduidend groter zijn (figuur 15). De gemiddelde lengte van de vezels is 664,1 (± 616,4) µm (N = 59). Voor de distributie van de breedtes (kleinste afmeting) van de fragmenten en microbeads, wordt verwezen naar appendix

56 > >865 Frequentie (plastics) Frequentie (plastics) > >865 Frequentie (plastics) Frequentie (plastics) Lengte fragmenten en microbeads (µm) Lengte vezels (µm) Figuur 15: Histogram van de afmetingen van de microplastics in het secundair influent. Links: lengte van de fragmenten en microbeads (N = 365). Rechts: lengte van de vezels (N = 59). Voor het effluent is de deeltjesdistributie gegeven in figuur 16. De gemiddelde lengte van de fragmenten en microbeads bedraagt 45,1 (± 35,9) µm (N = 227) en voor de vezels 655,9 (± 616,8) µm (N = 54). In appendix 13 staan eveneens de verdelingen voor de breedtes van de fragmenten en microbeads Lengte fragmenten en microbeads (µm) Lengte vezels (µm) Figuur 16: Histogram van de afmetingen van de microplastics in het effluent. Links: fragmenten en microbeads (N = 227). Rechts: vezels (N = 54). Tot slot is de verdeling van de fragmenten en microbeads voor het ingedikt slib te zien in figuur 17. De gemiddelde lengte van de fragmenten en microbeads is hier 53,2 (± 44,2) µm (N = 363). Door het te kleine aantal gevonden vezels (N = 8) in dit medium, werd er geen histogram opgesteld voor dit type plastics. Ook hier is de tweede afmeting (breedte) van de vezels en microbeads terug te vinden in appendix

57 >175 Frequentie (plastics) Lengte fragmenten en microbeads (µm) Figuur 17: Histogram van de fragmenten en microbeads in het ingedikt slib (N = 363). Er kon geen significant verschil ontdekt worden in de lengtes van fragmenten en microbeads tussen het secundair influent en het effluent (p = 0,407 via Wilcoxon rank-sum test). De lengtes van de fragmenten en microbeads van het ingedikt slib daarentegen waren op het 95%-significantie niveau groter dan die van het secundair influent (p = 0,007 via Wilcoxon rank-sum test). Op het 95%- significantieniveau waren deze lengtes in het ingedikt slib groter dan die van het effluent (p = 0,002 via Wilcoxon rank-sum test). Een overzicht is gegeven in tabel 14. Tabel 14: Samenvatting van de gemiddelde lengtes van de framenten en de microbeads. Één sterretje stelt geen significant verschil voor. Twee sterretjes stellen wel een significant verschil voor (Wilcoxon rank-sum test). Secundair influent (47,0 ± 38,8 µm) Effluent (45,1 ± 35,9 µm) Ingedikt slib (53,2 ± 44,2 µm) Secundair influent (47,0 ± 38,8 µm) Effluent (45,1 ± 35,9 µm) Ingedikt slib (53,2 ± 44,2 µm) * ** * ** ** ** Naast de fragmenten en de microbeads, werd er ook gekeken naar de lengte van de vezels. Er was geen significant verschil op te merken tussen het secundair influent en het effluent, tussen het secundair influent en het ingedikt slib en tussen het effluent en het ingedikt slib (respectievelijk p = 0,877, p = 0,439 en p = 0,557 via Wilcoxon rank-sum test). Tabel 15 toont een overzicht. De boxplots voor het secundair influent, effluent en ingedikt slib zijn weergegeven in appendix

58 Tabel 15: Samenvatting van de gemiddelde lengtes van de vezels. Één sterretje stelt geen significant verschil voor. Twee sterretjes stellen wel een significant verschil voor (Wilcoxon rank-sum test). Secundair influent (664,1 ± 616,4 µm) Effluent (655,9 ± 616,8 µm) Ingedikt slib (614,3 ± 277,6) Secundair influent (664,1 ± 616,4 µm) Effluent (655,9 ± 616,8 µm) Ingedikt slib (614,3 ± 277,6) * * * * * * Kleur microplastics Naast de afmetingen, werd bij iedere geïdentificeerde microplastic ook het kleur genoteerd. De relatieve verhoudingen van de kleuren worden weergegeven in figuur 18. Kleur van de microplastics 1% 1% 5% 7% 8% 48% 30% Rood Blauw Groen Roze Paars Geel Overig Figuur 18: Verdeling van de kleuren van alle gevonden microplastics (N = 1076). 5.5 Ramanspectroscopie De bekomen spectra van de gevonden microplastics in de stalen van de RWZI, werden vergeleken met spectra aanwezig in een database. Een paarse vezel bestond uit PET (figuur 21) en PS werd teruggevonden in een roze microbead (figuur 22). Alle gekozen blauwe fragmenten waren gekleurd met het pigment PB15 zoals te zien is in figuur 20. Bij een aantal groene partikels werd de aanwezigheid van de kleurstoffen PG7 en PG36 vastgesteld, dit is weergegeven in appendix 15. Voor rood gekleurde microplastics werden meerdere pigmenten teruggevonden: PR3, PR49, PR57, PR146 en PR254 (figuur 19 en appendix 15). 40

59 Figuur 19: Spectrum van een rood fragment (boven; schaalbalk stelt 100 µm voor). Er werd een overeenkomst ontdekt met het pigment PR254 (onder). Figuur 20: Spectrum van een blauw fragment (boven; schaalbalk stelt 100 µm voor). Er werd een overeenkomst ontdekt met het pigment PB15 (onder). 41

60 Figuur 21: Spectrum van een paarse vezel (boven; schaalbalk stelt 100 µm voor). Er werd een overeenkomst ontdekt met PET (onder). De pieken die gemarkeerd zijn in het groen, stellen een organisch pigment voor. Door ruis kond dit echter niet duidelijk geïdentificeerd worden. Figuur 22: Spectrum van een roze microbead (boven; schaalbalk stelt 100 µm voor). Er werd een overeenkomst ontdekt met PS (onder). De pieken die gemarkeerd zijn in het groen, stellen een organisch pigment voor. Door ruis kon dit echter niet duidelijk geïdentificeerd worden. 42

61 6. Discussie 6.1 Gebruikte methode Het protocol is heel arbeidsintensief. Voor de verwerking van een staal op één locatie (bv. het effluent) zijn ongeveer drie volledige werkdagen nodig om de microplastics visueel onder de microscoop te kunnen analyseren. Daarnaast worden er ook een heleboel behandelingsstappen uitgevoerd zoals zeven en overgieten naar een ander recipiënt na het centrifugeren. Hierdoor is het mogelijk dat microplastics verloren gaan of het staal gecontamineerd wordt. Deze problemen werden zoveel als mogelijk verholpen door heel hygiënisch en secuur te werken en de efficiëntie van de techniek te achterhalen. De mogelijke contaminatie werd uitvoerig onderzocht en fragmenten of vezels werden consequent uitgesloten als ze aan volgende criteria voldeden: doorzichtig, zwart, meerdere kleuren of vertakte vezels. Aangezien er veel vezels werden aangetroffen in de blanco of gecontamineerde stalen, werden bij de behandeling van de echte stalen de selectiecriteria heel streng nageleefd. Vandaar dat het secundair influent, effluent en ingedikt slib bestaat respectievelijk uit 10%, 15% en 2% vezels. Er kan dan ook besloten worden dat men vrij zeker kan zijn over de geïdentificeerde microplastics. Toch moet er in acht genomen worden dat de gevonden concentraties en hoeveelheden een onderschatting zijn van de realiteit. Aan water en slib stalen werden spikes toegevoegd en behandeld. De gemiddelde efficiëntie bedroeg respectievelijk 55% en 57%. Zowel bij het water als bij het slib was er een staal met een beduidend lagere efficiëntie: 34% (water) en 26% (slib). Dit kan verklaard worden door de vele handelingen, waarbij er telkens een risico is op verlies van microplastics. Bovendien werd aangetoond, door heranalyse van eerdere stalen, dat de resultaten van dit jaar zonder probleem vergeleken mogen worden met de resultaten van vorig jaar (Van Echelpoel, 2014). Er bleek namelijk geen significant verschil te bestaan tussen de gemiddelde concentratie aan microplastics in de stalen die door beide auteurs geanalyseerd werden. Bovenstaande zaken leiden tot de conclusie dat het gebruik van het protocol bij de behandeling van water en slib stalen als betrouwbaar aanzien mag worden. 6.2 s en massabalans De gevonden concentraties in het influent variëren tussen 21 en 68 plastics.l -1. In het effluent liggen deze tussen 13 en 36 plastics.l -1. Er kan dus besloten worden dat de concentraties in het influent en het effluent heel sterk fluctueren, afhankelijk van de dag waarop de stalen genomen werden. Er werden slechts op twee tijdstippen monsters genomen van het ingedikt slib. De gecorrigeerde concentraties liggen hier dichter bij elkaar: 24 plastics.gns -1 op 12 november 2014 en 31 plastics.gns -1 op 25 maart

62 Enkel voor de twee data waarop stalen werden genomen van het slib, is het mogelijk om een eenvoudige massabalans te maken. Op 12 november 2014 kwamen naar schatting 9,0 x 10 8 plastics de RWZI binnen, werden 4,4 x 10 8 plastics geloosd in de Schelde via het gezuiverde water en verlieten 8,3 x 10 8 plastics.dag -1 de RWZI via het ingedikt slib. Er verlaten hier meer microplastics de RWZI dan er binnenkomen. Een paar maanden later, op 25 maart 2015, zat er een veel groter aantal plastics in het influent (namelijk 2,2 x 10 9 ) en was het aantal plastics in het effluent (8,9 x 10 8 ) ook veel hoger, maar werden er 7,5 x 10 8 plastics (gelijkaardig aan 12/11) verwijderd via het ingedikt slib. Hier verlaten minder microplastics de RWZI, in vergelijking met het geschatte aantal dat binnenkomt. De vooropgestelde massabalans is echter niet volledig correct. Dit komt voornamelijk omdat de gemiddelde concentratie van drie stalen op één tijdstip, geëxtrapoleerd wordt naar een volledige dag. De hierboven gerapporteerde aantallen dienen dus als schatting van de realiteit aanzien te worden. De grootste hoeveelheid microplastics in het secundair influent was terug te vinden op de enige bemonsteringsdag met neerslag: 25/03/2015. De drie regenbezinktanks (elk m³ inhoud) waren toen volledig gevuld en het inkomend debiet was tot twee maal hoger in vergelijking met andere dagen. Bovendien was de gemiddelde weektemperatuur op die dag het laagst, zoals te zien is in figuur 23. Er wordt verondersteld dat het hoge aantal microplastics te verklaren valt door bovenstaande redenen namelijk neerslag en koude temperatuur. Door zogenaamde first flush effecten bij (overvloedige) regenval spoelt de vuiligheid op de straat en het bezonken materiaal in de rioleringen af naar de RWZI (Leen en Bang, 2000). Er wordt verwacht dat ook (micro-)plastics blijven liggen op straat of sedimenteren in de riolering waardoor deze ook meegevoerd worden met het overvloedige water. Daarnaast is het bekend dat er door het wassen van een synthetisch kledingstuk tot 1900 vezels kunnen vrijkomen (Browne et al., 2011). In de winter wordt meer kledij gedragen (Erlandson et al., 2005) waardoor er meer kleding gewassen wordt (Takuma et al., 2006). De hoogste hoeveelheid vezels in het influent werd ook teruggevonden op 25 maart (appendix 12). Het hogere aantal microplastics op 25 maart heeft dus een tweeledige oorzaak: first flush effecten door overvloedige neerslag en het wassen van meer kledij in de winter. De Troyer (2015) onderzocht op verschillende locaties van de Schelde de concentratie microplastics in het sediment. Op 18 maart 2015 werden stalen genomen ter hoogte van het lozingspunt van het gezuiverde water in Destelbergen. Zowel voor als na de RWZI Destelbergen werd het sediment bemonsterd. De concentratie vóór RWZI Destelbergen bedroeg gemiddeld 61 (± 26) plastics.gds -1 en nam toe tot 72 (± 7) plastics.gds -1 stroomafwaarts. Deze concentraties zijn de hoogste die gerapporteerd zijn in de Schelde gedurende dit onderzoek. Hieruit werd besloten dat RWZI s een belangrijke bron zijn van microplastics in het aquatische milieu (De Troyer, 2015). 44

63 Gemiddelde weektemperatuur ( C) Relatie tussen temperatuur en inkomende hoeveelheid microplastics Hoeveelheid plastics (plastics.dag -1 ) 2,50E+09 2,00E+09 1,50E+09 1,00E+09 5,00E+08 0,00E+00 12/11/ /03/ /03/2015 1/04/2015 8/04/2015 Datum 12,0 10,0 8,0 6,0 4,0 2,0 0,0 Secundair influent Temperatuur Figuur 23: Verband tussen de gemiddelde weektemperatuur en de totale hoeveelheid microplastics in secundair influent in de RWZI Destelbergen. 6.3 Verwijdering van microplastics in RWZI s wereldwijd In Nedersaksen, Duitsland, werden twaalf RWZI s onderzocht op de aanwezigheid van microplastics in het effluent (OOWV, 2014). Iedere locatie werd slechts eenmalig bemonsterd in april 2014 tijdens een periode zonder neerslag. De staalname gebeurde met behulp van een pomp die het gezuiverde afvalwater over een 10 µm roestvrijstaal filter pompte. Alle microplastics, die groter waren dan 10 µm, werden geïdentificeerd via Fourier getransformeerde Infraroodspectroscopie (FT-IR). De gevonden concentraties in het effluent varieerden van minimaal 29 plastics.m -3 tot 263 plastics.m -3 en maximaal plastics.m -3. Het effect van bijkomende filtratie werd aangetoond in de RWZI van Oldenburg: hier werd een daling van plastics.m -3 naar 29 plastics.m -3 vastgesteld nadat het biologisch gezuiverde water een aanvullende filtratie onderging (de poriegrootte werd niet gespecifieerd door de onderzoekers). Deze tertiaire behandelingsstap zorgt dus voor een extra verwijdering van 97% van de microplastics nog aanwezig in het gezuiverde afvalwater na de primaire en secundaire behandeling. Van alle gevonden plastics in het effluent, was 47% polyester en 32% polyethyleen. Aangezien de concentratie aan microplastics in het influent niet bepaald werd, is het onmogelijk om een globaal verwijderingsrendement te berekenen voor de twaalf bemonsterde RWZI s. Ook in Nederland werd reeds een verkennend onderzoek uitgevoerd naar microplastics in RWZI s. Leslie et al. (2012) vond 200 plastics.l -1 in het influent en 20 plastics.l -1 in het effluent, wat een verwijderingsefficiëntie van ongeveer 90% betekent. Deze stalen werden echter verzameld gedurende regenval. Uit onderzoek van dezelfde Nederlandse wetenschappers (Leslie et al., 2013) bleek dat de concentratie in het effluent van drie verschillende RWZI s varieerde tussen 9 en 91 plastics.l -1. De 45

64 weerhouden microplastics waren in beide studies groter dan 0,7 µm en ondergingen een identificatie met behulp van Ramanspectroscopie. Gemiddeld 1 plastic.l -1 werd aangetroffen in het effluent van twee RWZI s in Australië (Browne et al., 2011). In beide afvalwaterzuiveringsinstallaties werd het afvalwater aan een tertiaire behandeling onderworpen. Veel hogere concentraties werden daarentegen aangetroffen in de RWZI van Sint-Petersburg (HELCOM, 2014), namelijk plastics.l -1 in het influent (3160 zwarte partikels per liter en 467 textielvezels per liter) waarvan 148 plastics.l -1 overbleven in het effluent (125 zwarte partikels per liter en 16 vezels per liter). Enkel plastics groter dan 20 µm werden geïdentificeerd en er werd slechts op 1 dag stalen genomen. De partikels die gecatalogeerd werden als microplastics werden echter niet spectroscopisch (bv. Raman, FT-IR) geanalyseerd. Uit preliminaire resultaten bleek dat in Glasgow (Schotland, Verenigd Koninkrijk), het effluent van de RWZI 0,09 plastics.l -1 bevatte (Murphy et al., 2015). Plastics werden geïdentificeerd a.d.h.v. FT-IR. De ondergrens van detectie was in dit onderzoek 60 µm. Tot slot werd ook in de staat New York (Verenigde Staten van Amerika), het effluent van drie RWZI s bemonsterd (Chaskey et al., 2014). Het water werd opgepompt en liep over drie zeven (1 mm, 355 µm en 125 µm). Enkel plastics tussen 125 µm en 1 mm konden geïdentificeerd worden. De concentratie in het effluent varieerde tussen 0,00579 en 0,0468 plastics.l -1. Enkel in Nederland en in Rusland werden de concentraties van microplastics in het influent bepaald: deze varieerden tussen 200 plastics.l -1 in Nederland en 3787 plastics.l -1 in Sint-Petersburg (HELCOM, 2014; Leslie et al., 2012). In deze studie werden concentraties tussen 21 en 68 plastics.l -1 voor het influent gevonden. Ook de concentraties in het effluent kennen een heel grote fluctuatie: 0,00579 plastics.l -1 in de staat New York (Chaskey et al., 2014) en 148 plastics.l -1 opnieuw in Sint-Petersburg (HELCOM, 2014). Voor Destelbergen was dit tussen 13 en 36 plastics.l -1 voor het effluent. Er zijn dus grote verschillen op te merken. Ten eerste ligt dit aan de ondergrens van detectie: voor New York bijvoorbeeld lag deze op 125 µm. In Sint-Petersburg (20 µm) is deze vergelijkbaar met de ondergrens van Destelbergen (15 µm). In Nederland werd de laagste ondergrens gebruikt van alle studies: 0,7 µm. Uit de deeltjesdistributies van de gevonden microplastics in Destelbergen blijkt dat de meeste microplastics gevonden werden tussen 15 en 55 µm. Er is dus een sterk vermoeden dat de gevonden concentraties in New York een onderschatting zijn. Een tweede mogelijke oorzaak is dat bij alle voorgenoemde studies de RWZI maar op 1 dag bemonsterd werd. Uit de gevonden concentraties van Destelbergen bleek dat deze heel afhankelijk zijn van de datum (weersomstandigheden). Ten derde, werd niet in alle studies gebruik gemaakt van spectroscopische analysetechnieken. Hierdoor stijgt de onzekerheid van de gerapporteerde resultaten. Zo werden in Rusland een gigantisch aantal zwarte 46

65 fragmenten gevonden in de stalen, terwijl dit type partikels voor dit onderzoek niet werden geïdentificeerd aangezien de assumptie werd aangenomen dat deze contaminatie zijn. Tot slot werd in sommige RWZI s een tertiaire behandeling, zoals microfiltratie, uitgevoerd. Dit leidt tot vrij lage concentraties aan microplastics in het effluent, zoals werd aangetoond in Nedersaksen en Australië. 6.4 Deeltjesdistributies Op alle locaties van Destelbergen werden fragmenten en microbeads teruggevonden waarvan de lengte voornamelijk kleiner is dan 55 µm. In het secundair influent is 76% tussen 15 en 55 µm, in het effluent is dit 77% en in het ingedikt slib 67%. De gemiddelde lengtes van de fragmenten en microbeads in het influent en het effluent liggen dicht bij elkaar: respectievelijk 47 (± 39) µm en 45 (± 36) µm. Er kon dan ook geen significant verschil opgemerkt worden tussen de fragmenten en beads van het influent en effluent. Er werd reeds aangetoond dat er voornamelijk fragmenten en microbeads werden teruggevonden in het ingedikt slib. Daarnaast waren de lengtes ervan in het ingedikt slib (53 ± 44 µm) significant groter dan die van het influent en het effluent. Verder werden relatief minder fragmenten geïdentificeerd in het effluent: het aandeel van de vezels in het effluent was groter dan in het influent. Er kan dus besloten worden dat voornamelijk fragmenten en microbeads bezinken en verwijderd worden via het ingedikt slib. Het zijn voornamelijk de grotere fragmenten en microbeads die in het slib zitten. Dit kan verklaard worden aan de hand van de wet van Stokes: er is een kwadratisch verband tussen de deeltjesgrootte en de sedimentatiesnelheid waardoor grotere deeltjes sneller bezinken (v.i.). Bij de lengtes van de vezels kon er echter geen significant verschil vastgesteld worden tussen het influent, effluent en het slib. Er dient wel opgemerkt te worden dat door het lage aantal vezels in het ingedikt slib (N=8), de statistische resultaten met betrekking tot het ingedikt slib met de nodige voorzichtigheid moeten behandeld worden. 6.5 Ramanspectroscopie Met behulp van een micro-ramanspectrometer werden 34 fragmenten, vezels en microbeads geanalyseerd. Er werden verschillende pigmenten, PET en PS geïdentificeerd. Alle gevonden pigmenten worden veelvuldig gebruikt voor het kleuren van plastics (Alibaba, 2015a; Alibaba, 2015b; Christensen 2003). De aanwezigheid van deze pigmenten is dus een heel sterke indicatie dat het fragment, de vezel of de microbead weldegelijk plastic is. 6.6 Berekening voor Vlaanderen Vervolgens wordt een schatting gemaakt van het aantal microplastics dat per inwoner binnenkomt en buitengaat in RWZI Destelbergen ( IE). Resultaten variëren tussen en plastics.ie -1.dag -1 voor het secundair influent en tussen en plastics.ie -1.dag -1 voor het effluent (zie tabel 16). Met de berekeningen uit tabel 16, wordt een schatting gemaakt van het aantal 47

66 plastics dat in het milieu terecht komt in Vlaanderen. Er wordt zowel een worst-case als een bestcase scenario berekend. De werkelijke jaarlijkse emissie wordt ergens tussenin verwacht. Tabel 16: Schatting van inkomende en uitgaande hoeveelheid microplastics per inwoner in RWZI Destelbergen. Efficiëntie van het protocol in rekening gebracht (55%). Datum Hoeveelheid microplastics per inwoner in secundair influent (plastics.ie -1.dag -1 ) Hoeveelheid microplastics per inwoner in effluent (plastics.ie -1.dag -1 ) 12/11/ /03/ /03/ /04/ /04/ Worst-case scenario In 2014 werd 81,16% van het afvalwater in Vlaanderen gezuiverd (Milieurapport, 2015b). Om een raming van de totale emissie per dag in het milieu te maken voor Vlaanderen, wordt gebruik gemaakt van formule 1, 2 en 3. Met formule 2 wordt de hoeveelheid plastics berekend die via de RWZI s in het milieu terechtkomen. Hierbij wordt gebruik gemaakt van het hoogste aantal microplastics in het effluent uit tabel 16, namelijk plastics.ie -1.dag -1 (op 25/03/2015). Het afvalwater dat niet door Aquafin gezuiverd wordt, dient gezuiverd te worden via een individuele behandelingsinstallatie voor afvalwater (VMM, 2015b). Er wordt, in het worst-case scenario, verondersteld dat een individuele behandelingsinstallatie voor afvalwater (IBA) geen microplastics verwijdert. Vandaar dat voor deze emissie (formule 3) gebruik gemaakt wordt van plastics.ie -1.dag -1 (op 25/03/2015), namelijk de hoogste hoeveelheid microplastics die binnenkomt in de RWZI. De totale emissie (formule 1) is de som van formule 2 en formule 3. De lozing via RWZI s bedraagt 7,9 x plastics.dag -1. De emissie van het afvalwater dat niet door Aquafin gezuiverd wordt is dit 4,4 x plastics.dag -1. In het slechtste geval bedraagt het totaal aantal plastics 4,5 x plastics.jaar -1 voor Vlaanderen. Figuur 24 illustreert dit op een overzichtelijke manier. emissie Totaal,Vlaanderen = emissie 1 + emissie 2 (1) emissie 1 = 81,16% (aantal microplastics per IE per dag) effluent IE Vlaanderen (2) emissie 2 = 18,84% (aantal microplastics per IE per dag) influent IE Vlaanderen (3) Waarbij: IE Vlaanderen = inwoners (FOD Binnenlandse Zaken, 2015). 48

67 6.6.2 Best-case scenario In het beste geval wordt verondersteld dat een IBA evenveel microplastics verwijderd als een RWZI (47%) en wordt de laagste hoeveelheid microplastics in het effluent gebruikt (namelijk plastics.dag -1 op 8 april 2015). Per dag komen er op bij deze voorwaarden 2,3 x plastics in het milieu terecht voor gans Vlaanderen. Op jaarbasis is dit 8,2 x plastics, ruim vijf keer lager dan het worst-case scenario (figuur 24). 49

68 Figuur 24: Schatting van de totale hoeveelheid microplastics dat in Vlaanderen in het milieu komt op basis van geëxtrapoleerde gegevens van de RWZI Destelbergen. Het best-case scenario is gekleurd in het groen. Het worst-case scenario is gekleurd in het rood (Bron afbeeldingen: Aquafin, 2014; Mobiel Vlaanderen, 2015; Twynstra Gudde, 2015). 50

69 6.7 Bezinking van microplastics Zoals reeds werd aangetoond, zijn de fragmenten en microbeads in het ingedikt slib significant groter dan die in het influent en effluent. Dit wil zeggen dat de gemiddelde lengte van de fragmenten en microbeads in het slib groter is dan in het influent en effluent. Het zijn dus voornamelijk grotere fragmenten en microbeads die bezinken en zich opstapelen in het ingedikt slib, waardoor er een significant verschil is in de deeltjesdistributie. Sedimentatie kan fysisch beschreven worden met behulp van de wet van Stokes, deze wordt weergegeven in formule 4 (Van der Meeren en Dewulf, 2013). Waarbij: v s = g φ2 (ρ p ρ fl ) 18 η (4) v s = sedimentatiesnelheid van partikels in water (m.s -1 ); g = valversnelling (voor België: 9,81 m.s -1 ); φ = diameter van het partikel (m); ρ p = densiteit van het partikel (kg.m -3 ); ρ fl = densiteit van het fluïdum (water bij 10 C: 999,73 kg.m -3 ); 9 η = dynamische viscositeit van het fluïdum (water bij 10 C: 1,3077 x 10-3 Pa.s). 10 De wet van Stokes mag enkel gebruikt worden onder een aantal belangrijke voorwaarden. De partikels mogen niet aggregeren, ze moeten sferisch zijn, het fluïdum moet voldoende verdund zijn waardoor partikels bij sedimentatie niet gehinderd worden door elkaar, de partikels moeten lang genoeg aanwezig blijven en de grootte (φ) moet kleiner zijn dan φ max,lam. In deze benadering wordt verondersteld dat de fragmenten sferisch van vorm zijn. Als de laatste voorwaarde voldaan is, dan bevindt het fluïdum zich in een laminair stromingsregime. De maximale partikeldiameter kan berekend worden via formule 5 (Van der Meeren en Dewulf, 2013) η² φ max,lam = g ρ fl (ρ p ρ fl ) (5) De maximale partikeldiameter bedraagt voor PS (1,10 kg.l -1 ) 315 µm, voor PVC (1,30 kg.l -1 ) 219 µm en voor PET (1,40 kg.l -1 ) 199 µm. Er werd reeds aangetoond dat de meeste partikels een lengte hebben die kleiner is dan 55 µm. Hieruit volgt dat de wet van Stokes toegepast mag worden op fragmenten en 9 Perry en Chilton, Bingham,

70 microbeads. Voor vezels kan deze formule niet gebruikt worden aangezien ze groter zijn qua lengte en niet als sferisch aanzien kunnen worden. De oppervlaktelading v o is een heel belangrijke ontwerpparameter van een bezinkingstank en wordt weergegeven door formule 6. v o = Q π R² (6) Waarbij Q het debiet (m².s -1 ) en R de straal (m) van de bezinkingstank voorstelt. Als v s v o dan bezinkt het deeltje met diameter φ. Het combineren van formule 4 en formule 6 levert een uitdrukking (formule 7) op voor de minimale diameter die volledig bezinkt, φ min (Verliefde en Van der Meeren, 2012). φ min 18 η v o g (ρ p ρ fl ) (7) In RWZI Destelbergen varieert het inkomend debiet tussen m³.dag -1 (1 november 2014) en m³.dag -1 (25 maart 2015) tijdens de periode van de metingen. Het debiet wordt verdeeld over drie circulaire bezinkingstanks met een diameter van 33 m. Voor drie types plastic wordt formule 7 toegepast, de resultaten zijn terug te vinden in tabel 17. Tabel 17: Minimale diameter van partikel dat bezinkt. Waarden werden berekend bij drie verschillende polymeren (polystyreen, polyvinylchloride en polyethyleentereftalaat) voor het maximaal debiet ( m³.dag - 1 ) en minimaal debiet ( m³.dag -1 ). φ min bij maximaal debiet (µm) φ min bij minimaal debiet (µm) PS (ρ = 1,1 kg.l -1 ) PVC (ρ = 1,3 kg.l -1 ) PET (ρ = 1,4 kg.l -1 ) Wanneer de diameter van het partikel, φ, groter dan of gelijk is aan φ min, bezinkt het volledig. Partikels met een kleinere diameter, sedimenteren slechts gedeeltelijk. Er is een sterke afhankelijkheid van de densiteit van het partikel op te merken. Aangezien er geen informatie beschikbaar is over het aandeel van alle types polymeren in de geïdentificeerde microplastics in RWZI Destelbergen, is het moeilijk om vanuit bovenstaande gegevens verdere berekeningen te maken. Deze theoretische benadering is vanuit conceptueel oogpunt wel interessant. Zo bestaan er een aantal parameters die de sedimentatie beïnvloeden. Formule 7 is temperatuursafhankelijk: als de temperatuur stijgt, daalt de dynamische viscositeit, waardoor φ min ook daalt en er meer partikels bezinken. Bij een lager debiet, daalt φ min en stijgt de efficiëntie. Dit kan verwezenlijkt worden door het debiet over meer sedimentatietanks te 52

71 verspreiden. Tot slot kan er bewezen worden dat wanneer de straal R van het bezinkingsbekken stijgt, φ min daalt en de efficiëntie stijgt. 6.8 Microplastics in biota Microplastics komen dus via het effluent van de RWZI s terecht in het milieu (figuur 24). De Troyer (2015) stelde dat deze afvalwaterzuiveringsinstallaties een grote bron van vervuiling zijn: zeer hoge concentraties aan microplastics werden in het rivier sediment in de nabijheid van deze RWZI aangetroffen. Eenmaal in het milieu, belanden deze polymeren in de rivieren, meren, zeeën of oceanen. Daar worden allerhande biota blootgesteld aan deze vorm van vervuiling. Om de opname van microplastics door deze organismen te kwantificeren, werden voor verschillende biota laboratoriumexperimenten opgezet. Verschillende voorbeelden zijn gegeven in figuur 25. Bij een aantal species ligt de grootte van de gedetecteerde plastics lager dan 55 µm, wat overeenkomt met de grootste fractie van microplastics in het effluent van de RWZI Destelbergen. Er werd reeds aangetoond dat inert materiaal (waaronder latex) dat passeert in het gastro-intestinaal kanaal van verschillende zoogdieren, opgenomen kan worden via de darmen. De groottes variëren afhankelijk van het zoogdier: tussen 0,03 en 16 µm voor muizen, tussen 0,1 en 10 µm voor konijnen, tussen 3 en 100 µm voor honden en tussen 0,16 en 150 µm voor mensen (Hussain et al., 2001). Via de M-cellen, die een onderdeel vormen van de Peyerse platen, kunnen partikels van dergelijke grootte opgenomen worden in het lichaam. Partikels kunnen hierna getransporteerd worden naar het lymfevatenstelsel (Hussain et al., 2001). Er heerste nog onduidelijkheid over de maximale grootte van de partikels die onderhevig zijn aan translocatie en de omvang ervan. In ratten werd enkel inert materiaal kleiner dan 5 µm teruggevonden in het lymfevatenstelsel; grotere partikels bleven ter plaatse in de Peyerse platen (Eldridge, 1990). De grootste bezorgdheid van wetenschappers gaat uit naar het vrijkomen van additieven of het adsorberen van organische polluenten. Microplastics kunnen dus gezien worden als een vector die potentieel toxische stoffen transfereert naar verschillende trofische niveaus. 53

72 Figuur 25: Grafisch overzicht van de afmetingen van microplastics teruggevonden in mariene biota a.d.h.v. laboratorium onderzoeken Bronnen: Natural history of orange county (2015), Clark university (2015), Natural history museum Rotterdam (2015), World register of marine species (2015), Smithsonian marine station (2015), Aphotomarine (2015), Microscopy UK (2015), The marine life information network (2015), The hermon slade foundation (2015). 54

73 6.9 Mogelijke oplossingen Aanpassingen RWZI Zoals reeds door andere studies in Nedersaksen (Duitsland) en Australië werd vooropgesteld, zorgt een tertiaire behandeling met behulp van membraantechnologie voor een daling van het aantal microplastics in het effluent. Aangezien microplastics in de orde van micrometers voorkomen, lijkt het gebruik van microfiltratie (MF; poriegrootte 0,1 µm) een ideale techniek. De flux doorheen een MF membraan is bij benadering 100 L.m -2.h -1 (Verliefde en Van der Meeren, 2012). Rekening houdend met een debiet van tot m².dag -1 in RWZI Destelbergen, komt dit neer op een membraanoppervlakte tussen en m². Als vuistregel bedraagt de aankoopprijs van MF membranen ongeveer 20 EUR.m -2 (Verliefde en Van der Meeren, 2012), waardoor de CAPEX (Capital Expenditures) voor Destelbergen zou uitkomen tussen en EUR. Indien er voor gekozen wordt slechts een deel, bijvoorbeeld het minimale debiet, een tertiaire zuivering te laten doorstaan, kan de CAPEX substantieel verlaagd worden tot ongeveer EUR. Operationele kosten (OPEX) worden begroot op 0,10 tot 0,15 EUR.m -3 en bestaan onder andere uit pompenergie en chemicaliën om de membraanvervuiling te voorkomen (Emis Vito, 2015a). Bij een membraanbioreactor wordt membraantechnologie (zoals microfiltratie) gecombineerd met een bioreactor. Het actief slib wordt afgescheiden van het gezuiverde water waardoor een bezinkingsbekken overbodig is. Voor een RWZI met I.E. wordt de CAPEX geschat op 16 miljoen euro. De OPEX bedraagt dan 0,30 EUR.m -3 (Emis Vito, 2015b). Beiden zijn aanzienlijk hoger dan de CAPEX en OPEX van microfiltratie. In een bestaande RWZI met slechte sedimentatie van microplastics, kunnen extra bezinkingsbekkens toegevoegd worden of nieuwe beluchtingsbekkens met een grotere straal gebouwd worden Technologie in de oceanen In sectie 2.5, werden reeds een aantal belangrijke kanttekeningen geplaatst bij The Ocean Cleanup. Het project heeft nog veel tekortkomingen om te kunnen slagen. Het is enigszins ook logisch dat de publieke opinie wel gewonnen is voor dit project, aangezien Boyan Slat eigenlijk beweert het plastic probleem op te lossen zonder dat mensen hun gedrag moeten aanpassen. Met deze clean-up technologie mag de mens plastics blijven dumpen. De media-aandacht die dit project krijgt, zou beter besteed kunnen worden aan preventie, zoals het vermijden van wegwerpplastics en microplastics. Tevens biedt het opruimen van stranden een oplossing op lange termijn, als er natuurlijk geen nieuwe plastics meer in de wateren belanden Brongerichte aanpak Bovenstaande zaken geven een zogenaamde end-of-pipe oplossing voor de microplastics problematiek. Een milieuvriendelijkere en vaak goedkopere oplossing is om het probleem aan te pakken bij de bron. Een totaal verbod van het gebruik van microplastics in cosmetica en 55

74 verzorgingsproducten zou een eerste stap in de goede richting zijn. Unilever heeft wereldwijd, als eerste grote multinational, het gebruik van de polymeren afgezworen (The Guardian, 2013). Ook op wetgevend vlak lijkt er iets te bewegen; in Illinois werd, als eerste staat van de VS, het produceren of verkopen van verzorgingsproducten met microbeads verboden (VRT nieuws, 2014). Naast microbeads, komen ook veel vezels terecht in het afvalwater. Een mogelijke oplossing is het plaatsen van een filter in de wasmachine die het spoelwater reinigt alvorens het via de afvoer naar de riolering stroomt. Daarnaast zouden ook kledingontwerpers moeten nadenken over de vermindering van het vrijkomen van vezels. Het aanpassen van de bron van vervuiling, een wasmachine of kledij in dit geval, is een toepassing van het concept ecodesign. Naast vezels uit wasmachines en microbeads in cosmetica, zijn er nog veel andere bronnen van microplastics. De kaderrichtlijn Mariene Strategie (2008/56/EC) verplicht de Europese lidstaten om het zwerfvuil dat in de zee belandt, aan te pakken. 56

75 7. Algemene conclusies Er werden in alle behandelde stalen van de RWZI Destelbergen microplastics teruggevonden in het influent. De gerapporteerde concentraties kennen een sterke fluctuatie: er kwamen 21 tot 68 plastics.l -1 binnen in de RWZI. Uit een schatting van de totale inkomende hoeveelheid microplastics per dag bleek dat het hoogste aantal gelinkt was aan de dag met de hoogste neerslag en de laagste gemiddelde weektemperatuur. Er wordt aangenomen dat overmatige regen een first flush effect veroorzaakt, waardoor bezonken deeltjes (waaronder plastics) meegevoerd worden met de stroom en terechtkomen in de RWZI s. Daarnaast zorgt een lagere temperatuur voor meer kledingstukken die gewassen moeten worden. Het wassen van synthetisch textiel zorgt voor een hoge hoeveelheid vezels die geloosd worden in de riolering. De toevoer van microplastics naar RWZI s is dus gelinkt aan de meteorologische omstandigheden. Daarnaast werden in het effluent tussen 13 en 36 plastics.l -1 geïdentificeerd. Microplastics worden dus niet volledig verwijderd in de RWZI Destelbergen. De verwijderingsefficiëntie bedroeg gemiddeld 47%. Plastics kunnen in een RWZI met enkel een primaire en secundaire behandeling slechts verwijderd worden door bezinking en worden op deze manier afgevoerd met het ingedikt slib. De lengte van de fragmenten en microbeads die werden aangetroffen in het slib, was significant groter dan die van het influent en effluent. Fragmenten en microbeads werden ook beter verwijderd in vergelijking met vezels, waardoor er minder vezels teruggevonden werden in het ingedikt slib. Het zijn dus voornamelijk grotere (en dus zwaardere) fragmenten en microbeads die geëlimineerd werden, terwijl vezels in mindere mate verwijderd werden. Met behulp van micro-ramanspectroscopie werden twee types plastics (PS en PET) geïdentificeerd en kon ook de aanwezigheid van verschillende pigmenten die frequent gebruikt worden voor het kleuren van plastics, aangetoond worden. Uit een ruwe schatting bleek dat in het Vlaamse Gewest jaarlijks tussen 8,5 en 45 biljoen plastics in het milieu terechtkomen. Verschillende POP s kunnen adsorberen aan het oppervlak van deze plastics. Daarnaast kunnen ook additieven vrijkomen. Er werd reeds aangetoond dat microplastics opgenomen kunnen worden door verschillende mariene organismen. Dit zorgt voor een introductie van toxische stoffen in de voedselketen die mogelijk leiden tot de bioaccumulatie waardoor ook de hoogste trofische niveaus (waaronder de mens) blootgesteld worden aan microplastics. Er bestaan verschillende manieren om deze problematiek te remediëren. De eenvoudigste oplossing is het plaatsen van een tertiaire behandeling (bijvoorbeeld microfiltratie) in de RWZI s of het verwijderen van de microplastics die reeds in het milieu zijn terecht gekomen ( The Ocean Cleanup ). Beide zijn echter voorbeelden van end-of-pipe technologie. Betere alternatieven werken rechtstreeks in op de bron door te verhinderen dat microplastics in de riolering belanden. 57

76 58

77 8. Ideeën voor verder onderzoek Aangezien het microplastic onderzoek nog veel uitdagingen kent, is er duidelijk nood aan meer uitgediept onderzoek. Zo zou er een standaardprotocol ontwikkeld moeten worden zodat alle wetenschappers dezelfde behandeling en analyse uitvoeren om tot vergelijkbare resultaten te komen. Hierbij zou dan onder andere een ondergrens van de deeltjesgrootte (i.e. de poriegrootte van de kleinste zeef die gebruikt wordt) vastgelegd moeten worden. Daarnaast is een meer geautomatiseerd proces wenselijk aangezien de huidige analyses vaak arbeidsintensief en tijdrovend zijn. Het voordeel hierbij zou zijn dat de invloed van de onderzoeker tot een minimum wordt herleid, grotere hoeveelheden stalen in een korter tijdsbestek verwerkt kunnen worden en dat de resultaten van analyses met hetzelfde type toestel met elkaar vergeleken kunnen worden. Vervolgens is het ook noodzakelijk dat verschillende andere RWZI s in Vlaanderen en wereldwijd onderzocht worden. Hierbij wordt gedacht aan installaties die reeds een tertiaire zuivering toepassen of RWZI s die het afvalwater van bedrijven uit de kunststofindustrie behandelen. Bemonsteringen op meerdere tijdstippen en tijdens verschillende meteorologische omstandigheden zijn heel opportuun. Verder dienen de effecten van microplastics op het volledige ecosysteem en de mens uitgebreider bestudeerd te worden. Zowel de gevolgen op korte als lange termijn zijn momenteel nog volstrekt onduidelijk. Vooral de mogelijke contaminatie met POP s of het uitlogen van additieven baart vele wetenschappers zorgen. Naast het in kaart brengen van de vervuiling en de invloed ervan op het milieu, is de ontwikkeling of optimalisatie van nieuwe en bestaande technologieën onontbeerlijk. Zo dient de biologische afbraak van conventionele plastics die reeds aanwezig zijn in het (aquatische) milieu verder onderzocht te worden. Daarnaast lijkt het ook interessant om laboratoriumtesten uit te voeren omtrent het toepassen van filtratietechnologie in afvalwaterzuivering specifiek voor het verwijderen van microplastics. Tot slot dienen ook de bronnen van de microplastics aangepakt te worden zoals het aanpassen van wasmachines of de productie van kledij met als doel minder tot geen plastics te introduceren in het rioleringsstelsel. 59

78 60

79 9. Referenties Ahrens, M. J., Hertz, J., Lamoureux, E. M., Lopez, G. R., McElroy, A. E., Brownawell, B. J., 2001, The role of digestive surfactants in determining bioavailability of sediment-bound hydrophobic organic contaminants to two deposit-feeding polychaetes, Marine ecology progress series, 212, Alibaba, 2015a, Pigment red, /Pigment_Red.html, Internet, geraadpleegd op 15 augustus Alibaba, 2015b, Pigment green, /Pigment_Green.html, Internet, geraadpleegd op 15 augustus Andrady, A. L., Neal, M. A., 2009, Applications and societal benefits of plastics, Philosophical transactions of the royal society, 364, Andrady, A. L., 2011, Microplastics in marine environment, Marine pollution bulletin, 62, Aphotomarine, 2015, Internet, geraadpleegd op 12 augustus Aquafin, 2008, Duurzaam ondernemen (Jaarverslag 2008), Internet, geraadpleegd op 10 februari Aquafin, 2014, Jaarverslag 2014, Internet, geraadpleegd op 10 februari Aquafin, 2015a, Kennis en wetenschap, Internet, geraadpleegd op 28 februari Aquafin, 2015b, Zuiveringsgebied Destelbergen, Internet, geraadpleegd op 1 april Augusta, J., Müller, R. J., Widdecke, H., 1992, Biologisch abbaubare Kunststoffe: Testverfahren und Beurteilungskriterien, Chemie Ingenieur Technik, 64, Baird, R. W., Hooker, S. K., 2000, Ingestion of plastic and unusual prey by a juvenile porpoise, Marine pollution bulletin, 40, Barnes, D. K. A., Galgani, F., Thompson, R. C., Barlaz, M., 2009, Accumulation and fragmentation of plastic debris in global environments, Philosophical transactions of the royal society, 364,

80 Bhattacharya, P., Lin, S., Turner, J. P., Ke, P. C., 2010, Physical adsorption of charged plastic nanoparticles affects algal photosynthesis, The journal of physical chemistry, 114, Bingham, E. C., 1922, Fluidity and plasticity, 463 p. Binkova, B., Sram, R. J., 2004, The genotoxic effect of carcinogenic PAHs, their artificial and environmental mixtures on human diploid lung fibroblasts, Mutation research, 547, Bockhorn, H., Hornung, A., Hornung, U., Schawaller, D., 1999, Kinetic study on the thermal degradation of polypropylene and polyethylene, Journal of analytic and applied pyrolysis, 48, Bolton, T. F., Havenhand, J. N., 1998, Physiological versus viscosity-induced effects of an acute reduction in water temperature on microsphere ingestion by trochophore larvae of the serpulid polychaeta Galeolaria caespitosa, Journal of plankton research, 20, Brillant, M., MacDonald, B., 2002, Postingestive selection in the sea scallop (Placopecten magellanicus) on the basis of chemical properties of particles, Marine biology, 141, British Plastics Federation, 2015, Oil Consumption, Internet, geraadpleegd op 28 januari Browne, M. A., Galloway, T., Thompson, R., 2007, Microplastic, an emerging contaminant of potential concern?, Integrated environmental assessment and management, 3, Browne, M. A., Dissanayake, A., Galloway, T. S., Lowe, D. M., Thompson, R. C., 2008, Ingested microscopic plastic translocates to the circulatory system of the mussel, Environmental science and technology, 42, Browne, M. A., Galloway, T., Thompson, R., 2010, Spatial patterns of plastic debris along estuarine shorelines, Environmental science and technology, 44, Browne, M. A., Crump, P., Niven, S. J., Teuten, E., Tonkin, A., Galloway, T., Thompson, R., 2011, Accumulation of Microplastic on Shorelines Worldwide: sources and sinks, Environmental science and technology, 45, Chaskey, E., Hirsch, T., Drake, T., Ehmann, K., Chu, Y., 2014, Microplastic pollution: a comparative survey of wastewater effluent in New York, Center for earth and environmental science student posters, book 8. Christensen, I. N., 2003, Developments in colorants for plastics, volume 14, 120 p. 62

81 Claessens, M., De Meester, S., Van Landuyt, L., De Clerck, K., Janssen, C. R., 2011, Occurrence and distribution of microplastics in marine sediments along the Belgian coast, Marine pollution bulletin, 62, Clark University, 2015, Internet, geraadpleegd op 12 augustus Cole, M., Lindeque, P., Halsband, C., Galloway, T. S., 2011, Microplastics as contaminants in the marine environment: a review, Marine pollution bulletin, 62, Colton, J. B., Knapp, F. D., Burns, B. R., 1974, Plastic particles in surface waters of the Northwestern Atlantic, Science, 185, Deep Sea News, 2014, The ocean clean-up part 2: technical review of the feasibility study, Internet, geraadpleegd op 4 april Derraik, J. G. B., 2002, The pollution of the marine environment by plastic debris: a review, Marine pollution bulletin, 44, De Troyer, N., 2015, Occurrence and distribution of microplastics in the Scheldt river, Masterproef, Universiteit Gent, 96 p. Eldridge, J. H., 1990, Controlled release in the gutassociated lymphoid tissues, Journal of controlled release, 11, Emis Vito, 2010, Coagulatie en flocculatie, Internet, geraadpleegd op 25 juli Emis Vito, 2015a, Microfiltratie, Internet, geraadpleegd op 5 augustus Emis Vito, 2015b, Membraanbioreactor, Internet, geraadpleegd op 5 augustus Engineering Toolbox, 2015, Densities of miscellaneous solids, Internet, geraadpleegd op 9 februari EOS, 2012, Hoe proper zijn onze rivieren, Internet, geraadpleegd op 28 februari

82 Eriksson, C., Burton, H., 2003, Origins and biological accumulation of small plastic particles in fur seals from Macquarie Island, Ambio: a journal of the human environment, 32, Erlandson, T. M., Cena, K., de Dear, R., 2005, Gender differences and non-thermal factors in thermal comfort of office occupants in a hot-arid climate, Elsevier ergonomics book series, 3, FAO (Food and Agriculture Organisation), 2015, Internet, geraadpleegd op 27 februari Fendall, L. S., Sewell, M. A., 2009, Contributing to marine pollution by washing your face: microplastics in facial cleansers, Marine pollution bulletin, 58, FOD Binnenlandse Zaken (Federale Overheidsdienst), 2015, Bevolkingscijfers op 1 januari 2015, pdf, Internet, geraadpleegd op 31 juli Fondriest, 2015, Turbidity, Total Suspended Solids and water clarity, Internet, geraadpleegd op 27 februari Frias, J. P. G. L., Sobral, P., Ferreira, A. M., 2010, Organic pollutants in microplastics from two beaches of the Portuguese coast, Marine pollution bulletin, 60, Galgani, F., Fleet, D., Van Franeker, J., Katsanevakis, S., Maes, T., Mouat, J., Oosterbaan, L., Poitou, I., Hanke, G., Thompson, R., Amato, E., Birkun, A., Janssen, C., 2010, Marine strategy framework directive: task group 10 report marine litter, JRC scientific and technical reports. Gilpin, R., Wagel, D., Solch, J., 2003, Production, distribution and fate of polychlorinated dibenzo-pdioxins, dibenzofurans and related organohalogens in the environment, Dioxins and health, tweede editie. Glass, J. E., Swift, G., 1989, Agricultural and synthetic polymers, biodegradation and utilization, ACS symposium series, 433, Goldberg, E. D., 1997, Plasticizing the seafloor: an overview, Environmental technology, 18, Graham, E. R., Thompson, J. T., 2009, Deposit- and suspension-feeding sea cucumbers (Echinodermata) ingest plastic fragments, Journal of experimental marine biology and ecology, 368, Gregory, M. R., 1996, Plastic scrubbers in hand cleansers: a further (and minor) source for marine pollution identified, Marine pollution bulletin, 32,

83 Hamilton, J. D., Reinert, K. H., Hogan, J. V., Lord, W. V., 1995, Polymers as solid waste in municipal landfills, Journal on the air and waste management association, 43, Hart, M. W., 1991, Particle capture and the method of suspension feeding by echinoderm larvae, Biology bulletin, 180, Harvey, R. G., 1998, Environmental chemistry of PAHs, The handbook of environmental chemistry, 3, HELCOM (Helsinki Commission; Baltic Marine Environment Protection Commission), 2014, Synthetic microfibers an particles at a municipal WWTP, %20treatment%20plant.pdf, Internet, geraadpleegd op 25 juni Hirai, H., Takada, H., Ogata, Y., Yamashita, R., Mizukawa, K. Saha, M. Kwan, C., Moore, C., Gray, H., Laursen, D., Zettler, E. R., Farrington, J. W., Reddy, C. M., Peacock, E. E., Ward, M. W., 2011, Organic micropollutants in marine plastics debris from the open ocean and remote and urban beaches, Marine pollution bulletin, 62, Hopewell, J., Dvorak, R., Kosior, E., 2009, Plastics recycling: challenges and opportunities, Philosophical transactions of the royal society, 364, Hussain, N., Jaitley, V., Florence, A. T., 2001, Recent advances in the understanding of uptake of microparticulates across the gastrointestinal lymphatics, Advanced drug delivery reviews, 50, Internationale Maritieme Organisatie, 2015, MARPOL Conventie, Internet, geraadpleegd op 12 maart IUPAC (International Union of Pure and Applied Chemistry), 2012, Terminology for biorelated polymers and applications (IUPAC Recommendations 2012), Internet, geraadpleegd op 1 maart Jambeck, R. J., Geyer, R., Wilcox, C., Siegler, T. R., Perryman, M., Andrady, A., Narayan, R., Law, K. L., 2015, Plastic waste inputs from land into the ocean, Marine pollution, 347, Joel, F. R., 1995, Introduction to polymer science, Polymer Science and Technology, 4-9. Laist, D. W., 1997, Impacts of marine debris: entanglement of marine life in marine ingestion records, Marine debris: sources, impacts and solutions,

84 Lang, I. A., Galloway, T. S., Scarlett, A., Henley, W. E., Depledge, M., Wallace, R. B., Melzer, D., 2008, Association of urinary Bisphenol A concentration with medical disorders and laboratory abnormalities in adults, Journal of the American medical association, 300, Lee, J. H., Bang, K. W., 2000, Characterization of urban stormwater runoff, Water research, 34, Leslie, H., Moester, M., de Kreuk, M., Vethaak, D., 2012a, Verkennende studie naar lozing van microplastics door rwzi s, Internet, geraadpleegd op 10 juli Leslie, H., 2012b, Microplastics in Noordzee zwevende stof en cosmetica, Internet, geraadpleegd op 10 juli Leslie, H., van Velzen, M. J. M., Vethaak, D., 2013, Microplastic survey of the Dutch environment, a%202013_tcm pdf, Internet, geraadpleegd op 10 juli LNE (Leefmilieu, Natuur, Energie), 1994, Vademecum waterlopen hoofdstuk waterkwaliteit, Internet, geraadpleegd op 28 juli Lobelle, D., Cunliffe, M., 2011, Early microbial biofilm formation on marine plastic debris, Marine pollution bulletin, 62, Marine Litter Solutions, 2015, Our objectives, Internet, geraadpleegd op 20 juli Microscopy UK, 2015, arthropod/frame2.html, Internet, geraadpleegd op 12 augustus Milieurapport, 2015a, Kwaliteit oppervlaktewater, Internet, geraadpleegd op 10 februari Milieurapport, 2015b, Zuiveringsgraad van Vlaanderen, Internet, geraadpleegd op 31 juli

85 McDonough, W., Braungart, M., 2002, Cradle to cradle: remaking the way we make things, 208 p. Mobiel Vlaanderen, 2015, Internet, geraadpleegd op 3 augustus Moore, C. J., Moore, S. L., Leecaster, M. K., Weisberg, S. B., 2001, A comparison of plastic and plankton in the North Pacific Central Gyre, Marine pollution bulletin, 42, Moore, C. J., 2008, Synthetic polymers in the marine environment: a rapidly increasing, long-term threat, Environmental Research, 108, Murphy, F., Ewins, C., Quinn, B., 2015, Waste water treatment plants as a source of microplastics in the aquatic environment, SETAC Europe 25 th annual meeting, 4 7 mei 2015, Barcelona, abstract nr 209. Murray, F., Cowie, P. R., 2011, Plastic contamination in the decapod crustacean Nephrops norvegicus (Linnaeus, 1758), Marine pollution bulletin, 62, National Geographic, 2015, Ocean Gyre, Internet, geraadpleegd op 20 mei Natural history museum Rotterdam, 2015, Internet, geraadpleegd op 12 augustus Natural history of orange county, 2015, Internet, geraadpleegd op 12 augustus NOAA (National Oceanographic and Atmosphere Administration), 2008, Proceedings of the International Research Workshop on the Occurrence, Effects and Fate of Microplastic Marine Debris, Internet, geraadpleegd op 20 januari NOAA (National Oceanographic and Atmosphere Administration), 2015, NOAA scientists battle ocean ghostnets, Internet, geraadpleegd op 20 januari Noren, F., Naustvoll, F., 2010, Survey of microscopic Anthropogenic particles in Skagerrak, Commissioned by klima- og forurensningsdirektoratet, Norway. 67

86 Nuffield Foundation, 2015, Identifying polymers: health & safety and technical notes, Internet, geraadpleegd op 9 februari Oehlmann, J. R., Schulte-Oehlmann, U., Kloas, W., Jagnytsch, O., Lutz, I., Kusk, K. O., Wollenberger, L., Santos, E. M., Paull, G. C., Van Look, K. J. W., Tyler, C. R., 2009, A critical analysis of the biological impacts of plasticizers on wildlife, Biological Science, 364, OOWV (Oldenburgisch-Ostfriesischer Wasserverband), 2014, Mikroplastik in ausgewählten Kläranlagen des Oldenburgisch-Ostfriesischen Wasserverbandes (OOWV) in Niedersachsen. OVAM (Openbare Vlaamse Afvalstoffenmaatschappij), 2015, Impactanalyse invoering statiegeld op eenmalige drankverpakkingen, Eindrapport%20impactanalyse%20SGS%20eenmalige%20drankverpakkingen pdf, Internet, geraadpleegd op 10 juli Perry, R. H., Chilton, C. H., 1973, Chemical engineers handbook 5 th ed. PlasticsEurope, 2015a, Types and categories of plastics, Internet, geraadpleegd op 12 januari PlasticsEurope, 2015b, Plastics the facts : an analysis of European plastic production, demand and waste data, Internet, geraadpleegd op 5 februari Plastics International, 2015, Chemical resistance chart, Internet, geraadpleegd op 2 augustus Rochman, C. M., Manzano, C., Hentschel, B. T., Simonich, S. L. M., Hoh, E., 2013, Polystyrene plastic: a source and sink for polycyclic aromatic hydrocarbons in the marine environment, Environmental science and technology, 47, Shah, A. A., Hasan, F., Hameed, A., Ahmed, S., 2008, Biological degradation of plastics: a comprehensive review, Biotechnology advances, 26, Smithsonian marine station, 2015, Internet, geraadpleegd op 12 augustus

87 Society of Plastics Industry, 2015, SPI resin identification code: guide to correct use, 125, Internet, geraadpleegd op 9 februari Takuma, Y., Inoue, H., Nagano, F., Ozaki, A., Takaguchi, H., Watanabe, T., 2006, Detailed research for energy consumption of residences in Northern Kyushu, Japan, Energy and buildings, 38, Teuten, E. L., Rowland, S. J., Galloway, T. S., Thompson, R. C., 2007, Potential for plastics to transport hydrophobic contaminants, Environmental science and technology, 41, Teuten, E. L., Saquing, J. M., Knappe, D. R. U., Barlaz, M. A., Jonsson, S., Bjarn, A., Rowland, S. J., Thompson, R. C., Galloway, T. S., Yamashita, R., Ochi, D., Watanuki, Y., Moore, C., Viet, P. H., Tana, T. S., Prudente, M., Boonyatumanond, T., Zakaria, M. P., Akkhavong, K., Ogata, Y., Hirai, H., Iwasa, S., Mizukawa, K., Hagino, Y., Imamura, A., Saha, M., Takada, H., 2009, Transport and release of chemicals from plastics to the environment and to wildlife, Philosophical transactions of the royal society, 364, The Guardian, 2013, Unilever to phase out plastic microbeads from facial scrubs, Internet, geraadpleegd op 5 augustus The hermon slade foundation, 2015, Internet, geraadpleegd op 12 augustus The marine life information network, 2015, Internet, geraadpleegd op 12 augustus The Ocean Cleanup, 2015, Feasibility Study, geraadpleegd op 4 april Internet, Thompson, R. C., Olsen, Y., Mitchell, R. P., Davis, A., Rowland, S. J., John, A. W. G., McGonigle, D., Russel, A. E., 2004, Lost at sea: where is all the plastic?, Science, 304. Thompson, R. C., 2006, Plastic debris in the marine environment: consequences and solutions, Marine nature conservation in Europe, Tokiwa, Y., Calabia, B. P., Ugwu, C. U., Aiba, S., 2009, Biodegradability of Plastics, International journal of molecular sciences, 10,

88 Tsuji, H., Miyauchi, S., 2001, Effects of crystallinity on enzymatic hydrolysis of poly(1-lactide) without free amorphous region, Polymer degradation and stability, 71, Twynstra Gudde, 2015, Contract en aanbestedingsprogramma Ruimte voor de Rivier, Internet, geraadpleegd op 3 augustus UNEP (United Nations Environmental Programme), 2014, Plastic waste causes financial damage of US$ 13 billion to marine ecosystems each year as concern grows over microplastics, geraadpleegd op 16 januari UPEP (United Nations Environmental Programme), 2015, Cities and coastal area, Internet, geraadpleegd op 28 juli Van Cauwenberghe, L., Vanreusel, A., Mees, J., Janssen, C. R., 2013, Microplastic pollution in deep-sea sediments, Environmental pollution, 182, Van Cauwenberghe, L., Janssen, C. R., 2014, Microplastics in bivalves cultured for human consumption, Environmental pollution, 193, Van der Meeren, P., Dewulf, J., 2013, Process engineering 2, Universiteit Gent. Van Echelpoel, W., 2014, Microplastics in a biological wastewater treatment plant and the surrounding freshwater environment in Flanders: Quantitative assessment, Masterproef, Universiteit Gent, 76 p. Van Sebille, E., England, M. H., Froyland, G., 2012, Origin, dynamics and evolution of ocean garbage patches from observed surface drifters, Environmental research letters, 7. Velzeboer, I., Kwadijk, C. J. A. F., Koelmans, A. A., 2014, Strong sorption of PCBs to nanoplastics, microplastics, carbon nanotubes and fullerenes, Environmental science and technology, 48, Verliefde, A. R. D., Van der Meeren, P., 2012, Environmental technology: water part physicochemistry, Universiteit Gent. Vlaamse Overheid, 2015, Verplichte scheiding van afvalwater en regenwater, Internet, geraadpleegd op 20 maart VMM (Vlaamse Milieumaatschappij), 2015a, Bespreking van de influent- en effluentvrachten van RWZI s, geraadpleegd op 20 januari

89 VMM (Vlaamse Milieumaatschappij), 2015b, Wanneer komt er riolering of moet ik zelf zuiveren, Internet, geraadpleegd op 3 augustus vom Saal, F. S., Myers, J. P., 2008, Bisphenol A and risk of metabolic disorders, Journal of the American medical association, 300, Voparil, I. M., Mayer, L. A., 2000, Dissolution of polycyclic aromatic hydrocarbons into the lugworm s (Arenicola marina) digestive fluids, Environmental science and technology, 34, VRT nieuws, 2014, Amerikaanse staat verbiedt microplastics in cosmetica, Internet, geraadpleegd op 5 augustus VRT nieuws, 2015, Grote schoonmaakactie van oceanen start volgend jaar, Internet, geraadpleegd op 3 juni Weerstation Gent-Dampoort, 2015, Internet, geraadpleegd op 10 juni Wereldbank, 2015, Water infrastructure, Internet, geraadpleegd op 15 februari Wilson, D. S., 1973, Food size selection among copepods, Ecology, 54, World register of marine species, 2015, Internet, geraadpleegd op 12 augustus Wright, S. L., Thompson, R. C., Galloway, T. S., 2013, The physical impacts of microplastics on marine organisms: a review, Environmental pollution, 178, Zitko, V., Hanlon, M., 1991, Another source of pollution by plastics: skin cleasners with plastic scrubbers, Marine pollution bulletin, 22,

90 72

91 Appendices Appendix 1: Samenvatting van de capaciteit van verschillende plastics voor biodegradatie (Tokiwa et. al, 2009). Plastic of intermediair Biodegradatie Opmerkingen Polyethyleen adipaat (PEA) Penicillium sp PEA is een intermediair in de productie van polyurethaan Polycaprolacton (PCL) Penicillium sp Aspergillus flavus Kan afgebroken worden door aerobe en anaerobe micro-organismen Polybutyleen succinaat (PBS) Amycolatopsis sp. HT-6 PBS-afbrekende micro-organismen zijn wijdverspreid aanwezig in het milieu Polyethyleen succinaat (PES) Polyhydroxybutyraat (PHB) Bacillus sp. TT96 Bacillus, Pseudomonas, Streptomyces PHB kan geproduceerd worden door verschillende bacteriën en uit hernieuwbare grondstoffen Polylactide (PLA) Amycolatopsis sp. PLA kan geproduceerd worden uit hernieuwbare grondstoffen. PLAafbrekende organismen zijn niet wijdverspreid Polyurethaan (PU) Curvularia Afbraak door verschillende fungi senegalensis Nylon 6 Niet van toepassing Polymeren kunnen niet gedegradeerd worden, bepaalde oligomeren wel Nylon 4 Pseudomonas sp. Kan volledig gedegradeerd worden in 4 maanden Polyethyleen (PE) Acinetobacter sp. 351 Enkel oligomeren van PE met laag moleculair gewicht Polypropyleen (PP) Niet van toepassing UV-straling van zonlicht en hoge temperaturen zorgen wel voor afbraak van PP Polystyreen (PS) Actinomycete Heel lage graad van biodegradatie. PS wordt verondersteld niet biodegradeerbaar te zijn. 73

92 Appendix 2: Protocol voor het behandelen van waterige stalen. 74

93 Appendix 3: Protocol voor het behandelen van slib stalen. 75

94 Appendix 4: Tabel met merknamen van gebruikt materiaal. Gebruikt product/materiaal/toestel Merknaam/fabrikant Buis (PVC) Dekadur Centrifuge Thermofisher Heraeus Megafuge 40R Centrifugetubes VWR Glaswerk Pyrex en VWR Handschoenen nitril VWR Javel Everyday Koelcel Isocab Oven Heraeus Petrischaal (LDPE) VWR PVC lijm Tangit Roerplaat Bibby Stuart Vacuümpomp Neuberger N840.3 FT.18 Weegschaal Mettler PJ3600 DeltaRange Witte emmer (PP) Srier Witte ton (HDPE) VWR Zeefgaas Monodur 76

95 Appendix 5: Contaminatie in blanco stalen. Doorzichtig blauwe vezel Zwarte vezel Groen-bruin fragment Zwart-blauw fragment Doorzichtig blauwe vezel (Schaalbalk stelt 100 µm voor) Bruin fragment 77