Bijlage 3 Waterbodemonderzoek havenkanaal Oudenbosch.pdf

Waterbodemonderzoek Havenkanaal Oudenbosch Notitie Status: definitief

Waterbodemonderzoek Havenkanaal Oudenbosch Notitie Status: definitief

M.D.M. (Moni) Poelen A..J.P. (Fons) Smolders

Titel rapport:

Waterbodemonderzoek Havenkanaal Oudenbosch

Status:

Definitief

Datum:

14 december 2023

Auteurs:

Ing. M.D.M. (Moni) Poelen MSc & Prof. Dr. A.J.P. (Fons) Smolders

Rapportnummer:

RP-23.103.23.92

Projectnummer:

PR-23.103

Opdrachtgever:

Gemeente Halderberge

Contactpersoon: Moni Poelen m.poelen@b-ware.eu www.b-ware.eu

© Onderzoekcentrum B-WARE, 2023

Inhoud 1 Inleiding 1.1 Aanleiding 1.2 Achtergrond biogeochemische processen in onderwaterbodems

1 1 2

2 Materiaal en methode 2.1 Veldwerkzaamheden 2.2 Analyses 2.3 Elementenanalyse (ICP & auto-analysers)

6 6 7 7

3 Resultaten 3.1 Waterbodem 3.2 Poriewater

8 8 11

4

Conclusie & aanbevelingen

19

5

Literatuur

21

1 Inleiding 1.1 Aanleiding Havenkanaal Oudenbosch is gelegen in West-Brabant, niet ver van Roosendaal, en betreft een aftakking van de Dintel, die verderop in het Volkerak-Zoommeer uitmondt. De aanleiding voor het gevraagde onderzoek is de nieuwe visie en inrichting van het kanaal (van bijna twee kilometer lang), waarbij de haven aantrekkelijker moet worden voor recreanten en meer toekomstbestendig. Een belangrijk onderdeel hiervan is het verbeteren van de waterkwaliteit van het kanaal (er zijn problemen met blauwalg). In aanvulling op de huidige monitoring van de waterkwaliteit (geen onderdeel van dit onderzoek), is er behoefte aan informatie over de waterbodem en de aanwezige sliblaag. Het doel van dit onderzoek is om vast te stellen in hoeverre de waterbodem een bron van nutriënten vormt, deze de waterkwaliteit negatief beïnvloedt, en of baggeren van de sliblaag wellicht een oplossing zou kunnen zijn.

Figuur 1. Ligging van het Havenkanaal tussen de Dintel en Oudenbosch

1

1.2 Achtergrond biogeochemische processen in onderwaterbodems Onderwaterbodems zijn permanent waterverzadigd en hierdoor overwegend zuurstofarm. In permanent anaerobe bodems fungeren in plaats van zuurstof andere elektronenacceptoren (zoals nitraat, driewaardig ijzer en sulfaat) als alternatieve elektronenacceptor voor de afbraak van organisch materiaal (figuur 2). De beschikbaarheid van alternatieve elektronenacceptoren binnen een watersysteem zal dan ook in belangrijke mate bijdragen aan de afbraak van organisch materiaal in de anaerobe onderwaterbodem. Bij deze afbraak komen anorganisch koolstof (kooldioxide en bicarbonaat) en nutriënten vrij in de vorm van fosfaat en ammonium, en wordt ook stikstofgas, gereduceerd ijzer (Fe 2+) en/of sulfide gevormd. Het vrij sulfide bindt aan ijzer dat aanwezig is in de onderwaterbodem, waardoor de mobiliteit van ijzer afneemt, en tevens de binding van fosfor aan ijzer(hydr)oxiden verminderd wordt (Lamers et al., 1998; Smolders et al., 2006). Naarmate een groter deel van het ijzer in de bodem gebonden is aan sulfide zal de ijzerconcentratie van het bodemwater dalen. Hierdoor kan er ook minder fosfaat gebonden worden in de bodem, met een stijging van de fosfaatconcentratie in het bodemwater van de onderwaterbodem als gevolg. (Smolders et al., 2006).

In relatief ijzerarme bodems en/of extreem sulfaat belaste systemen kan er ook sulfide ophopen in de onderwaterbodem. Dit sulfide is giftig voor vele wortelende waterplanten (Lamers et al., 2013).

Electronen acceptor SO42-, NO3-, Fe(III) N2

Decompositie Organisch materiaal.

S2-

NH4+

FeS Fe(II)

Fe(O)OH

PO43-

CO2

HCO3(alkalinity)

Komt vrij Stimuleert

CaCO3

Reageert met Wisselt uit met

Figuur 2. Schematische weergave van de processen die betrokken zijn bij de anaerobe afbraak van organisch materiaal (naar van der Heide e.a. 2010).

2

Hoge ijzerconcentraties in het bodemwater gaan, zolang de waterlaag voldoende zuurstof bevat, de nalevering van fosfaat naar de waterlaag tegen. Dit heeft te maken met het feit dat relatief goed oplosbaar gereduceerd ijzer (Fe2+) in het geoxideerde toplaagje van het sediment wordt geoxideerd tot slecht oplosbaar Fe3+. Dit Fe3+ kan in de bodem samen met fosfaat neerslaan als ijzerfosfaat of als slecht oplosbaar ijzer(III)(hydr)oxide waaraan fosfaat kan adsorberen (de “ijzerval”, figuur 3). Zolang er dus voldoende gereduceerd ijzer in oplossing is in het bodemwater, en de waterlaag voldoende zuurstof bevat, zal de nalevering van fosfaat naar de waterlaag beperkt zijn. Wanneer door een toename van de sulfaatreductie, de ijzerconcentraties van het bodemwater dalen en/of de fosfaatconcentraties stijgen, kan er op een gegeven moment onvoldoende ijzer in het toplaagje voorhanden zijn om het fosfaat te binden. Hierdoor zal de nalevering van fosfaat naar de waterlaag toenemen (Smolders et al., 2001; Geurts et al., 2010, figuur 3). De ijzerval kan functioneren zolang er voldoende zuurstof in de waterlaag boven de onderwaterbodem aanwezig is. Wanneer de waterlaag zuurstofarm wordt (met name in stagnant water), kan het ijzer niet meer worden geoxideerd en zal fosfaat samen met het ijzer naar de waterlaag diffunderen.

Dit gebeurt met name in de zomermaanden wanneer het warm is, en er veel reactief organisch materiaal, dode algen en plantenresten in de toplaag aanwezig zijn. De hoge microbiële activiteit kan er dan, samen met het feit dat er in warmer water minder zuurstof kan oplossen, voor zorgen dat de zuurstofconcentratie in de waterlaag sterk daalt.

3

Figuur 3. Interacties tussen de zwavel-, ijzer- en fosforkringloop in wateren met een zuurstofhoudende waterlaag (A) en wateren met een zuurstofarme waterlaag (B). In oranje is het geoxideerde toplaagje van de onderwaterbodem (het sediment) weergegeven. Dit laagje is meestal maar enkele millimeters dik.

Zolang de waterlaag aeroob is, is de ratio tussen de ijzer- en de fosforconcentratie van het bodemwater dus bepalend voor de mate van fosfor nalevering uit de waterbodem naar de waterlaag. De nalevering uit het sediment neemt toe bij toenemende P concentraties van het bodemwater. Smolders et al. (2001) vonden, gebaseerd op een naleveringsexperiment, een toename van de nalevering van P naar de waterlaag bij een Fe/P ratio lager dan 5 en vonden dat de nalevering van fosfaat uit het sediment fors toeneemt bij een Fe/P ratio in het bodemwater lager dan 1 (mol/mol). Ook Geurts et al. (2010) vonden in naleveringsproeven een grenswaarde van 1 (mol/mol) waaronder de P nalevering fors toeneemt.

4

Als vuistregel kunnen we hanteren dat bij een Fe/P ratio hoger dan 1 de bodem waarschijnlijk vooral fosfor zal naleveren wanneer de toplaag van de bodem anaeroob wordt. Onder anaerobe omstandigheden heeft de Fe/P ratio namelijk geen invloed meer op de nalevering, omdat de ijzerval dan niet meer werkt. De mate waarin de belasting met sulfaat leidt tot eutrofiëring van het oppervlaktewater hangt sterk af van de verhouding tussen de ijzer- en de zwavelvoorraad (totaal-ijzer/totaal-zwavel ratio) van de bodem. Er kan met enige zekerheid gezegd worden dat onderwaterbodems met een totaal-Fe/totaal-S ratio hoger dan 1 worden gekenmerkt door een hoge Fe/P ratio van het bodemwater waardoor deze geen P naleveren zolang de waterlaag zuurstofhoudend is. Bodems met een totaal-Fe/totaal-S ratio lager dan 0,5 daarentegen zullen vrijwel altijd P naleveren. Waarschijnlijk hangt de variatie tussen gebieden af van de vorm waarin het zwavel voorkomt in de bodem; als organisch zwavel, FeS of FeS 2 (Smolders et al., 2013). Bij de anaerobe afbraak van organisch materiaal in de onderwaterbodem komt ook ammonium vrij. Deels wordt dit gebonden aan het bodemadsorptiecomplex en deels is dit ammonium ook in opgeloste vorm in de onderwaterbodem aanwezig. Dit opgeloste ammonium kan vrij naar de waterlaag diffunderen waar het kan worden geoxideerd tot nitraat (nitrificatie).

Het nitraat uit de waterlaag kan in de anaerobe onderwaterbodems weer worden gedenitrificeerd tot stikstofgas (N 2) of lachgas (N2O) waarna het verdwijnt uit het systeem. Nitrificatie en denitrificatie zijn microbiële processen die in de winter langzaam verlopen. Dit is de reden waarom de concentraties ammonium en nitraat in de winter kunnen ophopen in de waterlaag, terwijl ze in de zomermaanden meestal erg laag zijn. Behalve deze microbiële processen speelt ook opname door diatomeeën, algen en waterplanten in het groeiseizoen een rol bij de lage stikstofconcentraties in de zomer. Wanneer de waterlaag anaeroob wordt kan er geen nitrificatie van ammonium meer plaatsvinden en kan ook in de zomer ammonium accumuleren in de waterlaag.

5

2 Materiaal en methode 2.1 Veldwerkzaamheden Op 5 september is het veldwerk uitgevoerd in Havenkanaal Oudenbosch waarbij op 12 locaties waterbodems werden verzameld (figuur 4). Met behulp van een zuigerboor werden de bodems verzameld. Hierbij werd overal de toplaag de bovenste 20 cm van het slib (tenzij het slib ontbrak) en de vaste waterbodem bemonsterd. Op twee locaties werden er twee sliblagen bemonsterd omdat hier een dikke sliblaag werd aangetroffen. Op iedere locatie werd de exacte locatie vastgelegd, de waterdiepte gemeten en de slibdikte bepaald. Het sediment werd overgebracht in emmertjes die luchtdicht werden afgesloten. Op locatie 5 werd tevens een oppervlaktewatermonster verzameld in een 500ml polypropyleen pot. De bemonsteringslocaties werden vastgesteld in overleg met de opdrachtgever. Bij terugkomst op het lab werd direct poriewater verzameld uit de waterbodems. Dit werd gedaan door een 5 cm Rhizon (Eijkelkamp Soil & Water, Giesbeek) aan te brengen in de verzamelde bodem en hiermee vocht te onttrekken. De buitenkant van deze rhizon’s bevat poriën met een diameter van 0,15 micrometer. De rhizons werden verbonden met een 60 ml injectiespuit, waarmee onderdruk kan worden aangebracht. Hiermee werd het water uit de bodems gezogen. De bodems, het poriewater en het oppervlaktewater werden daarna bij 4˚C bewaard voor verdere analyse.

Figuur 4. De 12 bemonsterde locaties in Havenkanaal Oudenbosch.

6

2.2 Analyses 2.2.1 Drooggewicht en organisch stofgehalte Om het vochtgehalte van het verse bodemmateriaal te bepalen werd het vochtverlies gemeten door bodemmateriaal in duplo af te wegen in aluminiumbakjes. De bakjes werden precies tot aan de rand afgevuld (volume = 40,5 ml), zodat de soortelijke massa van de bodem kan worden bepaald. De bodems werden gedurende minimaal 48 uur gedroogd in een stoof bij 60°C. Vervolgens werd het bakje met bodemmateriaal opnieuw gewogen en werd het vochtverlies berekend. De fractie organisch stof in de bodem werd berekend door via het gloeiverlies bepaald. Hiertoe werd gedroogd bodemmateriaal gedurende 4 uur verast in een oven bij 550°C. Na het uitgloeien werd het bakje met bodemmateriaal weer gewogen en werd het gloeiverlies berekend. Het gloeiverlies komt bij benadering overeen met het gehalte aan organisch materiaal in de bodem.

2.2.2 Destructie Door de bodem en plantmateriaal te destrueren (ontsluiten) is het mogelijk de totale concentratie van bijna alle elementen in het materiaal te bepalen. Hiervoor werd 200 mg fijngemalen bodemmateriaal nauwkeurig afgewogen en in teflon destructievaatjes overgebracht. Aan het bodemmateriaal werd 5 ml geconcentreerd salpeterzuur (HNO3, 65%) en 2 ml waterstofperoxide (H2O2 30%) toegevoegd, waarna de vaatjes in een destructie-magnetron (Milestone microwave type mls 1200 mega of Ethos Easy) werden geplaatst. De monsters werden vervolgens gedestrueerd in gesloten teflon vaatjes. Na destructie werd het destruaat nauwkeurig overgebracht in 100 ml maatcilinders en aangevuld tot 100 ml met demiwater. Het destruaat werd bewaard bij 4 °C tot verdere analyse op de ICP-OES.

2.2.3 Poriewater & oppervlaktewater De pH werd gemeten met een standaard Ag/AgCl2 elektrode verbonden met een radiometer (Copenhagen, type TIM840). De hoeveelheid opgelost anorganisch koolstof (TIC: CO2 en HCO3) werd bepaald met behulp van infrarood gas analyse (ABB Advance Optima IRGA). Van het oppervlaktewater werd de alkaliniteit bepaald door een deel van het monster te titreren met 0,01 mol l-1 zoutzuur tot pH 4,2. De toegevoegde hoeveelheid equivalenten zuur per liter is hierbij de alkaliniteit. De EGV werd bepaald met een HACH EGV-probe verbonden met een HQD-meter. De turbiditeit van de oppervlaktewatermonsters werd bepaald met een Dentan Turbidimeter (model FN-5). De monsters voor de auto-analyzer werden bewaard bij een temperatuur van –20 ºC tot aan de analyse. De monsters voor de ICP-OES werden aangezuurd (4% HCl-oplossing) voor analyse en bewaard bij 4 ºC.

2.3 Elementenanalyse (ICP & auto-analysers) De concentraties calcium (Ca), magnesium (Mg), aluminium (Al), ijzer (Fe), mangaan (Mn), fosfor (P), zwavel (S; als maat voor sulfaat), silicium (Si) en zink (Zn) werden bepaald met behulp van een Inductively Coupled Plasma Spectrofotometer (ICP-OES, ICAP 6300, Thermo Fisher Scientific of, ARCOS MV, Spectro). De concentraties nitraat (NO3-), ammonium (NH4+) en fosfaat (PO43-) werden colorimetrisch bepaald met een Seal auto-analyser III met behulp van resp. salicylaatreagens, hydrazinesulfaat en ammoniummolybdaat/ascorbinezuur. Chloride (Cl-) werd colorimetrisch bepaald met een Bran+Luebbe auto-analyser ΙΙI systeem met behulp van mercuritiocyanide. Natrium (Na+) en kalium (K+) werden vlamfotometrisch bepaald met een Sherwood Model 420 Flame Photometer.

7

3 Resultaten 3.1 Waterbodem Er werd op locaties 1 en 6 veel slib aangetroffen: respectievelijk 100 en 80 cm. Op de andere locaties gemiddeld circa 30 centimeter, behalve op locatie 9 en 12, hier werd geen slib aangetroffen (tabel 1). De vaste waterbodem bestaat voornamelijk uit zand, soms gemengd met klei of veen.

Tabel 1. Details van de bemonsterde waterbodem-locaties in het havenkanaal van Oudenbosch

Locatie

Ligging

x

y

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12

noord van gemaal noord van gemaal noord van gemaal recht voor gemaal vlakbij gemaal bij haven in haven bij woonboot bij overstort bij kop van kanaal bij overstort kop van kanaal

94749 94764 94777 94905 94954 95117 95095 95163 95183 95203 95230 95265

402204 401842 401539 401327 401187 401002 400991 400939 400914 400839 400773 400690

Waterdiepte Slibdikte 290 290 290 290 290 290 110 290 100 290 150 290

100 50 35 10-35 30 80 30 30 0 40 0 35

Het organisch stofgehalte van de vaste waterbodem is gemiddeld slechts 3%, het slib bevat gemiddeld 14% organisch stof (tabel 2). Het hoogste organisch stofgehalte werd gemeten in de sliblaag van locatie 4; deze locatie ligt vlak voor het gemaal. Op alle locaties bevat het slib ook meer aluminium, kalium, ijzer, fosfor en zwavel dan de veel mineralere vaste waterbodem. Op een behoorlijk aantal locaties werden verhoogde zinkconcentraties gemeten. De achtergrondwaarde (website RIVM) van zink is 140 mg/kg ds (2,1 mmol/kg ds). De maximale waarde van zink in baggerspecie dat in zoet oppervlaktewater mag worden opgeslagen is gesteld op 563 mg/kg ds (8,6 mmol/kg ds; bron: rivm.nl). In tabel 2 zijn de waarden die deze waarde overschrijden dik gedrukt: locatie 3 en 5 t/m 11 (op locatie 11 wordt de concentratie fors overschreden: 25 mmol/kg ds). De overschrijding werd met name in de toplaag van waterbodem geconstateerd.

8

Tabel 2. De gemeten concentraties in de waterbodems van Havenkanaal Oudenbosch

Locatie

Bodem

Diepte cm

1 1 1 2 2 3 3 4 4 5 5 6 6 6 7 7 8 8 9 10 10 11 11 12

Slib 0-20 Slib 70-100 Zand+klei 100-115 Slib 0-20 Zand+intact veen 20-35 Slib 0-20 Zand, veen, klei 20-35 Slib 0-20 Fijn zand 20-35 Slib 0-20 Zand, veen, klei 20-35 Slib 0-20 Slib 60-80 Zand+klei (+veen) 80-95 Slib 0-20 Zand + klei 20-35 Slib 0-20 Fijn Zand 20-35 Zand 20-35 Slib 0-20 Zand, beetje klei 20-35 Slib 0-20 Zand (zwart) 20-35 Zand 20-35

Vocht- Massa Organisch Tot. Tot. Tot. Tot. Tot. gehalte volume stof Al Ca Fe K Mg %

kg/l

%

72,9 65,2 29,7 73,2 51,9 79,2 29,5 77,6 16,2 70,8 20,9 59,4 78,2 22,1 65,5 29,4 62,2 18,2 33,2 68,1 33,8 66,0 22,7 20,0

0,31 0,48 1,21 0,35 0,70 0,25 1,24 0,26 1,61 0,37 1,28 0,56 0,26 1,45 0,46 1,30 0,49 1,39 1,11 0,43 1,09 0,44 1,36 1,29

13,2 8,4 4,7 11,3 11,0 14,9 2,0 23,0 0,3 14,6 2,4 10,5 18,2 1,1 10,4 4,7 12,1 1,6 3,1 12,6 1,7 14,1 2,1 1,2

Tot. P

Tot. S

Tot. Zn

113,1 128 80,2 156 12,3 46 98,7 249 8,2 171 93,7 469 6,7 77 74,2 298 1,5 17 121,7 213 5,4 40 71,4 188 150,5 159 6,7 49 63,3 184 4,7 40 85,0 127 15,5 71 35,7 320 102,7 238 27,0 116 91,2 355 6,3 29 3,2 32,6

7,0 5,9 2,4 8,1 0,9 8,9 1,2 6,8 0,2 19,3 1,0 19,2 11,4 1,7 9,6 0,5 10,3 3,9 21,7 15,7 8,7 25,7 1,2 1,1

mmol/kg ds

720 678 425 738 225 728 205 444 102 738 234 455 989 88 503 271 609 165 247 770 188 455 58 45

293 476 228 273 215 305 65 239 12 818 45 167 248 29 643 83 527 73 231 281 89 231 155 14

1087 869 177 1141 211 1331 131 733 42 1103 99 554 1418 81 649 98 704 163 295 827 209 435 38 32

61,5 65,9 30,6 66,5 26,1 60,2 18,2 37,8 11,1 65,2 17,2 36,7 82,0 7,9 48,8 16,7 67,0 13,6 19,8 71,0 15,3 43,4 6,0 5,5

185 197 62 195 69 175 46 98 12 148 29 86 186 15 132 36 142 30 51 160 39 71 13 6

In figuur 5 zijn enkele bodemcorrelaties weergegeven. Er is een duidelijk verband tussen de concentratie fosfor in de waterbodem en de concentratie ijzer, aluminium en het gehalte organisch stof. Dat wijst erop dat fosfor op deze manier gebonden is. IJzer en zwavel komen ook vaak samen voor in de bodem; de grafiek maakt duidelijk dat er in de sliblaag (zowel ondiep als diep) meer ijzer dan zwavel aanwezig is. Deze hogere waarden in de sliblaag laten zien dat het slib uit fijnere bodemdeeltjes zoals lutumdeeltjes (hogere aluminium en ijzer waarden), organisch materiaal en ijzer(hydr)oxides bestaat. Dit soort deeltjes zijn vaak relatief rijk aan fosfor.

9

160

Toplaag slib Diep slib Vaste waterbodem

140 120

P totaal (mmol/kg bodem)

P totaal (mmol/kg bodem)

160

100 80 60 40 20

Toplaag slib

140

Diep slib

120

Vaste waterbodem

100 80 60 40 20 0

0 0

5

10

15

20

0

25

500

Toplaag slib Diep slib Vaste waterbodem

140 120

S totaal (mmol/kg bodem)

P totaal (mmol/kg bodem)

160

1.000

1.500

Fe totaal (mmol/kg bodem)

Organisch stof (%)

100 80 60

40 20

500

Toplaag slib

450

Diep slib

400

Vaste waterbodem

350 300

250 200 150 100 50

0

0 0

200

400

600

800

Al totaal (mmol/kg bodem)

1.000

1.200

0

500

1.000

1.500

Fe totaal (mmol/kg bodem)

Figuur 5. Correlaties tussen totaal concentraties in de bodem en organisch stofgehalte, waarbij onderscheid is gemaakt tussen de toplaag van het slib, de diepere sliblaag en de vaste waterbodem.

10

3.2 Poriewater Het poriewater van de waterbodems van havenkanaal Oudenbosch heeft lokaal enorm hoge TIC concentraties (Total Inorganic Carbon: CO2 + HCO3) in het poriewater. Met name op locatie 1, 5, 6, 8, 10 en 11, waarvan op locatie 6 de hoogste concentratie worden gemeten in het poriewater van het diepere slib (tabel 3). Bij de afbraak van organisch materiaal komt, wordt organisch koolstof omgezet in anorganisch koolstof (TIC). Het organische stikstof uit het organische materiaal wordt omgezet in ammonium Omdat stikstof en koolstof in een min of meer vaste verhouding voorkomen in organisch materiaal komen ze ook in een vaste verhouding vrij bij de afbraak. De concentraties ammonium en TIC zijn hierdoor sterk met elkaar gecorreleerd. Opvallend is dat er (zeer) hoge concentraties worden gemeten in zowel de sliblaag als de vaste waterbodem. Hierbij is het wel zo dat de vaste waterbodem hogere concentraties bevat naarmate ook de sliblaag die er op ligt hogere concentraties bevat. Het slib van locatie 6 en 8 (drie punten rechtsboven in figuur 6) bevat extreem hoge concentraties (>3000 µmol/l). Deze locaties zijn gelegen in de buurt van de haven. In de haven (locatie 7) zelf worden lagere concentraties gemeten.

4500 4000

NH4 (µmol/l)

3500 3000 2500

Toplaag slib Diep slib Vaste waterbodem

2000 1500 1000 500 0

0

5000

10000 15000 20000 25000

TIC (µmol/l) Figuur 6. De correlatie tussen TIC (Total Inorganic Carbon) en ammonium in het poriewater

De fosforconcentratie is, matig hoog (overwegend 30-60 µmol/l). Alleen op locatie 11 en 12 is het fosforgehalte in het poriewater hoger dan 100 µmol/l. In de rest van de bodems is de P-concentratie gemiddeld 38 µmol/l. De fosforconcentraties laten geen correlatie zijn met de TIC concentratie. Dit betekent dat de fosforconcentratie van het poriewater niet wordt bepaald door de mate waarin er afbraak van reactief materiaal plaatsvindt, zoals het geval is voor ammonium. Immobilisatie van fosfor in de bodems na het vrijkomen bij afbraakprocessen, is waarschijnlijk sterk bepalend voor de uiteindelijk beschikbaarheid van fosfor in het poriewater. IJzer in het poriewater is op alle locaties relatief hoog, met een aantal uitschieters naar boven toe: het slib van locatie 5, 6 en 8 is erg rijk aan ijzer. De concentratie ijzer is in het slib vrijwel overal hoger dan in de vaste waterbodem.

11

Tabel 3. Gemeten concentraties in het poriewater van de waterbodem

Locatie

Bodem

Diepte cm

1 1 1 2 2 3 3 4 4 5 5 6 6 6 7 7 8 8 9 10 10 11 11 12

pH EGV µS/cm

TIC

Ca

Cl

K

Fe

P

S

NO3 NH4

µmol/l

Slib 0-20 6,95 1017 11073 3009 1184 333 686 33,1 43,9 Slib 70-100 6,93 1016 11085 2957 1174 348 712 46,7 75,7 Zand+klei 100-115 6,99 983 10350 2798 1224 344 437 56,6 181,7 Slib 0-20 7,13 585 5291 1572 1271 260 258 41,8 131,6 Zand+intact veen 20-35 7,15 580 5034 1464 1285 269 159 47,5 93,8 Slib 0-20 7,18 559 5278 1495 1078 246 236 56,5 71,1 Zand, veen, klei 20-35 7,14 559 5191 1598 1377 262 179 53,1 56,2 Slib 0-20 6,68 724 8587 1773 1106 283 426 5,4 96,0 Fijn zand 20-35 6,77 659 7831 1819 1254 299 433 57,1 43,6 Slib 0-20 6,82 961 12022 2611 1124 302 1216 36,9 54,8 Zand, veen, klei 20-35 6,92 670 6824 1693 1248 296 310 30,3 128,6 Slib 0-20 6,90 1800 21436 5140 1010 410 2039 35,0 91,0 Slib 60-80 6,89 1710 22359 4675 1089 447 1412 33,8 108,1 Zand+klei (+veen) 80-95 6,92 1208 13165 3103 1435 379 376 52,9 88,5 Slib 0-20 7,17 722 6752 2056 1150 283 245 33,7 171,5 Zand + klei 20-35 7,53 624 5155 1605 1288 345 9 22,9 109,8 Slib 0-20 6,86 1275 15936 3480 1184 350 1240 32,7 112,3 Fijn Zand 20-35 6,98 962 11340 2469 1281 256 251 22,0 110,8 Zand 20-35 7,39 596 5282 1606 1281 227 40 35,4 76,1 Slib 0-20 6,88 1064 11558 3002 1543 334 810 33,3 75,6 Zand, beetje klei 20-35 6,89 1142 11827 2455 2374 323 440 35,9 63,9 Slib 0-20 7,10 1255 10717 2802 3480 729 95 111,1 80,5 Zand (zwart) 20-35 7,09 1284 13395 3198 2265 531 101 58,7 39,0 Zand 20-35 7,15 1337 9873 2996 4184 915 29 137,7 106,4

Fe/P mol/mol

2,3 2,4 2,7 2,2 2,2 2,4 2,7 2,3 2,4 2,5 2,2 2,4 2,6 2,1 2,3 3,3 2,5 2,4 1,9 2,3 2,4 2,5 1,8 2,9

1641 1308 1285 296 247 319 297 1007 675 1608 956 3788 4005 1620 461 223 3279 1292 117 1622 1592 577 474 454

20,7 15,2 7,7 6,2 3,4 4,2 3,4 78,2 7,6 33,0 10,2 58,3 41,8 7,1 7,3 0,4 37,9 11,4 1,1 24,4 12,2 0,9 1,7 0,2

12

IJzer en fosfor komen in een bepaalde verhouding voor in het poriewater en dit is van belang voor de potentiële nalevering van P naar het oppervlaktewater. In figuur 7 is de Fe/P ratio in het poriewater uitgezet tegen de concentratie P in het poriewater, voor een grote set van verschillende waterbodems afkomstig uit heel Nederland (database van B-WARE). Dit geeft een goed beeld van de mate waarin in Nederlandse onderwaterbodems de fosfor concentratie en de Fe/P ratio van het poriewater kunnen verschillen en kan hier als goed referentie beeld gebruikt worden. Indien de Fe/P ratio van het poriewater hoog is kan de nalevering van P naar de waterlaag worden geremd zolang de waterlaag zuurstofhoudend (aeroob) is. Dit komt omdat gereduceerd ijzer kan worden geoxideerd op de overgang van de zuurstofloze (anaeroob) onderwaterbodem naar de zuurstofrijke waterlaag waardoor ijzer(hydr)oxides worden gevormd waaraan ijzer kan binden. De P-nalevering zal hoger zijn naarmate de Fe/P ratio lager is en de P-concentratie van het sediment poriewater hoger is. Smolders et al. (2001) vonden, gebaseerd op een naleverings-experiment, een toename van de nalevering van P naar de waterlaag bij een Fe/P ratio lager dan 5 en vonden dat de nalevering van fosfaat uit het sediment fors toeneemt bij een Fe/P ratio in het bodemwater lager 1 (mol/mol). Ook Geurts et al.

(2010) vonden in naleveringsproeven een grenswaarde van 1 (mol/mol) waaronder de P-nalevering fors toeneemt (monsters links van de rode lijn). Voor de geanalyseerde waterbodems uit het Havenkanaal zien we dat de Fe/P ratio van het poriewater varieert: de meeste slibbodems bevinden zich rechts van de groene lijn (en dus in principe gunstig). Een deel van de bemonsterde bodems bevindt zich echter tussen de twee lijnen in of zelfs links van de rode lijn (en in principe dus ongunstig). Bij een Fe/P ratio lager dan 1 zal de nalevering volledig bepaald worden door de P concentratie in het poriewater. De P-concentratie van de meeste locaties is niet echt hoog, met uitzondering van locatie 11 en 12. Indien er sprake is van zuurstofloze omstandigheden net boven de onderwaterbodem, is de nalevering in principe alleen nog afhankelijk van fosforconcentratie van het poriewater omdat de ijzerval dan niet meer werkt. De nalevering laat dan een lineair verband zien met de poriewaterconcentratie (zie figuur 8). Van de onderzochte locaties is fosfor in het poriewater meestal lager dan 100 µmol/l, alleen op locatie 11 en 12 is het hoger.

13

600

Nederland (n=1862)

Fosfor in poriewater (µmol L-1)

Vaste waterbodem

500

Toplaag slib Diep slib

400

300

200

100

0 0,0001

0,0010

0,0100

0,1000

1,0000

10,0000 100,0000 1000,0000

IJzer/fosfor ratio poriewater (mol mol-1) Figuur 7. Correlatie tussen de ijzer-fosfor ratio en de fosforconcentratie in het poriewater, waarbij de gekleurde punten de waterbodems van het havenkanaal Oudenbosch weergeven. Het risico op nalevering is klein wanneer de fosforconcentratie in het poriewater lager is dan circa 10 μmol/l en groot vanaf circa 100 μmol/l. Daar tussenin is de mate van nalevering sterk afhankelijk van de zuurstofconcentratie in het oppervlaktewater en de ijzer/fosfor-ratio in het poriewater. De ijzer/fosfor-ratio is gunstig boven een ratio van 5 (groene lijn) en ongunstig onder een ratio van 1 (rode lijn). Bron: dataset Onderzoekcentrum B-WARE.

Vanuit het poriewater in de waterbodem kan er een potentiële P-nalevering berekend worden. Dit kan worden gedaan door middel van een berekening op basis van het gemeten fosforgehalte van het poriewater. Omdat we weten dat de zuurstofconcentratie een grote invloed heeft op de nalevering, heeft Onderzoekcentrum B-WARE voor ruim honderd waterbodems naleveringsproeven uitgevoerd met een zuurstofverzadigde waterlaag en een zuurstofloze waterlaag. Hiermee kan het verschil tussen aerobe en anaerobe nalevering worden vastgesteld. Hierbij werd de gemeten nalevering voor deze bodems vergeleken met de in het lab gemeten P-concentratie in het poriewater. In figuur 8 worden de relaties tussen de nalevering en de gemeten P-concentraties in het poriewater gegeven. Voor de anaerobe naleveringsexperimenten is er een goed verband tussen de gemeten nalevering en de P-concentratie in het poriewater van de bodems. Er wordt daarbij geen effect gevonden van de ijzer/fosfor-ratio (Fe/P-ratio) van het poriewater op de P-nalevering. Bij P-concentraties lager dan 50 µmol/l is er veel variatie in nalevering bij vergelijkbare P-concentraties in het poriewater van de waterbodems en is een uit het mathematische verband berekende nalevering dus minder betrouwbaar.

14

Figuur 8. Relatie tussen de P-concentratie in het poriewater en de gemeten P-nalevering bij een zuurstofloze (links) en zuurstofhoudende (rechts) waterlaag. In de figuren is onderscheid gemaakt tussen een Fe/P-ratio in het poriewater lager en hoger dan 1.

Bij een zuurstofrijke waterlaag meten we veel lagere naleveringen van P naar de waterlaag (figuur 8, rechts). Hierbij valt op dat bij een Fe/P-ratio hoger dan 1 de nalevering bijna altijd heel laag is. Dit komt omdat in het oxidatieve toplaagje tussen water en sediment het opgeloste gereduceerde ijzer weer wordt geoxideerd waardoor fosfaat wordt gebonden aan de gevormde ijzer(hydr)oxides en/of ijzer en fosfaat gezamenlijk neerslaan als FePO 4 in de toplaag (figuur 4). Als gevolg hiervan wordt de nalevering van P naar de waterlaag beperkt zolang de Fe/P-ratio in het poriewater voldoende hoog is (>>1) en zolang de waterlaag aeroob (zuurstofrijk) is. We zien dat ook voor waterbodems met een poriewater Fe/P-ratio lager dan 1 de nalevering hoger is en toeneemt met toenemende P-concentraties in het poriewater. Wel is de nalevering lager dan voor bodems met een anaerobe waterlaag. Bovendien is de spreiding groot waardoor de uit het mathematisch verband berekende waarden voor bodems met een poriewater Fe/P ratio < 1 minder betrouwbaar zijn. De grootte van de spreiding voor bodems met een lage Fe/P-ratio wordt veroorzaakt door het feit dat de invloed van zuurstof op de bodem complex is (figuur 9). Zuurstof kan dieper in de bodem reageren met ijzersulfide waarbij onvolledige oxidatie ertoe leidt dat er Fe 2+ wordt vrijgemaakt (van Diggelen e.a., 2014).

Hoger in de bodem wordt dit Fe2+ geoxideerd tot ijzerhydroxides. Deze processen spelen zich af in de bovenste centimeter(s) van de bodem.

15

Figuur 9. Schematische weergave van biogeochemische processen in de waterbodem

Het is duidelijk dat het daadwerkelijk meten van de nalevering onder gecontroleerde aerobe en anaerobe omstandigheden waarschijnlijk het meest betrouwbare beeld geeft van de nalevering van een waterbodem. Toch kunnen we de hierboven beschreven verbanden (figuur 8) prima gebruiken om een inschatting te maken van de P-nalevering wanneer alleen poriewatermetingen beschikbaar zijn. De resultaten voor de onderzochte locaties in het havenkanaal Oudenbosch worden gegeven in figuur 10. De berekende P-nalevering is onder aerobe condities vrijwel overal laag, locatie 11 en 12 uitgezonderd. Onder anaerobe omstandigheden is de nalevering echter wel hoog. Of er een zuurstofloze situatie is in de zomer is in dit onderzoek niet onderzocht. Echter, tijdens het veldwerk zijn een aantal dode vissen en 1 dode meerkoet gezien. Het water had een groenige waas door de hele waterkolom, om deze reden is er een watermonster verzameld (tabel 4). De meting is een bevestiging van wat in het veld te zien was: het oppervlaktewater heeft een hoge turbiditeit en een enorm hoge blauwalg concentratie (255 µg/l). Ter vergelijking: bij het beoordelen van zwemwater leidt 75 µg/l tot nader onderzoek om welke soorten het gaat en meestal tot een negatief zwemadvies.

16

Slib aeroob Vast aeroob Slib anaeroob Vast anaeroob

P-nalevering (mgP/m2/dag)

6 5 4

3 2

1 0 1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

12

Figuur 10. De berekende P-nalevering voor de sliblaag en vaste waterbodem, onder zowel aerobe als anaerobe condities.

Tabel 4. Kwaliteit van het oppervlaktewater van locatie 5

pH

Opp.water 7,85

Alkalini- TurbidiEGV Blauw Groen Bruin CO2 HCO3 Fe teit teit meq/l

NTU

µS/cm

2,2

82

470 255,7

algen, µg/l

4,1

K

P

S

NO3 NH4 PO4

µmol/l

-

79,0 2300 4,9 233 3,5 544 40,6 21,4 1,4

17

18

4 Conclusie & aanbevelingen •

Er ligt een behoorlijke hoeveelheid slib in het havenkanaal. Gemiddeld circa 30 centimeter, maar lokaal kan het oplopen tot 1 meter slibdikte.

•

De toplaag van de waterbodem is lokaal sterk verrijkt met zink en overschrijdt soms fors de gestelde grenswaarde voor het verwerken van baggerspecie in zoet oppervlaktewater. In dit onderzoek is alleen zink gemeten, maar het is aannemelijk dat ook andere zware metalen in (te) hoge concentraties aanwezig zijn.

•

Het poriewater bevat hoge TIC (total inorganic carbon) en ammoniumconcentraties; wijzend op afbraakprocessen in de waterbodem. Voor de meeste locaties geldt dat de vaste waterbodems een verhoogde ammoniumconcentratie bevat wanneer er sprake is van een hoge concentratie in de sliblaag. Wel zijn de concentraties in de vaste waterbodems altijd lager dan in het slib.

•

De fosforconcentratie in het poriewater is alleen op locatie 11 en 12 echt hoog. Op de overige locaties is de concentratie niet extreem hoog, maar ook niet laag. Met name in het slib is de ijzer/fosfor ratio hoog. Bij zuurstofhoudende omstandigheden is de P-nalevering gemiddeld laag (11 en 12 uitgezonderd). Bij zuurstofloze omstandigheden is de nalevering hoog (> 1 mg P/m2/l). Afhankelijk van de verblijftijd van het water in het kanaal kan de belasting van de waterbodem naar de waterlaag dus toch fors zijn. Dit geldt voor zowel het slib, als de vaste waterbodem.

•

Anaerobie kan gemakkelijk optreden wanneer in de zomer het oppervlaktewater stagnant wordt en de organische slibbodems relatief veel zuurstof consumeren. Er kan al nalevering van fosfor plaatsvinden uit de bodems wanneer de zuurstofconcentratie van de waterlaag op 1 meter boven de bodem lager worden dan 5 mg/l. Daarom kan het toch heel gunstig zijn om de sliblaag uit het kanaal te verwijderen. Dit ondanks dat de potentiële anaerobe nalevering uit de vaste bodems ook hoog kan zijn. Zeer waarschijnlijk consumeren de meer minerale vaste bodems namelijk veel minder zuurstof dan de organische slibbodems.

•

De waterkwaliteit is niet goed: het water heeft een hoge turbiditeit en een enorm hoge concentratie aan blauwalg (slechts eenmalig gemeten in september). Dit duidt erop dat de verblijftijd lang is, en dat het water rijk is aan fosfor en stikstof waar de algen van kunnen profiteren.

Door de sliblaag te baggeren zullen de ammoniumconcentraties sterk dalen in de toplaag van het sediment. Tevens wordt dan het bodemmateriaal dat verontreinigd is met zink uit het systeem verwijderd. Het fosforgehalte van de sliblagen is veel hoger dan het fosforgehalte van de vaste waterbodems. Daarom wordt er ook veel fosfor verwijderd uit het systeem door het verwijderen van de sliblaag. De P-nalevering onder zuurstofloze condities zal, op grond van de gemeten fosforconcentraties in het poriewater, echter niet sterk dalen. Omdat zuurstofloosheid minder snel optreedt wanneer de organische sliblaag wordt verwijderd, zal de P-nalevering zeer waarschijnlijk toch afnemen. Ook kan er meer zuurstof doordingen in de toplaag van de minerale vaste bodem na het verwijderen van de sliblaag waardoor de beschikbaarheid van fosfor en ammonium verder zal afnemen. Verder is het ook heel goed mogelijk dat de ammonium en fosforconcentraties in het poriewater van de vaste waterbodems sterk werden bepaald door inspoeling van fosfor en ammonium uit de sliblaag (mogelijk inzijging van water).

19

Na het verwijderen van de baggerlaag zou de nalevering uit de minerale bodem verder kunnen worden verlaagd door deze af te dekken met een laagje schoon zand (met in ieder geval weinig fosfor). Daarnaast zou nalevering kunnen worden verlaagd door de waterlaag in de zomer te voorzien van zuurstof (zuurstofsuppletie) of door fosfaatbindende stoffen zoals Phoslock© toe te dienen. Behalve het beperken van de nalevering uit de bodem is er mogelijk meer nodig om de kwaliteit van het water in het kanaal te verbeteren. Zo is binnen dit onderzoek niet onderzocht wat er binnenkomt via alle overstorten, het gemaal en de pijpen vanuit fabrieks- of bedrijventerreinen (figuur 11). Het onderzoeken en eventueel terugdringen van de externe belasting is belangrijk voor de waterkwaliteit van het kanaal.

Figuur 11. Pijpen die vanuit een bedrijventerrein uitkomen op het kanaal

20

5 Literatuur Geurts J.J.M., A.J.P. Smolders, A.M. Banach, J.P.M. Van de Graaf, J.G.M. Roelofs & L.P.M. Lamers, 2010. The interaction between decomposition, net N and P mineralization and their mobilization to the surface water in fens. Water Research 40: 3487-3495. Lamers L.P.M., H.B.M. Tomassen & J.G.M. Roelofs, 1998. Sulfate induced eutrophication and phytotoxicity in freshwater wetlands. Environmental Science & Technology 32: 199-205. Lamers, L.P.M., L.L. Govers, I.C.J.M. Janssen, J.J.M. Geurts, M.E.W. Van der Welle, M.M. Van Katwijk, T. Van der Heide, J.G.M. Roelofs & A.J.P. Smolders, 2013. Sulfide as a soil phytotoxin - a review. Frontiers in Plant Science (2013) 4: 268. Smolders AJP, Lamers LPM, Moonen M, Zwaga K, Roelofs JGM, 2001. Controlling phosphate release from phosphate-enriched sediments by adding various iron compounds. Biogeochemistry 54: 219-228. Smolders A.J.P., L.P.M. Lamers, E.C.H.E.T. Lucassen, G. Van der Velde & J.G.M. Roelofs, 2006. Internal eutrophication: 'How it works and what to do about it', a review. Chemistry and Ecology 22: 93-111. Van der Heide, T., A.J.P. Smolders, L.P.M. Lamers, M.M. van Katwijk MM & J.G.M. Roelofs, 2010. Nutrient mobility correlates with bicarbonate accumulation in marine and freshwater sediments – empirical evidence from pore water analyses. Applied Geochemistry 25: 1825–1829.

21

Toernooiveld 1 Mercator III gebouw 6525 ED Nijmegen

IBAN: NL23 RABO 0167 8984 93 BTW: NL 811402496B01 KvK: 09131250

024 212 2200 info@b-ware.eu

22