Document · PDF

21bb3318 Bijlage behorende bij 21bb3317 - onderzoeksrapport van B-ware over waterbodemonderzoek Kralingse plas

Gemeenteraad 18 maart 2021, gemeente RotterdamBij agendapunt: 25. Het voorstel met betrekking tot de gewijzigde aanpak van de fosfaat- en blauwalgproblematiek in de Kralingse Plas.19.749 woorden

Open het PDF bij de gemeente ↗Naar de vergadering →

Tekst van het document

Uit het bestand gehaald, zonder opmaak, tabellen en afbeeldingen · deel 1 van 2

Waterbodemonderzoek Kralingse plas

Module 1: Heterogeniteit en eigenschappen waterbodem Module 2: P-nalevering en alkaliene desorptie in een labexperiment Module 3: Een veldexperiment met Phoslock

Eindrapportage Opdrachtgever: Gemeente Rotterdam • Projectnummer: PR 19.191 • Rapportnummer: RP-19.191.20.60 • Auteur: Moni Poelen & Fons Smolders • Datum: 20-02-2021 1

Niets uit dit rapport mag worden gereproduceerd, opnieuw vastgelegd, vermenigvuldigd of uitgegeven door middel van druk, fotokopie, microfilm, langs elektronische of elektromagnetische weg of op welke andere wijze dan ook zonder schriftelijke toestemming van de auteurs.

Titel rapport: Waterbodemonderzoek Kralingse plas; Module 1: Heterogeniteit en eigenschappen waterbodem, Module 2: P-nalevering en alkaliene desorptie in een labexperiment en Module 3: Een veldexperiment met Phoslock Auteurs: Moni Poelen & Fons Smolders Opdrachtgever: Gemeente Rotterdam Rapportnummer: RP-19.191.20.60 Contactgegevens: Onderzoekcentrum B-WARE BV Radboud Universiteit Nijmegen Mercator III, Toernooiveld 1 6525 ED Nijmegen Contactpersoon: Moni Poelen Tel: 024-2122203 m.poelen@b-ware.eu www.b-ware.eu © Onderzoekcentrum B-WARE, Nijmegen, 2021.

INHOUD 1 Inleiding .................................................................................................................. 5 1.1 Aanleiding .................................................................................................. 5 1.2 Achtergrond biogeochemische processen in onderwaterbodems .............................. 6 2 Module 1: Heterogeniteit en eigenschappen waterbodem .................................................. 12 2.1 Materiaal en methode ................................................................................. 12 2.1.1 Veldwerkzaamheden .................................................................................. 12 2.1.2 Waterbodem- en poriewateranalyses ............................................................... 13 2.1.3 Elementenanalyse (ICP en auto-analysers) ........................................................ 13 2.1.4 Psenner analyses ....................................................................................... 13 2.2 Resultaten en discussie ................................................................................ 15 2.2.1

Bodem ................................................................................................. 15

2.2.2

Poriewater ............................................................................................ 18

2.2.3

Psenner analyses .................................................................................... 24

3 Module 2: P-nalevering en alkaliene desorptie in een labexperiment .................................... 28 3.1 Materiaal en methode ................................................................................. 28 3.1.1

Veldwerkzaamheden ................................................................................ 28

3.1.2

Opzet experiment ................................................................................... 29

3.1.3

Analyses ............................................................................................... 31

3.1.4

Elementenanalyse (ICP en auto-analysers) ...................................................... 31

3.2 Resultaten en discussie ................................................................................ 32 3.2.1

Aerobe versus anaerobe nalevering met en zonder Phoslock ................................ 32

3.2.2

Alkaliene desorptie onder aerobe condities met en zonder Phoslock ...................... 39

3.2.3

Lanthaanconcentraties in de kolommen ......................................................... 41

4 Module 3: Een veldexperiment met Phoslock .................................................................. 44 4.1 Materiaal en methode ................................................................................. 44 4.4.1 Veldwerkzaamheden .................................................................................. 44 4.1.2

Analyses ............................................................................................... 45

4.1.3

Elementenanalyse (ICP en auto-analysers) ...................................................... 46

4.2 Resultaten en discussie ................................................................................ 47

5 Algemene discussie, conclusies en aanbevelingen ............................................................ 54 5.1 Algemene discussie ..................................................................................... 54 5.2 Conclusies ................................................................................................ 59 5.3 Aanbevelingen ........................................................................................... 59 6 Literatuur .............................................................................................................. 62

1 INLEIDING 1.1

Aanleiding

In de Kralingse plas (circa 100 ha, gelegen in de Rotterdamse wijk Kralingen) wordt al meerdere jaren gewerkt om de waterkwaliteit en de ecologische toestand te verbeteren. Meer specifiek heeft de Gemeente Rotterdam samen met het Hoogheemraadschap van Schieland en Krimpenerwaard het volgende doel geformuleerd voor het project Kralingse Plas: Het project Kralingse Plas heeft als doel een voedselarm milieu in de plas te creëren waardoor blauwalg minder kans krijgt om te bloeien en voor overlast te zorgen èn te komen tot een biologisch gezond en helder watersysteem dat voldoet aan de eisen van de Europese Kaderrichtlijn Water (KRW) Onderzoekcentrum B-WARE is gevraagd voor een vooronderzoek om te bepalen of door een dosering van Phoslock het in de bodem vrijkomende fosfor kan worden gebonden en de nalevering van fosfaat uit de onderwaterbodem naar de waterlaag (sterk) kan afnemen. Phoslock is een gemodificeerd bentoniet dat bestaat uit 95% bentoniet met 5% lanthaan. Tijdens het productieproces van Phoslock worden de aanwezige kationen op de geladen kleioppervlakte vervangen door lanthaanionen. Door de elektrostatische binding van de lanthaanionen met de bentonietklei komen ze niet gemakkelijk meer vrij, maar blijven wel beschikbaar om te reageren met fosfaationen wanneer ze daarmee in contact komen.

Lanthaan en fosfor binden in een 1 op 1 verhouding waarbij het uiterst slecht oplosbare rhabdofaan (LaPO4) wordt gevormd. Phoslock staat dan ook bekend als een potentieel zeer krachtige P-binder (Van Oosterhout & Lürling, 2013). Een succesvolle toepassing van Phoslock op grote schaal is echter afhankelijk van de specifieke fysischchemische eigenschappen van de plas zelf. Onder andere een te lage pH (lager dan 5) of een pH hoger dan 9 kunnen een negatief effect hebben op de binding van P aan Phoslock (Spears et al., 2013). Een potentieel risico van toxische effecten op biota zoals bijvoorbeeld zoöplankton is klein, mede ook vanwege de veelal lage doseringen die worden gebruikt. Phoslock additie kan dan ook een veilige en kansrijke maatregel zijn om fosfaat te binden in de bodem, waardoor het sterk kan bijdragen aan de bestrijding van blauwalgen-overlast (Van Oosterhout & Lürling, 2013). In deze opdracht zal specifiek voor de Kralingse Plas worden beoordeeld of en hoe deze maatregel effectief kan worden toegepast.

Onderzoekcentrum B-WARE voert het onderzoek uit aan de hand van 3 modules; (1) een ruimtelijke inschatting van de potentiele mobilisatie van fosfor in het sediment en een inschatting van de interne nalevering van fosfor in de Kralingse plas aan de hand van bodemanalyses, dit om de vereiste Phoslock dosering te kunnen berekenen (2) een labexperiment waarbij wordt gekeken hoe groot de P-nalevering is op verschillende locaties bij verschillende omstandigheden (met en zonder Phoslock en met en zonder zuurstof) en of Phoslock chemische P-desorptie bij een stijgende pH kan tegengaan en (3) een in-situ enclosure-experiment waarbij in het veld het effect van het toedienen Phoslock wordt getest op het vastleggen van fosfaat.

1.2

Achtergrond biogeochemische processen in onderwaterbodems

Bij de afbraak van reactief organisch materiaal wordt organische stof omgezet in anorganisch koolstof (TIC = Total Inorganic Carbon = CO2 plus bicarbonaat) en ammonium. Onderwaterbodems zijn permanent waterverzadigd en hierdoor overwegend zuurstofarm. Dieper in de waterbodem (> 0,5-1 cm diepte) is meestal geen zuurstof meer beschikbaar. Onder anaerobe omstandigheden vindt de afbraak van organisch materiaal plaats door bacteriën die in plaats van zuurstof andere stoffen als elektronenacceptor gebruiken. Dit worden alternatieve elektronacceptoren genoemd (Smolders e.a., 2006). Na zuurstof zijn respectievelijk nitraat, mangaan(V), ijzer(III) en sulfaat de energetisch meest gunstige elektronenacceptoren. Kwantitatief zijn ijzer en/of sulfaat meestal de belangrijkste alternatieve elektronacceptoren in anaerobe bodems (figuur 1). Bij een voldoende beschikbaarheid van reactief organisch materiaal kan het slecht oplosbare driewaardige ijzer (aanwezig in ijzer(hydr)oxides) gaan functioneren als alternatieve elektronenacceptor. Hierbij wordt het omgezet naar het beter oplosbare tweewaardige ijzer (Fe2+). Het fosfor dat aan de ijzer(III)hydroxides was gebonden en het fosfor dat in het organische materiaal aanwezig was komt hierbij vrij. Dit fosfor kan vervolgens weer gebonden worden in de bodem, maar kan ook (deels) accumuleren in het poriewater.

Bij de anaerobe afbraak van reactief organisch materiaal in de onderwaterbodem komt ook ammonium vrij. Omdat koolstof en stikstof veelal in een min of meer vaste verhouding in het organische materiaal aanwezig zijn is de TIC concentratie van het poriewater meestal gecorreleerd met de ammonium concentratie. 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 (N2) 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 ammonium- en nitraatconcentraties in de winter kunnen stijgen in de waterlaag, terwijl ze in de zomermaanden meestal erg laag zijn. Behalve deze microbiële processen speelt ook opname door algen en waterplanten in het groeiseizoen een rol bij de lage stikstofconcentraties in de zomer. Alleen wanneer de waterlaag anaeroob wordt kan er geen nitrificatie van ammonium meer plaatsvinden en kan ook in de zomer ammonium accumuleren in de waterlaag. In permanent anaerobe bodems fungeren onder andere nitraat (NO3-), driewaardig ijzer (Fe3+) en sulfaat (SO42-) als alternatieve elektronenacceptor voor de afbraak van organisch materiaal (figuur 1).

De beschikbaarheid van deze alternatieve elektronenacceptoren binnen een watersysteem zal dan ook bijdragen aan de afbraak van organisch materiaal in de anaerobe onderwaterbodem. Bij de reductie van sulfaat komt sulfide vrij. Het 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 vermindert (Lamers e.a., 1998; Smolders e.a., 2006). 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 e.a., 2006). Naarmate een groter deel van het ijzer in de bodem gebonden is aan sulfide zal ook de ijzerconcentratie van het poriewater dalen. In relatief ijzerarme bodems en/of extreem sulfaat belaste systemen kan er ook sulfide ophopen in de onderwaterbodem. Dit sulfide is giftig voor veel soorten wortelende waterplanten (Lamers e.a., 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 1: Schematische weergave van de processen die betrokken zijn bij de anaerobe afbraak van organisch materiaal (naar van der Heide e.a. 2010).

Hoge ijzerconcentraties in het bodemwater kunnen, zolang de waterlaag voldoende zuurstof bevat, de nalevering van fosfaat naar de waterlaag tegengaan. 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 2). 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 e.a., 2001; Geurts e.a., 2010, figuur 2). De ijzerval kan functioneren zolang er voldoende zuurstof in de waterlaag boven de onderwaterbodem aanwezig is. Wanneer de waterlaag zuurstofarm wordt, kan ijzer niet meer worden geoxideerd en zal fosfaat samen met het ijzer naar de waterlaag diffunderen.

Dit kan met name in de zomermaanden gebeuren 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.

Figuur 2: 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 (Bron: Smolders e.a. (2019))

Zolang de waterlaag aeroob is, is de ratio tussen de ijzer- en de fosforconcentratie van het bodemwater bepalend voor de mate van fosfornalevering uit de waterbodem naar de waterlaag. Smolders e.a. (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 een extra forse nalevering van P uit het sediment bij een Fe/P ratio in het bodemwater lager 1 (mol/mol). Ook Geurts e.a. (2010) vonden in naleveringsproeven een grenswaarde van 1 (mol/mol) waaronder de P 8

nalevering fors toeneemt. De nalevering uit het sediment neemt vervolgens toe bij toenemende P concentraties van het bodemwater. 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 anaëroob wordt. Onder anaerobe omstandigheden heeft de Fe/P ratio namelijk geen invloed meer op de nalevering, omdat de ijzerval dan niet meer werkt. IJzer is belangrijk voor de binding van fosfaat in de waterbodem, waarbij veel fosfor gebonden kan zijn aan ijzer(hydr)oxides maar ook aan aluminium(hydr)oxides. Onder zuurstofloze omstandigheden kan als gevolg van de reductie van ijzer, fosfaat vrijkomen. De pH (zuurgraad) heeft echter ook invloed op de binding van fosfaat aan deze ijzer- en aluminium(hydr)oxides. Bij een lagere pH ontstaan positief geladen bindingsplaatsen waaraan fosfaat kan binden. Bij een hoge pH wordt fosfaat verdrongen door hydroxide (OH-) en verliezen ijzer- en aluminium(hydr)oxides de positieve lading waardoor fosfaat in een relatief korte periode vrij kan komen in de waterlaag (Parker e.a., 2003). Dit proces heet alkaliene desorptie en kan met name optreden in (sterk) gebufferde wateren wanneer door de fotosynthese van ondergedoken waterplanten en/of algen de pH van het oppervlaktewater sterk stijgt (tot pH-waarden >> 9,0).

Ook in de Kralingse Plas kan de pH in de zomermaanden soms hoog oplopen. Als gevolg van alkaliene desorptie neemt de fosfaatbeschikbaarheid toe en dit kan via een koppeling van processen leiden tot een nog sterkere mobilisatie van fosfaat (

Figuur ) en uiteindelijk ook tot problemen met (blauw)algen.

Reactief organisch materiaal

Fotosynthese algen en/of waterplanten

Groei algen en/of waterplanten

Stijging pH (>> pH 9) 9

Alkaliene desorptie

Toename fosfaat

IJzerreductie

Figuur 3: Schematische weergave van de gevolgen van alkaliene desorptie voor de waterkwaliteit. Wanneer de pH als gevolg van de fotosynthetische activiteit van algen en/of waterplanten sterk stijgt (>> pH 9) kan er alkaliene desorptie plaatsvinden waarbij ijzer(hydr)oxides geen fosfaat meer kunnen binden. Bij een toename van de fosfaatbeschikbaarheid kan de fotosynthetische activiteit verder toenemen waardoor de pH verder stijgt en de fosfaatbeschikbaarheid verder toeneemt. Bij de afbraak van het organisch materiaal van de algen en/of waterplanten wordt onder anaerobe omstandigheden ijzer gereduceerd waarbij het aan ijzer gebonden fosfaat ook versneld vrij kan komen. Op deze wijze ontstaat er een koppeling van processen die elkaar versterken en de waterkwaliteit negatief beïnvloeden waardoor een (blauw)algen bloei kan ontstaan.

2 MODULE 1: HETEROGENITE IT EN EIGENSCHAPPEN WATERBODEM 2.1

Materiaal en Methode

2.1.1 Veldwerkzaamheden In figuur 4 worden de 23 locaties weergegeven waar in februari en maart 2020 monsters van de onderwaterbodem van de Kralingse plas werden verzameld. Met behulp van een zuigerboor werden per locatie vijf sediment cores gestoken. Deze werden gescheiden in de sliblaag (indien aanwezig) en de hieronder gelegen ‘vaste’ onderwaterbodem, tot een maximum diepte van 10 centimeter. Wanneer er sprake was van een zeer dunne sliblaag (1 a 2 centimeter) kon deze niet apart worden verzameld, en is deze gecombineerd met de zandlaag eronder als één monster verzameld. Per locatie werden de monsters van de sliblaag en de vaste onderwaterbodem apart gemengd in een luchtdicht afgesloten emmertje. Op iedere locatie werden aantekeningen gemaakt van de waterbodem en de slibdikte. Direct na monstername werden rhizons in de emmers aangebracht. De teflon buitenkant van deze rhizons bevat poriën met een doorsnede van ongeveer 0,15 micrometer. De rhizons werden via een slangetje verbonden met een injectiespuit, waarmee onderdruk kan worden aangebracht. Hiermee werd poriewater uit de bodems gezogen. De bodems en het poriewater werden daarna bij 4˚C bewaard voor verdere analyse.

Figuur 4: locaties waar monsters werden verzameld van de sliblaag en de vaste onderwaterbodem.

2.1.2 Waterbodem- en poriewateranalyses Poriewater: 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). Het EGV (Elektrisch Geleidend Vermogen) werd bepaald met een HACH EGV-probe verbonden met een HQD-meter. Een deel van het bodemvocht werd gefixeerd met een 4% HCl-oplossing. De monsters voor de autoanalyzer (voor bepaling van NH4+, NO3-, K+, Na+ en Cl-) werden bewaard bij een temperatuur van –20 ºC tot aan de analyse. De monsters voor de ICP-OES (voor bepaling van Al, Ca, Mg, P, Na, K, Fe, S Mn en Zn) werden aangezuurd voor analyse en bewaard bij 4 ºC. Waterbodem: Een bekend volume van de sedimentmonsters werd gedroogd waarna het vochtgehalte en het massa volume (kilogram droge stof per liter bodemvolume) werd berekend. Van het gedroogde monster werd een deel verast/uitgegloeid (gedurende 5 uur bij 550 oC). Uit de afname van de massa tijdens verassen (gloeiverlies) werd het organisch stofgehalte berekend. Van het gedroogde monster werd een deel ontsloten met geconcentreerd salpeterzuur en waterstofperoxide in een gesloten destructiemagnetron. Hierbij wordt de verweerbare fractie aan elementen van een bodem vrijgemaakt.

Het destruaat werd doorverdund waarna de concentraties fosfor (P), calcium (Ca), magnesium (Mg), kalium (K), ijzer (Fe), mangaan (Mn), zwavel (S), silicium (Si) en aluminum (Al) werden bepaald met een ICP.

2.1.3 Elementenanalyse (ICP en 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.

2.1.4 Psenner analyses De studie omvatte ook een gedetailleerde Psenner-fractionering van het sediment die werd uitgevoerd om de potentieel mobiliseerbare fosforfracties van het sediment te bepalen zodat een advies kan worden opgesteld voor de Phoslock-dosering. Deze analyses werden uitgevoerd door Dr. Said Yasseri en Dr. Maíra Mucci van ‘Limno solutions international’. De monsters zijn geëxtraheerd volgens Psenner (1984) en voorbereid in Wageningen. De Psenner-extracten en het sediment werden vervolgens naar het geaccrediteerde laboratorium Chemisch-Technisches Laboratorium Luers GmbH & Co. KG in Bremen gestuurd voor verdere analyse. In de Psenner analyses wordt het sediment geëxtraheerd met verschillende extractiemiddelen met oplopende sterkte. Allereerst wordt het direct beschikbare P uit het poriewater vrijgemaakt door te schudden met anaeroob gedestilleerd water. Nadat het sediment is gecentrifugeerd wordt de pellet geëxtraheerd met een bicarbonaat/dithioniet oplossing. In dit extract wordt zowel ‘Soluble 13

Reactive Phosphorous’ (SRP) en totaal-P in het extract gemeten. Het verschil tussen beiden is het ‘Non Reactive Phosphorous’ (NRP). Het SRP in deze extractiestap staat voor het als gevolg van reductieprocessen mobiliseerbare P dat gebonden is aan ijzer en mangaan in de bodem. Het NRP in deze stap bestaat uit organisch P dat gemobiliseerd kan worden onder gereduceerde condities. Beide fracties in de bodem behoren tot de beschikbare P fractie die door Phoslock moet kunnen worden geïmmobiliseerd. Hierna wordt het pellet geëxtraheerd met 1 M natronloog. Ook hier wordt er een SRP en NRP fractie bepaald. De NRP fractie van deze extractiestap staat voor organisch P dat gebonden is in detritus, humuszuren en micro organismen. Ook deze fractie behoord tot de beschikbare P fractie. De SRP fractie van deze extractie staat voor de aan ijzer- en aluminium (hydr)oxiden gebonden P fractie die kan worden vrijgemaakt bij een sterke stijging van de pH. Deze fractie behoord in principe niet tot de beschikbare P fractie omdat deze alleen bij een sterk verhoogde pH waarde wordt vrijgemaakt. Tot slot wordt het pellet verast bij 520°C en geëxtraheerd met 1 M HCl om het refractaire (inerte) P te bepalen.

De som van het direct beschikbare P in het poriewater, de SRP en de NRP fractie van de bicarbonaat/dithioniet extractiestap en de NRP fractie van de Natronloog extractie stap wordt als potentieel mobiliseerbaar P gezien en moet kunnen worden geïmmobiliseerd door Phoslock. Omdat de pH in de Kralingse plas in de zomer sterk kan oplopen tot waarden hoger dan 9 waardoor alkaliene desorptie kan plaatsvinden, is het raadzaam om ook de SRP fractie uit de natronloogextractie stap te immobiliseren.

2.2

Resultaten en discussie

2.2.1 Bodem De waterbodem van de Kralingse plas bestaat over het algemeen uit een dunne sliblaag met daaronder zand. De zandlaag is in het recente verleden aangebracht om de hieronder liggende veenbodem af te dekken en hiermee de fosfaatnalevering te verminderen. Op negen locaties werd geen sliblaag aangetroffen, bij negen locati es werd minder dan 10 centimeter slib aangetroffen. Op vijf locaties werd 10 cm of meer aan slib aangetroffen (tot maximaal 20 centimeter): locatie 4, 10, 18, 19 en 20 (tabel 1 en figuur 5).

Tabel 1: Slibdikte van alle bemonsterde locaties, gemeten in februari en maart 2020. Locatie

Slibdikte (cm)

Locatie

Slibdikte (cm)

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

0 0 0 20 0 6 4 2 0 5 ‐ 20 0 2

13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23

1 2 0 6 1 15 ‐ 20 15 ‐ 20 10 1 0 0

Figuur 5: Verdeling van de slibdikte, gemeten in het voorjaar van 2020, in de Kralingse plas.

In tabel 2 zijn alle door B-WARE gemeten parameters in de bovenste 10 centimeter van de waterbodem weergegeven. In figuur 6 worden een aantal correlaties tussen de bodemparameters gegeven. Op locatie 2 en locatie 20 is ook de iets diepere waterbodem verzameld en geanalyseerd. Het organisch stofgehalte is gemiddeld 2,5%, echter in het ‘veen’ van locatie 2 en de sliblaag van locatie 4 en 6 werd meer organisch stof aangetroffen: tussen 9 en 11%. Tabel 2: Gemeten totaalgehalten aan verschillende elementen en het organisch stofpercentage, vochtpercentrage en de ‘bulk density’ (kg droge stof per liter bodemvolume) voor de verzamelde bodems. Alle elementgehalten zijn in mmol per kilogram droge bodem. Loc. Bodem Diepte

1 2 2 3 4 5 6 6 7 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 16 17 18 19 20 20 21 22 23

Zand Zand Veen Zand Slib Zand Slib Zand Slib Zand Zand* Zand Slib Zand Zand* Zand* Zand* Zand Slib Zand Zand* Slib Slib Slib Zand Zand* Zand Zand

Vocht‐ Bulk Org. gehalte density Stof

kg/l

0‐10 0‐10 15‐20 0‐10 0‐10 0‐10 0‐6 6‐10 0‐4 4‐10 0‐10 0‐10 0‐10 0‐10 0‐10 0‐10 0‐10 0‐10 0‐6 6‐10 0‐10 0‐10 0‐10 0‐10 10‐20 0‐10 0‐10 0‐10

23,1 21,9 39,2 28,1 72,2 27,0 63,7 23,6 46,9 25,0 29,0 31,8 37,5 27,9 22,8 21,0 28,0 39,2 21,6 16,0 27,4 39,3 31,4 48,8 19,1 27,2 16,8 17,5

1,5 1,1 1,0 1,3 0,4 1,3 0,5 1,5 0,9 1,4 1,4 1,2 1,0 1,3 1,6 1,5 1,3 0,9 1,4 1,4 1,3 0,9 1,2 0,7 1,3 1,3 1,4 1,3

Al‐t

Ca‐t

Fe ‐t

K‐t

Mg‐t

0,96 86,9 3,41 47,1 9,48 123,2 1,49 53,6 11,88 304,7 0,85 58,0 9,38 282,8 0,86 37,0 3,17 85,6 1,16 49,9 1,89 41,4 1,65 41,1 2,74 70,9 0,81 39,4 0,42 29,5 0,70 31,8 1,24 39,4 4,27 55,3 0,96 44,6 0,50 33,0 1,16 39,4 2,61 93,2 1,77 64,9 3,52 95,4 0,34 31,7 1,28 41,7 0,47 33,1 0,37 24,4

433 485 238 660 1101 640 1080 659 953 600 695 1243 838 646 960 680 685 1169 499 425 631 889 875 1544 732 805 547 782

81,5 50,3 105,0 59,0 339,3 76,9 327,3 46,5 107,3 53,9 56,0 50,2 78,8 52,4 39,7 43,0 53,4 78,7 55,6 41,7 47,9 104,2 79,7 98,3 45,9 56,3 42,0 38,7

9,3 4,5 12,1 5,4 37,3 6,4 34,6 5,4 12,3 6,1 6,0 5,3 9,1 5,9 5,1 5,2 5,9 6,9 5,0 3,3 5,7 11,8 8,9 13,6 5,3 6,2 3,8 4,4

59,2 2,0 45,2 1,6 59,4 2,3 57,7 2,2 162,9 11,0 67,8 3,9 162,5 12,0 42,9 1,4 64,3 3,6 43,7 1,4 44,4 1,7 36,4 1,9 56,9 3,3 42,7 1,5 35,7 1,2 42,5 1,8 42,1 2,8 64,6 5,1 52,2 2,5 40,6 1,3 39,7 1,5 67,5 3,1 63,4 2,6 76,1 3,9 50,5 1,4 52,3 2,8 45,5 1,2 36,1 1,1

Mn‐t Na‐t

P‐t

S‐t

Si‐t

Zn‐t

5,7 12,2 15,2 4,2 21,8 15,5 17,7 82,1 14,0 5,4 35,6 14,5 29,7 284,4 25,4 8,5 41,2 15,2 31,0 236,6 17,1 5,1 14,3 11,2 11,1 46,4 13,0 4,6 20,0 13,7 5,1 27,2 10,0 7,5 37,0 13,5 16,1 58,8 10,5 5,1 18,5 11,6 4,1 9,1 9,7 5,3 10,4 8,6 6,4 14,4 9,8 6,8 73,5 9,4 4,8 20,8 10,1 2,3 9,2 7,4 5,5 24,2 11,2 8,5 49,3 11,4 7,3 34,2 10,4 11,0 93,8 11,5 4,4 12,3 7,1 6,8 17,3 9,2 3,0 11,0 6,9 3,7 10,5 7,3

0,7 0,3 1,4 0,5 3,1 0,5 3,2 0,3 1,0 0,4 0,4 0,5 0,9 0,4 0,3 0,3 0,4 0,5 0,4 0,2 0,5 0,9 0,7 1,0 0,2 0,4 0,2 0,2

mmol/kg DW

Fe/S mol/mol

2,8 3,0 5,8 3,2 25,1 3,1 20,8 4,3 12,4 3,5 4,0 24,6 9,5 3,8 9,6 3,1 4,1 10,3 2,6 1,2 3,4 8,9 4,9 11,6 3,1 4,2 1,3 7,3

6,7 2,3 1,3 1,7 1,2 1,9 1,4 3,3 2,3 2,7 2,1 1,4 1,3 2,8 4,3 4,2 3,7 1,1 2,7 4,5 2,0 2,1 2,3 1,0 3,7 3,3 3,8 3,7

* zand incl 1 of 2 cm laagje slib

In figuur 6 is te zien dat een aantal bodemparameters sterk met elkaar gecorreleerd zijn. De correlatie tussen totaal-Al (aluminium) en totaal-K (kalium) wordt veroorzaakt doordat in verweerbare lutumdeeltjes aluminium en kalium in een vast verhouding voorkomen. Ook het ijzeren het zinkgehalte (totaal-Fe en totaal-Zn) van de bodem is gecorreleerd met het aluminiumgehalte. We zien dat slibbodems over het algemeen hogere gehalten hebben aan deze elementen dan de zandbodems (figuur 6, tabel 2). Dit hangt samen met de samenstelling van de bodems. Wanneer deze rijker is aan fijne deeltjes bevat deze ook meer lutum, ijzer(hydr)oxide, organisch stof en fosfor (totaal-P). Het fosfor in de bodem is waarschijnlijk voor een groot deel aan ijzer- of aluminium(hydr)oxides gebonden en deels in de vorm van organisch materiaal aanwezig. Ook het zwavelgehalte (totaal-S) van het sediment is gecorreleerd met het ijzergehalte en het organisch stofgehalte. Dit kan ook betekenen dat een deel van het ijzer in de bodem gebonden is aan sulfide.

Totaal‐P (mmol/kg)

Slib Zand Zand met beetje slib Veen

loc 4 en loc 6

20 15 10

Totaal‐P (mmol/kg)

25 20 15 10 5

0 0

100

200

300

400

Organisch stof (%)

300

3,5

250

3,0

Totaal‐Zn (mmol/kg)

Totaal‐S (mmol/kg)

Totaal‐Fe (mmol/kg)

200 150 100 50

2,5 2,0 1,5 1,0 0,5

0,0 0

100

200

300

400

100

Totaal‐Fe (mmol/kg)

150

200

250

300

Totaal‐S (mmol/kg)

40 400 35

Totaal‐Fe (mmol/kg)

Totaal‐K (mmol/kg)

350 30 25 20 15 10

300 250 200 150 100

5 50 0 0

100

200

300

400

Totaal‐Al (mmol/kg)

0 0

100

200

300

400

Totaal‐Al (mmol/kg)

Figuur 6: Correlaties tussen chemische parameters in de bodem (sliblaag en vaste bodem) van de bemonsterde locaties. Het gaat om totaalgehaltes per kg droge bodem.

De als slib gecategoriseerde monsters hebben hogere organische stof-, lutum- ijzer- en fosforgehalten dan de zandbodems. Met name op locatie 4 en 6 worden hoge gehaltes gemeten. Het slib heeft op deze locaties ook de laagste ‘bulk density’ (kg droge stof per liter bodem). Waarschijnlijk gaat het hier om slib dat in de oever is aangebracht en hieruit is weggelekt de plas in (Geurts et al., 2013). Ook de verzamelde zandlagen zijn in verschillende mate verrijkt met deze elementen. Waarschijnlijk door een verschillende mate van vermenging van fijn slib met het zand.

2.2.2 Poriewater De gemeten concentraties in het poriewater zijn weergegeven in tabel 3. De pH van het poriewater varieert weinig en is gemiddeld 7,3. De concentratie ijzer is over het algemeen vrij laag (gemiddeld 18 µmol/l) en varieert sterk (1 – 167 µmol/l). Het poriewater bevat niet heel veel fosfor (maximaal 47 µmol/l), maar mede door de lage ijzerbeschikbaarheid komt de Fe/P ratio vaak lager uit dan 1, en dat is ongunstig. Daarnaast is de ammoniumconcentratie van het poriewater op een aantal plekken, met name in de zandlaag, hoog. Op locatie 6, 20 en met name locatie 16 (met een NH4concentratie van 1368 µmol/l) is het ammoniumgehalte erg hoog in de zandlaag.

Tabel 3: De gemeten parameters in het poriewater, alle concentraties behalve pH en EGV, worden gegeven in µmol/l Loc. Bodem Diepte pH cm

1 2 2 3 4 5 6 6 7 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 16 17 18 19 20 20 21 22 23

EGV

CO2

HCO3

Zand 0‐10 7,13 1508 1808 10170 0,1 Zand 0‐10 7,14 1262 1491 8543 0,0 Veen 15‐20 7,11 1110 1302 6896 0,2 Zand 0‐10 7,35 968 495 4544 0,1 Slib 0‐10 7,21 843 485 3296 0,2 Zand 0‐10 7,31 1019 665 5644 0,1 Slib 0‐6 7,31 853 365 3075 0,1 Zand 6‐10 6,95 1187 2129 7894 0,0 Slib 0‐4 7,55 874 199 2892 0,2 Zand 4‐10 7,11 1094 1129 6048 0,1 Zand* 0‐10 7,33 958 567 5029 0,0 Zand 0‐10 7,25 1132 891 6515 0,0 Slib 0‐10 7,29 997 498 4061 0,6 Zand 0‐10 7,24 1036 841 6119 0,2 Zand* 0‐10 7,33 979 576 5125 0,2 Zand* 0‐10 7,60 882 159 2622 0,2 Zand* 0‐10 7,62 879 174 2999 0,2 Zand 0‐10 7,55 936 226 3293 0,3 Slib 0‐6 7,57 938 219 3370 0,5 Zand 6‐10 6,78 1541 3986 9853 0,2 Zand* 0‐10 7,08 1193 1621 8068 0,1 Slib 0‐10 7,42 913 256 2778 0,6 Slib 0‐10 7,54 905 212 3075 0,6 Slib 0‐10 7,50 975 321 4240 0,8 Zand 10‐20 6,98 1298 2196 8744 0,5 Zand* 0‐10 7,45 990 353 4159 0,7 Zand 0‐10 7,91 959 97 3272 0,6 Zand 0‐10 7,63 883 148 2618 0,5

Zn NO3 NH4

µmol/l

µS/cm

4224 2974 2593 2064 1515 2243 1586 2479 1679 2317 1878 2428 2146 2108 1973 1727 1698 1949 1906 3986 2561 1903 1862 1956 3028 1997 1778 1675

4124 83,9 3931 32,4 3838 26,8 3671 5,3 3604 45,8 3708 7,3 3603 62,2 3709 56,0 3640 5,8 3806 28,4 3777 13,7 3883 7,9 4023 11,1 3810 26,5 3926 29,3 3933 10,7 3904 0,3 3933 0,8 3943 1,8 4260 166,9 3768 38,5 4040 13,9 4198 31,8 4093 1,0 3871 46,5 3927 24,7 4128 2,8 3945 3,0

424 1080 56,0 568 864 19,8 403 714 18,9 197 589 31,1 182 481 14,5 196 607 97,4 187 502 17,1 272 769 35,7 194 517 25,3 271 666 21,3 196 538 18,0 233 657 22,2 233 659 37,1 202 668 23,4 215 606 21,4 201 579 22,0 201 566 27,4 223 605 33,3 206 594 59,0 305 1089 98,5 292 873 20,1 205 600 21,5 220 633 29,3 213 728 25,3 282 961 37,5 277 551 20,9 232 725 7,0 214 567 53,5

Fe/P mol/mol

3191 3119 2993 2749 2677 2786 2724 2944 2706 2889 2733 2912 3104 2902 2888 3061 3027 3034 3025 3333 2849 3057 3167 3077 3196 3025 3246 3045

4,7 18,6 35,1 5,2 17,4 8,1 18,8 46,7 1,6 32,2 30,2 17,5 10,7 24,1 15,7 5,4 2,5 2,9 3,1 2,4 21,5 2,3 15,4 26,8 31,6 5,5 2,5 2,3

179 174 157 604 588 350 678 199 805 301 231 309 500 268 261 758 753 630 629 184 222 881 655 332 44 521 750 753

377 425 472 241 269 282 304 651 209 476 424 450 345 449 409 222 222 253 245 546 582 249 311 415 761 301 165 223

0,2 0,1 0,2 0,2 0,2 0,2 0,4 0,3 0,4 0,5 0,2 0,4 0,2 0,2 0,2 0,2 0,3 0,3 0,2 0,6 0,1 0,2 0,1 0,1 0,1 0,6 0,3 2,0

0,7 299 0,6 475 0,7 48 0,5 93 0,5 187 0,5 161 0,5 81 0,5 965 0,5 24 0,5 509 0,5 424 0,4 637 2,5 246 0,4 420 0,4 236 4,2 38 4,1 36 1,9 71 4,6 125 3,2 1368 0,4 751 2,3 53 2,3 87 2,2 210 6,7 978 2,9 593 3,1 214 7,9 39

18,0 1,7 0,8 1,0 2,6 0,9 3,3 1,2 3,7 0,9 0,5 0,5 1,0 1,1 1,9 2,0 0,1 0,3 0,6 69,0 1,8 6,0 2,1 0,0 1,5 4,5 1,1 1,3

* zand incl 1 of 2 cm laagje slib

In figuur 7 worden correlaties weergegeven voor enkele parameters uit het poriewater. In anaërobe onderwaterbodems wordt, door gebrek aan zuurstof, driewaardig ijzer (Fe(III)) en sulfaat gebruikt als alternatieve electronenacceptor voor de afbraak van organisch materiaal. Bij afbraak van organisch materiaal komt anorganische koolstof (TIC = ‘Total Inorganic Carbon’) en ammonium vrij in het poriewater. Omdat bij de afbraak van organisch materiaal anorganisch koolstof en ammonium in een min of meer vaste verhouding vrijkomen, zijn de TIC en ammoniumconcentratie van het poriewater met elkaar gecorreleerd.

1000

180

Slib Zand Zand met beetje slib Veen

IJzer (pw) (µmol/l)

140

900 800

Sulfaat (pw) (µmol/l)

160

120 100 80 60 40

700 600 500 400 300 200 100

0 0

5000

10000

15000

5000

Fosfor (pw) (µmol/l)

TIC (µmol/l)

35 30 25 20 15 10

Loc 1 en 16

15000

35 30 25 20 15 10 5

0 0

5000

10000

15000

200

400

600

800

1000

Sulfaat (µmol/l)

TIC (µmol/l) 1600

50 6 cm

1400

45 40

1200 6 cm

1000

P (pw) (µmol/l)

Ammonium (pw) (µmol/l)

10000

TIC (µmol/l)

10 cm

800 600 4 cm

35 30 25 20 15

400

200

0 0

5000

10000

TIC (µmol/l)

15000

500

1000

1500

Ammonium (µmol/l)

Figuur 7: Relaties tussen een aantal concentraties van TIC, ammonium, ijzer, sulfaat en fosfor in het poriewater van de onderwaterbodems

Verder is ook te zien dat in de waterbodems zowel driewaardig ijzer als sulfaat worden gebruikt als alternatieve electonenacceptor voor de afbraak van reactief organisch materiaal. Voor bodems waarin maar weinig afbraak plaatsvindt (lage TIC en ammoniumconcentratie) is de ijzerconcentratie laag en de sulfaatconcentratie hoog. Er wordt immers weinig sulfaat gebruikt voor de afbraak en ook relatief weinig goed oplosbaar tweewaardig ijzer gevormd. Voor bodems met veel afbraak van reactief organisch materiaal (hoge TIC en ammoniumconcentratie) is de sulfaatconcentratie meestal laag omdat sulfaat wordt gebruikt als alternatieve electronenacceptor. De ijzerconcentratie kan hoog zijn (omdat er tweewaardig ijzer wordt gevormd) maar kan ook laag zijn omdat tweewaardig ijzer kan binden aan het bij de sulfaatreductie gevormde sulfide waarna het neerslaat als het slecht oplosbaar FeS. We kunnen in ieder geval concluderen dat in de bodems zowel driewaardig ijzer als sulfaat worden gebruikt als alternatieve electronenacceptor. Opvallend is dat de TIC en ammoniumconcentraties het laagste zijn voor de slibbodems. Het lijkt erop dat er in deze bodems het minste reactief organische materiaal wordt afgebroken. Dit is contra-intuïtief.

De zandbodems waarin de hoogste TIC- en ammoniumconcentraties werden gemeten waren zandbodems van de locaties 6, 16 en 20 waarop een laagje van 6 tot 10 cm slib lag (figuur 8). De hogere anaerobe afbraak in de zandbodem kan samenhangen met de structuur van de bodems. Het is ook mogelijk dat de uit afbraak vrijkomende ammonium en TIC ontwijkt naar de waterlaag door opwerveling van het sediment als gevolg van windwerking en vissen. Bij de afbraak van organisch materiaal en de reductie van driewaardig ijzer (ijzer(hydr)oxides waaraan P is gebonden) komt ook fosfor vrij in het poriewater. De P concentratie is hierdoor ook gecorreleerd met de TIC concentratie. De correlatie is niet erg sterk omdat de mate waarin P beschikbaar komt in het poriewater ook wordt beïnvloed door de mate waarin P dat vrijkomt weer kan worden geadsorbeerd in de bodem, bijvoorbeeld aan nog niet gereduceerde ijzerverbindingen. Hoewel er in de slibbodems maar weinig TIC en ammonium accumuleert worden hier soms wel hoge P concentraties gemeten. Dit suggereert dat P dat vrijkomt bij reductieprocessen gemakkelijker accumuleert in het poriewater van de slibbodems (minder goede P binding). De concentratie P in het poriewater varieert tussen 1 µmol/l en 47 µmol/l.

Deze concentraties zijn veel lager dan de waarden die in april 2007 werden gemeten in de onderwaterbodems (figuur 8), dus ruim voordat er maatregelen werden genomen (Smolders en Lucassen 2007). We zien dat de fosforconcentraties in het poriewater in het voorjaar van 2020 dus veel lager zijn bij min of meer vergelijkbare TIC- en ammoniumconcentraties. In de zandbodems komt dus minder P vrij en/of wordt P beter gebonden dan in de oorspronkelijk veen en kleibodems die hiermee zijn afgedekt. In de oorspronkelijke bodems werd er nauwelijks ijzer in het poriewater gemeten omdat alle tweewaardige ijzer werd gebonden aan sulfide.

2500

250

Slib Zand

200

Zand met beetje slib

P (pw) (µmol/l)

NH4 (pw) (µmol/l)

2000

Veen 2007

1500

1000

150

100

500

0 0

5000

10000

15000

5000

10000

15000

TIC (µmol/l)

1000

180

900

160

800

140

IJzer (pw) (µmol/l)

Sulfaat (pw) (µmol/l)

TIC (µmol/l)

700 600 500 400 300

120 100 80 60 40

200

100

0 0

5000

TIC (µmol/l)

10000

15000

5000

10000

15000

TIC (µmol/l)

Figuur 8: Relaties tussen een aantal poriewater en bodemchemische parameters voor de onderwaterbodems. Tevens worden ook de in april 2007 gemeten concentraties in de nu afgedekte veenlaag (van 1 locatie) weergegeven.

In figuur 9 zijn fosfor en ammonium in het poriewater weergegeven per locatie. Voor zowel fosfor als ammonium geldt dat er verdeeld over de hele plas bepaalde plekken zijn die hogere P of NH4 gehaltes hebben. Het is niet zo dat er een h ele duidelijke ruimtelijke verdeling is tussen bepaalde zones in de plas.

Figuur 9: De concentratie fosfor en ammonium in het poriewater weergegeven per locatie. Op locatie 6, 7 en 16 zijn er twee bodemlagen geanalyseerd tot 10 cm diepte. Op locatie 2 en 20 zijn diepere bodemlagen verzameld. Locatie 2: een veenlaag van 15-20 cm diepte. Locatie 20: een zandlaag van 10-20 centimeter diepte. Het bovenste blokje is steeds de sliblaag en het onderste blokje de zandlaag.

De nalevering van fosfaat wordt niet alleen bepaald door de concentratie fosfor in het poriewater maar ook door de ratio tussen ijzer en fosfor in het poriewater. Dit komt omdat in het oxidatieve toplaagje tussen water en sediment het opgeloste gereduceerde ijzer weer wordt geoxideerd waardoor fosfaat wordt gebonden aan de ijzer(hydr)oxides en/of ijzer en fosfaat gezamenlijk neerslaan als FePO4 in de toplaag. Als gevolg hiervan wordt de nalevering van P naar de waterlaag beperkt zolang de Fe/P ratio in het bodemvocht voldoende hoog is (>>1) en zolang de waterlaag aeroob (zuurstofhoudend) is. Smolders e.a . (2001) vonden een toename van de nalevering van P naar de waterlaag bij een Fe/P ratio lager dan 5 (de groene lijn in figuur 10). De nalevering van P naar de waterlaag blijkt echter zeer sterk toe te nemen wanneer de Fe/P ratio in het bodemvocht lager wordt dan 1 (Smolders e.a., 2001; Geurts e.a. 2010).

Figuur 10: Fosforconcentratie van het poriewater uitgezet tegen de IJzer/fosfor ratio van het poriewater voor een groot aantal onderwaterbodems uit Nederland. De locaties voor de slibbodems en de vaste onderwaterbodems van dit onderzoek en de bemonsterde bodems in 2007, worden apart weergeven.

De in 2020 bemonsterde waterbodems van de Kralingse plas liggen over het algemeen laag in de grafiek; de fosforconcentratie is gemiddeld gezien dus niet erg hoog. Er liggen echter ook maar weinig bodems aan de rechterkant van de groene lijn. Daarnaast is er ook geen duidelijke verdeling tussen de zandbodems en de slibbodems. De bodems links van de rode lijn leveren zeer waarschijnlijk fosfaat na aan de waterlaag, zowel slib als zand als de venige waterbodem bevinden zich aan deze ongunstige zijde van de grafiek. Overigens zien we dat de oude situatie (data uit 2007) vele malen ongunstiger was en dat de nalevering uit de bodems door diffusie toen veel hoger moet zijn geweest dan nu. Hierbij moet opgemerkt worden dat de nalevering als gevolg van alkaliene desorptie niet is meegenomen in deze beschouwing. Verder is het zo dat de onderwaterbodems in het voorjaar van 2020 genomen zijn en dat de fosforconcentraties in het poriewater hoger kunnen/zullen zijn in de z omermaanden.

2.2.3 Psenner analyses De resultaten van de Psenner analyes worden gegeven in tabel 4 en figuur 11. De resultaten laten zien dat het grootse deel van het P in de bodem in een niet mobiliseerbare vorm aanwezig is (gemiddeld 73%). Alleen voor de slibbodems van de locaties 4 en 6 is iets meer dan de helft van de totaal-P voorraad mobiliseerbaar (niet recalcitrant). Over het algemeen zien we dus dat de slibbodems niet alleen een hoger gehalte aan P, maar ook een hoger percentage potentieel mobiliseerbaar P hebben dan de zandbodems. Bij de addities van Phoslock wordt er gekozen voor een dosering waarmee (een deel van) het potentieel beschikbare P in de bodem irreversibel kan worden gebonden aan lanthaan. Hierbij wordt lanthaanfosfaat (rhabdopfaan) gevormd. Hiervoor is het van belang te weten hoeveel potentieel mobiliseerbaar P er per oppervlakteeenheid aanwezig is. In figuur 12 worden de berekende potentieel mobiliseerbare hoeveelheden P voor een bodemlaag van 10 cm gegeven. Hierbij is rekening gehouden met de massa volumes van de bodem (kg droge stof per liter bodemvolume). We zien dat de verschillen tussen de bodems behoorlijk kunnen zijn. Over het algemeen moet er voor slibbodems ongeveer driemaal zoveel P geimmobilseerd worden als voor de zandbodems (figuur 12). Hiermee kan bij de dosering van phoslock in verschillende delen van de plas rekening worden gehouden.

De resultaten van de Psenner analyses kunnen worden gebruikt om vast te stellen hoeveel Phoslock zal worden toegediend. Hierbij moet gekozen worden voor hoeveel P er geimmobiliseerd wordt. Bijvoorbeeld: alle mobiliseerbare P in de bovenste 10 cm of alle mobiliseerbare P in de bovenste 5 cm. Daarnaast kan er voor worden gekozen om eenmalig te doseren of een bepaalde dosering te herhalen in de tijd. Omdat in de Kralingse plas de pH hoog kan oplopen in de zomermaanden, is het verstandig om ook het P te immobiliseren dat door alkalinisatie (sterke stijging van de pH van het oppervlaktewater) kan vrijkomen. In principe moet er voor elke gram te immobiliseren fosfor, 100 gram phoslock worden toegevoegd. Hierbij wordt er vanuit gegaan dat phoslock 4,5 % actief lanthaan bevat.

Tabel 4: Resultaten van de Psenner analyses. Labiel-P staat voor de vrij beschikbare in water oplosbare fractie. BIC-Dith SRP staat voor het als gevolg van reductieprocessen mobiliseerbare P dat gebonden is aan ijzer en mangaan in de bodem. BIC-Dith NRP bestaat uit organisch P dat gemobiliseerd kan worden onder gereduceerde condities. NAOH NRP staat voor de fractie organisch P gebonden in detritus, humuszuren en micro organismen. NaOH SRP staat voor de aan ijzer- en aluminium (hydr)oxiden gebonden P fractie die kan worden vrijgemaakt bij een sterke stijging van de pH. Recalcitrant P staat voor de inerte P fractie die niet gemobiliseerd kan worden. % Mob P staat voor het percentage niet recalcitrant P. Ook wordt de te immobiliseren hoeveelheid P in bovenste 10 cm van de slib of waterbodem gegeven (in mmol per vierkante meter en in gram per vierkante meter). BeschP staat voor de hoeveelheid fosfor die bij een normale pH kan worden gemobiliseerd in anaerobe bodems (de som van de Labiel-P en de BicDith NRP, BiCDith SRP en de NaOH NRP fracties). Al/Fe-P staat voor de hoeveelheid P die gemobiliseerd kan worden door een plotselinge verhoging van de pH (Alkalien mobiliseerbaar P, de NaOH SRP fractie). 2

mmol/kg mmol/kg mmol/kg mmol/kg mmol/kg mmol/kg Loc. Bodem Diepte

Bidest

Bic‐Dith

NaOH

Zuur

Labiel‐P

SRP

NRP

SRP

NRP

Recal‐P

1 Zand 0‐10 0,03 2 Zand 0‐10 0,05 2 Veen 15‐20 0,15 3 Zand 0‐10 0,04 4 Slib 0‐10 0,10 5 Zand 0‐10 0,05 6 Slib 0‐6 0,09 7 Slib 0‐4 0,06 7 Zand 4‐10 0,05 8 Zand* 0‐10 0,04 9 Zand 0‐10 0,05 10 Slib 0‐10 0,06 10 Zand 0,03 11 Zand 0‐10 0,03 12 Zand* 0‐10 0,03 13 Zand* 0‐10 0,04 14 Zand* 0‐10 0,03 15 Zand 0‐10 0,04 16 Slib 0‐6 0,02 16 Zand 6‐10 0,00 17 Zand* 0‐10 0,03 18 Slib 0‐10 0,00 19 Slib 0‐10 0,03 20 Slib 0‐10 0,00 21 Zand* 0‐10 0,03 22 Zand 0‐10 0,00 23 Zand 0‐10 0,00 * zand incl 1 of 2 cm laagje slib

0,2 0,4 1,2 1,1 2,2 0,1 2,5 1,6 0,2 0,2 0,3 1,6 0,2 0,1 0,1 0,5 1,4 0,5 0,5 0,3 0,1 0,8 1,5 0,4 1,4 0,2 0,2

0,3 0,5 1,0 0,3 1,5 0,7 1,8 1,3 0,4 0,4 0,5 0,5 0,4 0,3 0,3 0,4 0,5 0,5 0,4 0,4 0,4 0,4 0,7 0,5 0,5 0,3 0,3

0,2 0,7 2,3 0,9 4,9 0,1 4,5 0,5 0,2 0,2 0,2 0,9 0,1 0,1 0,1 0,1 0,3 0,5 0,2 0,1 0,1 0,5 0,6 0,5 0,4 0,1 0,1

0,1 0,2 1,7 0,4 4,6 0,2 3,7 1,4 0,2 0,3 0,3 0,9 0,1 0,0 0,0 0,2 0,5 0,4 0,3 0,1 0,1 0,5 0,8 0,6 0,5 0,0 0,1

4,3 5,2 14,3 5,6 12,2 3,0 12,3 6,1 4,5 4,0 4,5 12,2 4,0 3,6 4,0 4,5 6,0 4,8 5,4 2,3 3,5 5,1 7,0 7,0 4,9 2,9 3,9

%Mob. P

17,7 27,0 30,8 33,3 52,3 28,6 50,6 44,5 18,4 22,3 22,6 24,5 17,6 13,5 12,0 22,3 31,4 29,0 20,8 28,4 16,0 31,2 34,1 22,2 37,3 17,0 14,0

mmol/m mmol/m mmol/m te immobiliseren 10 cm bodem

g/m g/m g/m te immobiliseren 10 cm bodem

BeschP

Al/Fe‐P

Som

BeschP

Al/Fe‐P

Som

100,9 158,3 255,3 207,1 284,9 147,3 313,5 448,0 72,2 109,1 157,8 492,5 72,3 71,6 70,8 162,6 264,7 144,4 183,8 108,2 80,6 239,5 248,3 131,2 268,2 69,7 74,6

34,2 93,5 143,6 101,5 165,9 16,3 172,2 52,7 12,9 17,0 22,0 137,3 11,9 13,7 8,9 20,2 36,4 50,6 36,4 20,4 11,6 66,4 50,6 44,7 42,9 15,8 6,5

135,2 251,9 398,9 308,6 450,8 163,6 485,7 500,7 85,1 126,1 179,8 629,9 84,2 85,3 79,7 182,8 301,2 195,0 220,3 128,5 92,2 305,8 298,9 175,9 311,1 85,4 81,2

3,1 4,9 7,9 6,4 8,8 4,5 9,7 13,8 2,2 3,4 4,9 15,2 2,2 2,2 2,2 5,0 8,2 4,5 5,7 3,3 2,5 7,4 7,7 4,1 8,3 2,2 2,3

1,1 2,9 4,4 3,1 5,1 0,5 5,3 1,6 0,4 0,5 0,7 4,2 0,4 0,4 0,3 0,6 1,1 1,6 1,1 0,6 0,4 2,0 1,6 1,4 1,3 0,5 0,2

4,2 7,8 12,3 9,5 13,9 5,1 15,0 15,5 2,6 3,9 5,6 19,4 2,6 2,6 2,5 5,6 9,3 6,0 6,8 4,0 2,8 9,4 9,2 5,4 9,6 2,6 2,5

Labiel‐P Bic‐Dith SRP

Bic‐Dith NRP

P (mmol/kg DW)

NaOH NRP NaOH SRP

Recalcitrant‐P 15

Zand

Slib

Zand*

Slib

Zand*

Slib

Zand

9 10 10 11 12 13 14 15 16 16 17 18 19 20 21 22 23

Zand*

Zand

Zand*

Slib

Zand

Zand*

Slib

Zand

Slib

Zand

Veen

Zand

700

Alkalien mobiliseerbaar P 600

P in top 10 cm (mmol/m2)

Potentieel mobiliseerbaar P 500

400

300

200

100

9 10 10 11 12 13 14 15 16 16 17 18 19 20 21 22 23

Zand

Zand*

Slib

Zand

Zand*

Zand

Slib

Zand

Slib

Zand*

Zand

Zand*

Slib

Zand

Zand*

Veen

Zand

Slib

Zand

Figuur 11: A. Verschillende fosforfracties zoals gemeten in de Psenneranalyses. BIC-Dith SRP staat voor het als gevolg van reductieprocessen mobiliseerbare P dat gebonden is aan ijzer en mangaan in de bodem. Labiel-P staat voor de vrij beschikbare in water oplosbare fractie, BIC-Dith SRP staat voor het als gevolg van reductieprocessen mobiliseerbare P dat gebonden is aan ijzer en mangaan in de bodem en BIC-Dith NRP bestaat uit organisch P dat gemobiliseerd kan worden onder gereduceerde condities. NAOH NRP staat voor de fractie organisch P gebonden in detritus, humuszuren en micro organismen. NaOH SRP staat voor de aan ijzeren aluminium (hydr)oxiden gebonden P fractie die kan worden vrijgemaakt bij een sterke stijging van de pH. Recalcitrant P staat voor de inerte P fractie die niet gemobiliseerd kan worden. B. De totale hoeveelheid te immobiliseren P. Hierbij is onderscheid gemaakt in potentieel mobiliseerbaar P onder normale condities (de som van de BicDith NRP, BiCDith SRP en de NaOH NRP fracties en het fosfor dat gemobiliseerd kan worden door een plotselinge verhoging van de pH (Alkalien mobiliseerbaar P, de NaOH SRP fractie). De hoeveelheden worden uitgedrukt in mmol per m2 voor de bovenste 10 cm van de bodem.

Te immobiliseren P per 10 cm bodem (g/m )

20 18 16 14 12 10 8 6 4 2 0 Slib

Zand

Zand met beetje slib

Figuur 12: Boxplot van de totaal te immobiliseren hoeveelheid fosfor (potentieel mobiliseerbaar P plus alkalien mobiliseerbaar P) per vierkante meter voor een laag met een dikte van 10 cm, in de verschillende bodemtypes uit dit onderzoek.

Figuur 13: De hoeveelheid te immobiliseren fosfor, weergegeven op kaart. Hierbij wordt uitgegaan van alle mobiliseerbaar P in de bovenste 10 cm van de bodem, inclusief het P dat als gevolg van sterke pH stijgingen kan worden gemobiliseerd

3 MODULE 2: P-NALEVERING EN ALKALIENE DESORPTIE IN EEN LABEXPERIMENT 3.1

Materiaal en methode

3.1.1 Veldwerkzaamheden In figuur 14 worden de 8 locaties weergegeven waar in juni 2020 intacte kolommen van de onderwaterbodem van de Kralingse plas werden verzameld. De locatienummering komt overeen met die van figuur 4. Met behulp van een ‘Uwitec corer’ werden per locatie vier intacte kolommen gestoken die qua profiel en slibdikte vergelijkbaar waren. De kolommen werden gekoeld in het donker bewaard en binnen enkele dagen gereed gemaakt voor de start van het experiment. Daarnaast werd er al in mei 2020 oppervlaktewater van de plas verzameld in grote tonnen. Dit water werd koel en donker bewaard tot de start van het experiment.

Figuur 14: locaties waar steeds vier vergelijkbare intacte kolommen werden verzameld van de waterbodem.

3.1.2 Opzet experiment In het laboratorium werd het oppervlaktewater (na bezinking van deeltjes) voor de helft met stikstofgas doorborreld (zuurstofloos, anaeroob). De andere helft werd blootgesteld aan de lucht (zuurstofhoudend, aeroob). Het ‘oude’ opstaande water werd uit de kolommen geheveld en er werd 20 cm nieuw water op gezet; ofwel zuu rstofhoudend (aerobe behandeling ) ofwel zuurstofloos (anaerobe behandeling). Dit water bevatte steeds minder dan 1 µmol/l aan fosfor en had een pH van 8,0. Vervolgens werd een verlengde rhi zon (5 cm) aangebracht in de toplaag van de bodem om porievocht te kunnen verzamelen en een verlengde rhizon halverwege de waterlaag voor het verzamelen van oppervlaktewater. Aan de helft van de kolommen werd vervolgens Phoslock toegediend (1,99 gram per kolom, komt overeen met een dosering van 707 g/m2). Dit vond plaats met zo min mogelijk verstoring en bijmenging van zuurstof. Aan de zuurstofloze kolommen werd direct een 2 cm dikke paraffine laag opgebracht om te voorkomen dat er zuurstof kan indringen. De kolommen werden in een donkere klimaatcel geplaatst bij een constante temperatuur van 18 °C. Er werden op 4 momenten watermonsters verzameld uit de kommen (figuur 15): na 1 week, na 2 weken, na 4 weken en na 8 weken. Op T= 1 en T=8 werden tevens poriewatermonsters verzameld van de toplaag van waterbodems.

De netto naleveringssnelheden van fosfor naar de waterlaag werden bepaald door regressie van de lineaire concentratiestijgingen in de waterlaag, waarvan steeds sprake was. De naleveringssnelheid is in principe de richtingscoëfficiënt van deze regressielijn. Negatieve naleveringen, deze waren steeds heel laag, werden gelijk gesteld aan nul.

Figuur 15: Met behulp van vacuümflesjes worden samples verzameld uit de kolommen.

Vervolgens werd van de aerobe kolommen voorzichtig de waterlaag verwijderd en werd een nieuwe waterlaag op de kolommen gezet. Het opgebrachte water werd verzameld uit de Kralingse Plas in juni 2020. Tijdens het hierboven beschreven naleveringsexperiment onder aero be dan wel anaerobe omstandigheden was de pH waarde van het water in de kolom steeds pH 8. Voor de aerobe kolommen was de pH na het vervangen van de waterlaag pH 8,5. Vervolgens werd na 10 dagen de 29

pH van de waterlaag verhoogd door voorzichtig natronloog (1 M) te mengen door het oppervlaktewater. De pH werd vervolgens elke twee weken stapsgewijs verhoogd met een halve pH eenheid tot pH 10. Op negen tijdstippen werd het oppervlaktewater bemonsterd (figuur 16). Dagelijks werd de pH van de kolommen gecontroleerd en indien nodig bijgesteld door het toedienen van natronloog. De pH waarden daalden gedurende het experiment met maximaal 0,2 pH eenheden gedurende een dag. De netto naleveringssnelheden van fosfor naar de waterlaag werden weer bepaald door regressie van de lineaire concentratiestijgingen in de waterlaag. De naleveringssnelheid is de richtingscoëfficiënt van deze regressielijn. Op dag 50 (21 oktober) werd voor elke kolom ook nog een keer de fosforconcentratie in het poriewater bepaald. De opzet van de kolomproef wordt schematisch weergegeven in figuur 16.

datum 1‐sep 4‐sep 11‐sep 18‐sep 25‐sep 2‐okt 9‐okt 16‐okt 21‐okt

Figuur

16:

Schematische

weergave

van

opzet

van

alkaliene

Dag 0 3 10 17 24 31 38 45 50

desorptieproef

pH pH 8,5 pH 8,5 pH 8,5 pH 9,0 pH 9,0 pH 9,5 pH 9,5 pH 10.0 pH 10.0

(links)

bemonsteringsmomenten (rechts). Na dag 10, 24 en 38 werd de pH waarde van het oppervlaktewater met een halve eenheid verhoogd door het toedienen van natronloog (natriumhydroxide).

3.1.3 Analyses Oppervlaktewater en poriewater: 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). Het Elektrisch Geleidingsvermogen (EGV) werd bepaald met een HACH EGV-probe verbonden met een HQD-meter. De alkaliniteit (alleen van oppervlaktewatermonsters) werd 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 extinctie (450 nm) van de oppervlaktewatermonsters werd bepaald met een Biotek plaatreader. Het oppervlaktewater werd zowel ongefilterd als gefilterd (1,2 μm poriegrootte) verzameld voor verschillende element analyse. Een deel van het bodemvocht werd gefixeerd met een 4% HCl-oplossing. De monsters voor de auto-analyzer (voor bepaling van NH4+, NO3-, K+, Na+ en Cl-) werden bewaard bij een temperatuur van –20 ºC tot aan de analyse. De monsters voor de ICP-OES (voor bepaling van Al, Ca, Mg, P, Na, K, Fe, S Mn en Zn) werden aangezuurd voor analyse en bewaard bij 4 ºC. .

3.1.4 Elementenanalyse (ICP en 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.

3.2

Resultaten en discussie

3.2.1 Aerobe versus anaerobe nalevering met en zonder Phoslock De gemeten P-nalevering in de verschillende sedimentkolommen wordt gegeven in figuur 7. Hierbij worden links de waarden voor de onbehandelde controle kolommen gegeven met op de x-as de nummers van de locaties waar de kolommen verzameld zijn (figuur 17)). Rechts worden de waarden gegeven voor de met Phoslock behandelde kolommen. Hierbij wordt steeds onderscheid gemaakt tussen de kolommen met een zuurstofhoudende waterlaag (Aeroob) en de kolommen met een zuurstofloze waterlaag (Anaeroob). In de controle behandeling is de P-nalevering duidelijk hoger voor de anaerobe kolommen. In de anaerobe kolommen varieert de nalevering tussen 2,1 en 12,3 mg/m2/dag met een mediane waarde van 6,3 en een gemiddelde waarde van 6,5 mg/m2/dag. In de aerobe kolommen varieert deze tussen 0 en 0,98 mg/m2/dag met een mediane waarde van 0,71 en een gemiddelde waarde van 0,59 mg/m2/dag. In de Phoslock behandelingen werden geen of zeer lage naleveringen gemeten, overwegend lager dan 0,05 mg/m2/dag, met voor zowel de aerobe als de anaerobe kolommen een mediane nalevering van 0,00 mg/m2/dag. Alleen in één aerobe kolom (locatie 6) en één anaerobe kolom (locatie 4) werd een nalevering van respectievelijk 0,16 en 0,34 mg/m2/dag gemeten.

We zien dus heel duidelijk dat zonder toediening van Phoslock de nalevering van P naar de waterlaag bijna 9 maal hoger is wanneer de waterlaag boven de bodem anaeroob wordt en dat het toedienen van Phoslock zowel onder anaerobe als aerobe omstandigheden de nalevering van P naar de waterlaag zo goed als volledig stillegt.

12,26

7,39

8,91

9,74

5,11

0,00

0,34

0,00

0,02

0,00

0,04

0,00

0,16

0,00

0,98

0,56

0,17

0,85

0,00

0,93

2,75

2,09

3,78

0,22

P nalevering (mg/m2/dag)

4 6 8 10 12 16 19 22 4 6 8 10 12 16 19 22 4 6 8 10 12 16 19 22 4 6 8 10 12 16 19 22 Aeroob

Anaeroob Controle

Aeroob

Anaeroob Phoslock

Figuur 17: De nalevering van fosfor in de aeroob en anaeroob geïncubeerde kolommen met (Phoslock) en zonder (controle) Phoslock toediening. Alle waarden worden gegeven in mg per vierkante meter per dag. De getallen op de x-as verwijzen naar de locaties in de Kralingse plas waar de kolommen zijn verzameld. 32

We kunnen de nalevering van P naar de waterlaag koppelen met de P concentraties van het poriewater in de toplaag van de onderwaterbodems (figuur 18). We zien dat voor de anaerobe kolommen zonder Phoslock de P nalevering sterk gecorreleerd is met de P concentratie van het poriewater. Verder zien we dat in de controle behandelingen de P concentraties in het poriewater in de anaerobe kolommen (veel) hoger zijn dan in de aerobe kolommen.

Controle Aeroob Controle Anaeroob

Phoslock Aeroob

P nalevering (mg/m2/dag)

Phoslock Anaeroob 10

0 0

100

150

200

250

P in poriewater (µmol/l) 14 Controle Aeroob Controle Anaeroob

Phoslock Aeroob

P nalevering (mg/m2/dag)

Phoslock Anaeroob

0 0,01

0,1

100

Fe/ P poriewater (mol/mol) Figuur 18: Fosfornalevering in de aeroob en anaeroob geïncubeerde kolommen met (Phoslock) en zonder (controle) Phoslock toediening, uitgezet tegen de fosforconcentratie (boven) en de ijzer/fosfor ratio (onder) van het poriewater aan het einde van het experiment.

Zolang er voldoende zuurstof aanwezig is zal voor de afbraak van organisch materiaal vooral zuurstof worden gebruikt. Dit zuurstof wordt verbruikt als elektronenacceptor voor de afbraak, maar in de bodems neemt de zuurstofconcentratie snel af waardoor een groot deel van de afbraak dieper in de bodem (en in de anaerobe kolommen ook in de toplaag van de bodem) anaeroob plaatsvindt. Na zuurstof zijn respectievelijk nitraat (NO3-), vierwaardig mangaan (Mn(IV)), driewaardig ijzer (Fe(III)) en sulfaat (SO42-) de meest gunstige elektronenacceptoren. Als gevolg van de anaerobe afbraak nemen de ijzer- (Fe) en mangaan- (Mn) concentraties in het poriewater toe. Dit komt omdat slecht oplosbaar driewaardig ijzer en vierwaardig mangaan wordt gereduceerd tot beter oplosbaar Fe2+ en Mn2+. De toename van de fosforconcentraties in het poriewater van anaerobe onderwaterbodems wordt veroorzaakt doordat fosfor dat geadsorbeerd was aan de anaerobe ijzer(III)(hydr)oxides en mangaan(IV)(hydr)oxides vrijkomt wanneer deze worden gereduceerd. Wanneer de toplaag van de onderwaterbodem zuurstof bevat dan zal hier weinig ijzerreductie plaatsvinden en zal gereduceerd ijzer hier juist worden geoxideerd tot ijzer(III)(hydr)oxides waaraan P kan binden. Hierdoor is de P concentratie in het poriewater lager en is ook de nalevering naar de waterlaag lager (figuur 18).

Volgend deel →

De tekst is automatisch uit het bestand gehaald en kan afwijken van het origineel (kolommen, tabellen en koppen lopen door elkaar). Het officiële stuk bij de gemeente is leidend. Bron: https://api1.ibabs.eu/publicdownload.aspx?site=RotterdamRaad&id=8c66a862-f1c2-4767-84eb-35f3df46c695