21bb3318 Bijlage behorende bij 21bb3317 - onderzoeksrapport van B-ware over waterbodemonderzoek Kralingse plas
Tekst van het document
We zien dat er in twee aerobe kolommen (de twee meest rechts gelegen punten in figuur 18 boven) nog hogere P-concentraties worden gemeten in het poriewater. Omdat het poriewater hier ongeveer evenveel ijzer als P bevatte leveren deze kolommen toch relatief maar weinig fosfor na naar de waterlaag. Dit komt omdat in het oxidatieve toplaagje tussen water en sediment het opgeloste gereduceerde ijzer weer wordt geoxideerd. Hierbij worden ijzer(hydr)oxides gevormd waar fosfor aan bindt. Dit wordt de ijzerval genoemd. 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 (zuurstofhoudend) is. Voor de Phoslock behandelingen zien we dat, onafhankelijk van de zuurstoftoestand van de waterlaag, de P nalevering laag is en dat dit gepaard gaat met relatief lage P concentraties in het poriewater van de toplaag van de bodem (figuur 18). Het is duidelijk dat dit wordt veroorzaakt door de binding van fosfor aan lanthaan waarbij het onoplosbare LaPO4 wordt gevormd en P wordt geïmmobiliseerd. Wanneer het nog opgeloste P richting de waterlaag diffundeert, zal het in aanraking komen met het Phoslock dat op de bodem ligt en worden gebonden. De nalevering van P wordt hierdoor zo goed als gestopt. Bij de afbraak van organisch materiaal komt kooldioxide (CO2) vrij.
Onder anaerobe condities worden in plaats van zuurstof zogenaamde alternatieve elektronenacceptoren gebruikt voor de afbraak van organisch materiaal. Omdat bij de anaerobe reacties ook protonen worden geconsumeerd (Smolders e.a., 2006) wordt een deel van het CO2 dat vrijkomt omgezet in HCO3(bicarbonaat): CO2 + H2O ←→ H2CO3 ←→ HCO3- + H+ (doordat er protonen geconsumeerd worden verschuift het evenwicht naar rechts). Hierdoor neemt de oplosbaarheid van anorganisch koolstof (koolzuur plus bicarbonaat) toe. In de sedimenten van de Kralingse Plas worden Fe(III) en Mn(IV) (beiden slecht oplosbaar) en sulfaat gebruikt als alternatieve electronenacceptoren (figuur 19). Hierbij komt het goed oplosbare Fe2+ en Mn2+ vrij en wordt sulfaat omgezet in sulfide dat samen met Fe2+ neerslaat. We zien dan ook dat bij een toename van de TIC concentratie de Fe en Mn concentratie in het poriewater toenemen en de sulfaatconcentratie afneemt. Verder neemt ook de fosforconcentratie alsmede de concentratie aan anorganisch stikstof (vooral ammonium) toe. Omdat koolstof en stikstof in een bepaalde verhouding voorkomen in het organisch materiaal komen ze ook in een min of meer vaste verhouding vrij als gevolg van afbraak. 34
We zien dat Phoslock geen effect heeft op de anaerobe afbraakprocessen in de bodems. Alleen fosfor wordt duidelijk geïmmobiliseerd.
250
Controle Aeroob Controle Anaeroob
12000
Phoslock Aeroob
Fe in poriewater ( µmol/l)
Bicarbonaat in poriewater ( µmol/l)
14000
Phoslock Anaeroob
10000 8000 6000 4000
200
150
100
50
2000 0
0 0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
14000
0
2000
TIC in poriewater (µmol/l)
4000
6000
8000
10000
12000
14000
12000
14000
12000
14000
TIC in poriewater (µmol/l)
900
250
Mn in poriewater ( µmol/l)
S in poriewater ( µmol/l)
800 700 600 500 400 300 200
200
150
100
50
100 0
0 0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
14000
0
2000
TIC in poriewater (µmol/l)
6000
8000
10000
TIC in poriewater (µmol/l) 1400
Anorg . N in poriewater ( µmol/l)
250
P in poriewater ( µmol/l)
4000
200
150
100
50
1200 1000 800 600 400 200 0
0 0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
14000
0
TIC in poriewater (µmol/l)
2000
4000
6000
8000
10000
TIC in poriewater (µmol/l)
Figuur 19: Correlaties tussen verschillende poriewaterparameters aan het einde van de naleveringsproef. Het gaat om concentraties uitgedrukt in µmol per liter poriewater. TIC staat voor de totaal anorganische koolstofconcentratie (kooldioxide plus bicarbonaatconcentratie).
35
Zoals we fosfornalevering kunnen meten in de kolommen, zo kunnen we ook de nalevering van anorganische stikstof uit de bodem meten. Hierbij accumuleert onder aerobe omstandigheden het anorganische stikstof als nitraat in de waterlaag en meten we dus een nitraatnalevering. Dit komt omdat ammonium dat uit de bodem in de waterlaag terecht komt hier wordt geoxideerd tot nitraat. Onder anaerobe omstandigheden wordt het ammonium dat uit de bodem komt niet geoxideerd en accumuleert ammonium in de waterlaag. We meten dan een ammoniumnalevering (zie figuur 20). Wanneer we beiden bij elkaar optellen dan hebben we de totale anorganische N nalevering naar de waterlaag. We zien dat de nalevering van anorganisch N naar de waterlaag steeds sterk is gecorreleerd met de anorganische N concentratie van het poriewater en dat deze hoger is voor de anaerobe kolommen (gemiddeld 22,5 mg N/m2/dag) dan voor de aerobe kolommen (gemiddeld 3,8 mg N/m2/dag). We hebben bij een anaerobe waterkolom boven de waterbodem dus niet alleen te maken met een hogere P nalevering maar ook met een hogere N nalevering. Overigens zien we dat de Phoslock toediening geen effect heeft op de nalevering van anorganisch N naar de waterlaag. Ook de ijzerconcentratie van de anaerobe waterkolommen nam (lineair) toe (zie figuur 21, boven) terwijl er voor de aerobe kolommen geen sprake was van een nalevering van ijzer.
Dit komt omdat het goed oplosbare gereduceerde ijzer in de zuurstofhoudende waterlaag wordt geoxideerd tot slecht oplosbare Fe(III)(hydr)oxides. De nalevering voor de anaerobe kolommen is gecorreleerd met de ijzerconcentratie in het poriewater, en het toedienen van Phoslock heeft geen effect op de nalevering. Voor sulfaat zien we duidelijk een afname van de concentratie in de waterlaag voor zowel de anaerobe als de aerobe kolommen (figuur 21, beneden). Dit laat zien dat sulfaat in de onderwaterbodems wordt gereduceerd tot sulfide. Sulfide kan ijzer vastleggen in de vorm van FeS waardoor de capaciteit van de bodem om fosfaat te binden afneemt. Teven neemt de ijzerconcentratie in het poriewater af waardoor de ijzer/fosfor ratio van het poriewater zal afnemen, waardoor de nalevering kan toenemen. Op de langere termijn moet er dan ook rekening mee worden gehouden dat de nalevering van P vanuit de waterbodems van de Kralingse plas verder kan toenemen bij relatief hoge sulfaatbelastingen van het oppervlaktewater. De consumptie (negatieve nalevering) van sulfaat is het hoogste voor de anaerobe kolommen en gaat gepaard met lagere sulfaatconcentraties in het poriewater van de toplaag van de bodems. Ook op de sulfaatreductie in de bodem heeft het toedienen van Phoslock geen effect.
36
16
Controle Aeroob NO3‐ nalevering (mg N/m2/dag)
14
Controle Anaeroob Phoslock Aeroob
12
Phoslock Anaeroob 10 8 6 4 2 0 0
200
400
600
800
1000
1200
1400
1200
1400
1200
1400
Anorg. N in poriewater (µmol/l) 60
NH4+ nalevering (mg N/m2/dag)
50
40
30
20
10
0 0
200
400
600
800
1000
Anorg. N in poriewater (µmol/l)
Anorg. N nalevering (mg N/m2/dag)
60
50
40
30
20
10
0 0
200
400
600
800
1000
Anorg. N in poriewater (µmol/l)
Figuur 20: Anorganische N-nalevering in de aeroob en anaeroob geïncubeerde kolommen met (Phoslock) en zonder (controle) Phoslock toediening, uitgezet tegen anorganisch stikstof van het poriewater aan het einde van het experiment.
37
250
Controle Aeroob
Fe nalevering (µmol/m2/dag)
Controle Anaeroob Phoslock Aeroob 200
Phoslock Anaeroob
150
100
50
0 0
50
100
150
200
250
Fe in poriewater (µmol/l) 0,00 0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
S nalevering (mg/m2/dag)
‐500,00 ‐1000,00 ‐1500,00 ‐2000,00 ‐2500,00 ‐3000,00 ‐3500,00 ‐4000,00
SO42‐ in poriewater (µmol/l)
Figuur 21: De nalevering van IJzer in de aeroob en anaeroob geïncubeerde kolommen met (Phoslock) en zonder (controle) Phoslock toediening, uitgezet tegen de ijzerconcentratie in het poriewater (boven). De sulfaatnalevering in de aeroob en anaeroob geïncubeerde kolommen met (Phoslock) en zonder (controle) Phoslock toediening uitgezet tegen de sulfaatconcentratie van het poriewaterwater (onder).
38
3.2.2 Alkaliene desorptie onder aerobe condities met en zonder Phoslock
pH 8,5 16,70
18,08
0,34 0,24 1,48 1,67
0,00 0,00 0,12 0,32
0,00 0,00 0,34 0,96
0,00 0,00 0,13 0,33
2,18 3,34
8,80
0,00 0,00 0,09 0,61
22
0,34 0,28
19
1,16
2,92
3,33
7,48 8,79
6,90
16
0,90 1,31
0,52
4,00
12
0,00 0,38
10
1,27 2,56
2,84 0,25 1,07
1,53
8
0,00 0,00 0,11 0,14
6
10,31
10,95 8,04
10,72
4
0,23
0,50 0,58
1,98
5
0
pH 9,5 pH 10,0
6,50 6,71
10
pH 9,0
14,21
15,99
15
7,81
P nalevering (mg/m2/dag)
20
18,91
19,37
De gemeten P-nalevering in de verschillende kolommen bij de verschillende ingestelde pH waarden wordt gegeven in figuur 22. In de controle behandeling is de P-nalevering duidelijk hoger dan in de kolommen die met Phoslock zijn behandeld. Verder zien we heel duidelijk dat de nalevering toeneemt bij een toename van de pH van de waterlaag. Voor de controlebehandeling is de gemiddelde nalevering bij pH 8,5 / 9 / 9,5 / 10 respectievelijk 0,8 / 2,6 / 9,1 / 14,9 mg/m2/dag. Voor de Phoslock behandeling bedraagt deze afgerond respectievelijk 0,1 / 0,1 / 1,0 / 2,0 mg/m2/dag. Er is dus sprake van een sterke toename van de nalevering onder aerobe omstandigheden als gevolg van alkaliene desorptie, met name bij een pH van 9,5 en hoger, waarbij de additie van Phoslock leidt tot een veel minder sterke toename van de nalevering. Dit kan verklaard worden doordat fosfor dat bij een hoge pH door het hydroxide ion wordt verdrongen van de ijzer- en aluminium(hydr)oxides in de Phoslock behandelingen (deels) weer kan worden gebonden door lanthaan en dat fosfor dat al aan lanthaan is gebonden niet meer vrijkomt bij een verhoging van de zuurgraad tot pH 10.
4
6
8
10
12
16
19
22
Aeroob
Aeroob
Controle
Phoslock
Figuur 22: De nalevering van fosfor in de aeroob geïncubeerde kolommen met (Phoslock) en zonder (controle) Phoslock toediening. De pH is stapsgewijs verhoogd. 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.
We zien dat in de controlebehandeling bij pH 10, de nalevering in 7 van de 8 kolommen oploopt tot waarden die (veel) hoger zijn dan 10 mg/m2/dag. Voor de Phoslock behandeling blijft de nalevering in 5 van de 8 kolommen lager dan 1 mg/m2/dag en bedraagt de hoogste nalevering 8,8 mg/m2/dag in de kolom afkomstig van locatie 6. In de sliblaag van deze kolommen bedraagt per laag van 10 cm de te immobiliseren P fractie 15,0 g/m2 waarvan 5,3 g/m2 gemobiliseerd kan worden als gevolg van een sterke pH verhoging (tabel 4). Om alle P hier te kunnen binden zou er 1500 g/m2 aan Phoslock gedoseerd moeten worden terwijl er in het kolomexperiment steeds 707 g/m2 aan Phoslock 39
is gedoseerd. Er is voor deze specifieke kolom dus sprake geweest van een onderdosering wat deze relatief hoge nalevering bij pH 10 kan verklaren. In figuur 23 wordt de fosfornalevering uitgezet tegen de gemeten concentraties van fosfor in het poriewater. We doen dit voor de nalevering bij pH 8 en voor de nalevering bij pH 10. We zien dat de fosforconcentraties in het poriewater aan het einde van het alkaliene desorptie experiment iets hoger liggen dan aan het einde van het ‘aeroob versus anaeroob’ experiment. Verder zien we dat de poriewaterconcentraties nog steeds hoger zijn voor de controle behandeling dan voor de Phoslock behandeling. De nalevering bij pH 10 neemt toe naarmate de P concentratie van het poriewater hoger is. In tegenstelling tot de nalevering als gevolg van anaerobie is de nalevering als gevolg van alkaliene desorptie het gevolg van het verdringen van fosfor van ijzer- en aluminium(hydr)oxiden op de overgang van de onderwaterbodem naar de waterlaag en is er in principe geen direct oorzakelijk verband tussen de concentraties in het poriewater en de nalevering. Wel laat het zien dat de nalevering hoger is voor bodems die rijker zijn aan fosfor.
25
Controle Aeroob
P nalevering (mg/m2/dag)
Controle Aeroob pH10 20
Phoslock Aeroob Phoslock Aeroob pH 10
15 10 5 0 0
50
100
150
P in poriewater (µmol/l) Figuur 23: Fosfornalevering in de aerobe kolommen met (Phoslock) en zonder (controle) Phoslock toediening, uitgezet tegen de fosforconcentratie van het poriewater voor de incubatie bij pH 8 en bij pH 10.
40
3.2.3 Lanthaanconcentraties in de kolommen In figuur 24 worden de gemeten lanthaan (La) concentraties in de waterlaag gegeven voor de verschillende tijdstippen (zowel totaal (La-t), als na filtratie (La-nf)). Tevens worden de gemeten La concentraties in het poriewater (La(pw)) gegeven. Het gaat hierbij om mediane- en minimum- en maximumwaarden. We zien dat als gevolg van het toedienen van Phoslock de lanthaanconcentratie, zowel totaal als na filtratie, toeneemt. Hetzelfde geldt voor de lanthaanconcentraties in het poriewater. Nergens wordt echter de norm voor totaal-lanthaan (1030 nmol/l =1,03 µmol/l; 0,15 mg/l) overschreden. De gemeten waarden blijven ver onder deze norm. Ook blijven de mediane waarden voor lanthaan na filtratie onder de norm van 70 nmol/l (=0,07 µmol/l; 0,01 mg/l). Slechts twee maal werd er in de waterlaag in een gefiltreerd monster een waarde gemeten die hoger lag dan deze normwaarde voor lanthaan na filtratie. Dit ging om de kolom van locatie 16 op tijdstip 4 in de aerobe Phoslock behandeling (171 nmol/l) en om de kolom van locatie 22 op tijdstip 54 in de anaerobe Phoslock behandeling. Tenslotte valt nog op dat de lanthaanconcentraties onder anaerobe condities iets hoger lijken te zijn dan onder aerobe omstandigheden.
De verhoging van de pH leidt niet tot een toename van de lanthaanconcentraties in het oppervlaktewater van de kolommen van de controle of de met Phoslock behandelde kolommen. Ook gedurende het alkaliene desorptie experiment bleven de concentraties voor totaal-lanthaan, die steeds werden gemeten, zeer ruim onder de norm voor La-t. We kunnen dus concluderen dat additie van Phoslock in het experiment niet leidde tot een overschrijding van de normen voor totaal-lanthaan en lanthaan na filtratie. Hierbij moet opgemerkt worden dat de waterlaag in de kolommen steeds 20 cm bedroeg en dat het water in de Kralingse plas gemiddeld meer dan 2 meter diep is. Dit betekent dat in de veldsituatie de concentraties lanthaan in het oppervlaktewater nog minimaal 10 maal lager uit zullen vallen.
41
1000,00
Norm La‐t
Lanthaan concentratie (nmol/L)
A 100,00 Norm La‐nf
10,00
1,00
0,10
0,01 4 11 25 53 4 53 4 11 25 53 4 53 4 11 25 53 4 53 4 11 25 53 4 53 25 53 25 53 25 53 25 53 La‐nf
La(pw)
La‐nf
Aeroob
La(pw)
La‐nf
Anaeroob
La(pw)
Aeroob
Control
Lanthaan concentratie (nmol/L)
1000
La‐nf
La(pw) La‐t
Anaeroob
Aer
Phoslock
La‐t
La‐t
La‐t
Anaer
Aer
Anaer
Control
Phoslock
Norm La‐t
B
100
10
1
0,1
0,01 0
3 pH 8,5
10
17
24
ph 9
31
38
ph 9,5
La‐t
45
50
50
pH 10
pH 10
0
3 pH 8,5
La(pw)
Control
10
17
24
ph 9
31
38
ph 9,5
La‐t
45
50
50
pH 10
pH 10 La(pw)
Phoslock
Figuur 24: De gemeten lanthaan concentraties in ongefilterde (totaal, -t) en gefilterde (na filtratie La-nf) watermonsters uit de kolommen en lanthaanconcentraties in het poriewater van de kolommen (La(pw)). Er worden per tijdstip de mediane waarde en de hoogste (pijltje boven) en laagste (pijltje onder) waarden gegeven. De horizontale rode lijnen geven de normconcentraties aan voor totaal-La (La-t) en lanthaan na filtratie (La-nf). A: De data voor het aeroob versus anaeroob experiment. 4, 11, 25 en 54, staan voor het aantal dagen na de start van het experiment. B: voor het alkaliene desorptie experiment 0, 3, 10, 17, 24, 31, 45 en 50 staan voor het aantal dagen na de start van het experiment. 42
43
4 MODULE 3: EEN VELDEXPERIMENT MET PHOSLOCK 4.1 Materiaal en methode 4.4.1 Veldwerkzaamheden Op 28 april 2020 werden zeven enclosures (diameter 105 cm, hoogte 130 cm) geplaatst aan de zuidzijde van de Kralingse plas (figuur 25). De enclosures werden zo goed mogelijk in het sediment gedrukt en er werden houten palen omheen geslagen, zodat ze op hun plek bleven. Vier enclosures werden op 6 mei 2020 behandeld met Phoslock waarbij per enclosure 612 gram Phoslock werd toegediend. Drie enclosures bleven onbehandeld en diende als onbehandelde controle. De gebruikte enclosures zijn als alternatief gebruikt voor 12 enclosures met een lengte van 130 centimeter, die oorspronkelijk werden geïnstalleerd maar die kort na installatie allemaal beschadigd bleken te zijn. De oorspronkel ijke enclosures stonden ook iets dieper (verder uit de kant). Nadat we deze eerste veldproef stop moesten zetten, is er op korte termijn nieuw materiaal geregeld. Er waren op dat moment maximaal 7 enclosures direct beschikbaar. Naar aanleiding van de hoogte van deze enclosures is gezocht naar een plek iets dichter bij de oever, met een waterhoogte van circa 100 cm, passend bij deze enclosures. Tevens was het met deze nieuwe enclosures moeilijker om ze in het sediment te drukken omdat ze geen metalen pinnen hadden waarmee ze stevig in de bodem konden worden verankerd.
Maar vanwege het beginnende groeiseizoen was er geen tijd om te wachten op andere oplossingen. Vand aar dat er met een kleinere en aangepaste opzet is gewerkt.
Figuur 25: Ligging van het veldexperiment (rode cirkel) aan de zuidkant van de Kralingse plas, vlakbij de oorspronkelijke locatie van de veldproef (zwart kruisje)
44
De enclosures (en 1 locatie buiten de enclosures, een controle voor het vaststellen van een eventueel enclosure effect) werden in totaal 8 keer bemonsterd volgens het schema in tabel 2. Het oppervlaktewater werd verzameld in een 500 ml pot. Het poriewater werd verzameld door middel van een lysimeter (met keramische cup), verbonden met een vacuüm 60 ml spuit. Behalve de bemonstering werden er ook veldmetingen uitgevoerd (HQD, verbonden met probes) op een diepte van 25 en 90 cm in de enclosures: de concentratie zuurstof, de temperatuur en de pH. Daarnaast werden de enclosures wekelijks geroerd. Eenmalig, aan het einde van het experiment, werd de waterbodem (0-15 cm) bemonsterd met behulp van een bodemhapper. Hierbij werd een deel van het sediment bewaard voor analyse, en een ander deel voor het uitzoeken van bodemfauna (macrobenthos genoemd). De macrobenthos-monsters werden een dag later uitgezocht op hoofdgroepen, en er werd per enclosure een analyse gedaan op totaalconcentraties, inclusief totaal lanthaan.
Tabel 5: Bemonsteringsmomenten van de veldproef
Datum
Oppervlaktewater Poriewater
Sediment
6‐5‐2020
x
voor toediening
6‐5‐2020
x
na toediening
12‐5‐2020
x
3‐6‐2020
x
1‐7‐2020
x
29‐7‐2020
x
25‐8‐2020
x
23‐9‐2020
x
x
x
x
4.1.2 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). De 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 l1 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 werden bewaard bij een temperatuur van –20 ºC tot aan de analyse. De monsters voor de ICP-OES werden aangezuurd voor analyse en bewaard bij 4 ºC. Chlorofyl-a in oppervlaktewater: De chlorofyl-a concentratie (welke een maat is voor de hoeveelheid fytoplankton in het oppervlaktewater) werd bepaald met een spectrofotometrische methode volgens de NEN-6520 Norm. Het oppervlaktewatermonster (volume 1 liter) werd binnen 24 uur gefiltreerd.
De filters werden gedurende maximaal 3 maanden bewaard in de vriezer bij –20 ºC. De filters werden 45
geëxtraheerd met 80% ethanol waarna de extinctie van de extracten voor en na aanzuren met HCl bij een golflengte van 665 en 750 nm werden gemeten met een Biotek plaatreader. Via een gestandaardiseerde formule werd de chlorofyl-a concentratie berekend. PhytoPam voor hoofdgroepen fytoplankton : Chlorofylconcentraties in algenhoofdgroepen in de oppervlaktewatermonsters werden bepaald met behulp van een niet-destructieve PHYTO-PAM fytoplankton-analyzer (Heinz Walz GmbH, Effeltrich, Duitsland). Het onder liggende principe van deze techniek is dat de minimale fluorescentie van een donker geadapteerd monster (F0) proportioneel is met de chlorofyl-a-concentratie over een traject tot zeker 500 μg/l (Geel, 1997; Schreiber, 1998). De PHYTO-PAM kan in elk monster de hoeveelheid chlorofyl-a bepalen van drie spectrale fytoplanktongroepen, te weten blauwalgen, groenalgen en diatomeeën/cryptofyten/ dinoflagellaten. Door gebruik te maken van vier kleuren licht diodes die vier verschillende excitatie golflengtes (470, 525, 590 en 650 nm) emitteren, kan met de PHYTOPAM op basis van fluorescentie van specifieke additionele pigmenten onderscheid gemaakt worden in de genoemde hoofdgroepen fytoplankton (Beutler et al 2002; Kobolski & Schreiber, 1995).
Waterbodem: Een bekend volume van de sedimentmonsters werd gedroogd waarna het vochtgehalte en het massa volume (kilogram droge stof per liter bodemvolume) wordt 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. Macrobenthos: Een bekend volume van een sedimentmonster per enclosure werd binnen 48 uur na het verzamelen uitgezocht en geteld op het voorkomen van macrobenthos. Ieder sedimentmonster werd zorgvuldig uitgespoeld (poriegrootte 1 mm), waarna de macrobenthos kon worden gedetermineerd en geteld. Per enclosure werd 1 totaalsample gewogen en gedroogd, en daarna bewaard voor analyse aan totaal concentraties en totaal-lanthaan.
4.1.3 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.
46
4.2 Resultaten en discussie Uiteindelijk werd slechts in één van de behandelde enclosures Phoslock teruggemeten in de bodem en waterlaag. Het sterke vermoeden bestaat dat drie van de vier met Phoslock behandelde enclosures als gevolg van zeer sterke wind enkele dagen na het inzetten van de proef tijdelijk deels los zijn gekomen van de bodem waardoor er water over de bodem kon stromen en het Phoslock uit de enclosures werd afgevoerd. Enclosure P7 liet wel een behandelingseffect zien. Deze enclosure stond ook het meest stevig in de bodem en ook het meest beschut voor de wind. Ook het feit dat in enclosure P7 hogere lanthaanconcentraties werden gemeten in de waterlaag terwijl deze nauwelijks afweken van de controle behandelingen in de overige drie enclosures (m.u.v. het tijdstip onmiddellijk na toediening) wijst in deze richting. Wij kunnen er dan ook vanuit gaan dat het achterwege blijven van een behandelingseffect in drie van vier behandelde enclosures werd veroorzaakt door een artefact en hebben deze niet meer verder meegenomen in de uitwerking van het experiment. In figuur 26 wordt het verloop van de totaal-P- en orthofosfaat- (ortho-P)concentraties gegeven buiten de enclosures (buiten), in de niet behandelde enclosures (Controle) en in de met Phoslock behandelde enclosure (Phoslock).
We zien dat in de controle enclosures de totaal-P- en ortho-P concentraties oplopen gedurende het experiment. Hetzelfde geldt voor het monster dat buiten de enclosures werd verzameld. In de met Phoslock behandelde enclosure daalt de totaal-P concentratie na toedienen van Phoslock tot een lage concentratie van gemiddeld 0,52 μmol/l. We zien hier dus duidelijk dat de P concentratie van het oppervlaktewater afneemt na het toedienen van Phoslock en dat de concentratie vervolgens laag blijft gedurende de rest van het groeiseizoen. Behalve fosfor lopen ook de chlorofylconcentraties op in de niet behandelde enclosures en buiten de enclosures tot gemiddeld meer dan 20 µg/l (figuur 27). In de met Phoslock behandelde enclosure blijven de chlorofylconcentraties gedurende het gehele groeiseizoen lager dan 2 µg/l. De met de Phytopam bepaalde totaal-chlorofylconcentraties komen goed overeen met de concentratie die bepaald werden aan de hand van de extractie. We zien dat met de Phytopam vanaf begin augustus cyanochlorofyl (een maat voor de aanwezigheid van blauwalgen) wordt gemeten in de controle enclosures en buiten de enclosures. In de met Phoslock behandelde enclosure wordt geen cyanochlorophyl gemeten tot aan het eind van het experiment (figuur 27).
47
7 6
Phoslock Buiten
P‐totaal (µmol/l)
Controle
5 4 3 2 1 0 29‐apr
18‐jun
7‐aug
26‐sep
18‐jun
7‐aug
26‐sep
ortho‐P (µmol/l)
4
3
2
1
0 29‐apr
Figuur 26: Het verloop van de fosfor en de orthp-fosfaatconcentratie in de enclosures gedurende het experiment.
48
45
Chlorofyl extractie (µgram/l)
40 35
Phoslock Buiten Controle
30 25 20 15 10 5 0 29‐apr
18‐jun
7‐aug
26‐sep
29‐apr
18‐jun
7‐aug
26‐sep
29‐apr
18‐jun
7‐aug
26‐sep
Chlorofyl‐totaal Pytopam (µgram/l)
35 30 25 20 15 10 5 0
Cyanochlorofyl Phytopam (µgram/l)
25
20
15
10
5
0
Figuur 27: Het verloop van chlorofyl-a bepaald aan de hand van een extractie, en de som van blauw-, groen- en bruinalgenchlorofyl (totaal) en het cyanochlorofyl (blauwalgchlorofyl) bepaald met de phytopam gedurende het experiment.
49
De totaal-lanthaan (La-t) concentratie en de lanthaanconcentraties na filteren (La-nf) laten duidelijke verschillen zien tussen de enclosure waaraan Phoslock is toegediend en de enclosures waaraan geen Phoslock is toegediend (figuur 28). Onmiddellijk na Phoslock toediening is de totaalLa concentratie verhoogd in de behandelde enclosure. De gemeten concentratie ligt met 30.000 nmol/l ruim boven de MTR norm van 1030 nmol/l (0,15 mg/l) die geldt voor totaal-lanthaan in oppervlaktewater. Een dergelijke tijdelijke overschrijding van deze norm direct na toediening van Phoslock is normaal. Een week later zien we dan ook dat de totaal-La concentratie in de behandelde enclosures is gezakt tot waarden die ver onder de MTR norm liggen. De totaal-La concentraties blijven gedurende het experiment hoger in de behandelde enclosure dan in de controle enclosures en in de plas buiten de enclosures. In de met Phoslock behandelde enclosure daalt de La-t concentratie van 700 naar 40 nmol/l. Dit is zeer ruim onder de MTR norm van 1030 µmol/l. De concentratie lanthaan na filtratie bestaat uit de lanthaanfractie die in colloïdale vorm en mogelijk deels ook opgeloste vorm in de waterlaag aanwezig is. Ook deze concentratie neemt onmiddellijk na toedienen van Phoslock toe maar neemt ook weer af (figuur 28). De norm voor lanthaan na filtratie in het oppervlaktewater bedraagt 70 nmol/l.
Voor de met Phoslock behandelde enclosure stijgt de concentratie La-nf tot een waarde van ruim 500 nmol/l tussen 6 mei en 3 juni. Vervolgens dalen de La-nf concentraties tot waarden die onder de MTR normwaarde liggen. Voor niet behandelde enclosures blijven de La-nf concentraties altijd onder de norm. Buiten de enlcosures wordt een gemiddelde La-t concentratie van 2,82 nmol/l (0,0004 mg/l) en een La-nf concentratie van 1,67 nmol/l (0,0002 mg/l) gemeten. Phoslock Buiten Controle La‐t norm La‐nf norm
100000,00 10000,00 Lanthaan‐totaal (nmol/l)
1000,00 100,00 10,00 1,00 0,10 0,01 29‐apr
18‐jun
7‐aug
26‐sep
29‐apr
18‐jun
7‐aug
26‐sep
10000,00
Lanthaan‐nf (nmol/l)
1000,00 100,00 10,00 1,00 0,10 0,01
Figuur 28: Het verloop van de lanthaan totaal (La-t) en lanthaan na filtratie (La-nf) in de enclosures gedurende het experiment.
50
De waterbodem is eenmalig, aan het einde van het experiment bemonsterd (tabel 6). Deze metingen laten zien dat de bodems in alle enclosures overeenkomen qua samenstelling. Wel wordt in de enclosure die behandeld werd met Phoslock (P7) een duidelijk hogere concentratie totaal lanthaan gemeten dan in de overige enclosures. In de overige enclosures waaraan initieel Phoslock was toegevoegd werden lanthaangehalten in de bodem gemeten die lager waren dan 0,05 mmol/kg. Dit bevestigt het vermoeden dat het toegediende Phoslock uit deze enclosures is verdwenen kort na toediening (zie materiaal en methode).
Tabel 6: Analyseresultaten van de waterbodem uit de enclosures, aan het einde van het experiment, inclusief totaal lanthaan. Enclosure
Org. Stof
tot. Al
tot.Ca
tot.Mg
%
C2 C5 C6 P7 Buiten
0,59 0,53 0,75 1,14 1,37
tot. Fe
tot. P
tot. S
tot. La
9,0 22,9 17,6 28,5 30,6
0,04 0,03 0,05 2,28 0,03
mmol/kg droge stof
31,6 37,6 39,7 47,9 40,7
595 651 810 777 904
38,4 46,0 47,5 49,9 48,9
35,7 46,6 48,3 52,0 52,4
3,5 4,5 4,8 5,7 5,4
In tabel 7 zijn de tellingen van de in het sediment aangetroffen macrobenthos weergegeven in hoofdgroepen. Hieruit blijkt dat zowel de behandelde als de niet behandelde enclosures macrobenthos werd aangetroffen (zie voorbeeld in figuur 29). Er lijkt verder geen verschil te zijn tussen behandelde en onbehandelde enclosures. Het grootste aantal macrobenthos werd gevonden buiten de enclosures (125, waarvan 71 slakken). Binnen de enclosures variëren de aantallen tussen slechts 4,5 waarnemingen per liter bodem (enclosure C6) tot 23 waarnemingen per liter bodem (in enclosure P7). Het gewicht aan macrobenthos (exclusief schelpdelen), per liter sediment is het hoogst in enclosure C5 en buiten (> 1 g/L). In enclosure C2 werd de kleinste hoeveelheid macrobenthos aangetroffen (0,24 g/L). Er lijkt dus geen sprake van een behandelingseffect maar wel sprake van een enclosure effect waardoor de slakken ontbraken in de enclosures. De slakken waren naar alle waarschijnlijkheid afwezig op het moment dat de enclosures werden geplaatst. Omdat het drooggewicht van de verzamelde macrobenthos gering was, was het niet mogelijk om per groep een analyse uit te voeren. Daarom is er een analyse uitgevoerd op de verzamelde weke delen per enclosure. We zien dat de La concentratie steeds lager is dan 1 mg/kg (µg/g = ppm) voor de niet behandelde enclosures.
Macrobenthos uit de met Phoslock behandelde enclosure (P7) had een lanthaangehalte van 336 mg/kg (ppm). Dit is een waarde die goed overeenkomt met waarden die elders in macrofauna uit bodem van met Phoslock behandelde meren worden gemeten (Finsterle e.a., 2020). Zo hebben Van Oosterhout e.a. (2020) waarden van 1400 mg/kg gemeten in chironomide-larven direct na het toedienen van Phoslock in ‘de Rauwbraken’ in 2008. In 2011 waren deze concentraties afgenomen tot 200 ppm.
51
Tabel 7: Resultaat van de determinatie en telling van de macrobenthos, inclusief het totale gewicht. Alle worden gegeven per liter sediment. Tevens wordt de gemeten La concentratie gegeven. Enclosure P7 is behandeld met Phoslock en de enclosures C2, C5 en C6 zijn niet behandeld met Phoslock.
Enclosure
Twee‐ kleppigen
Wormen
Muggen‐ larven
Slakken
Kreeft‐ achtigen
Kokker‐ juffers
Totaal #
Tot gewicht (g/l)
La in macrobenthos (mg/kg)
C2
0,9
3,7
2,3
0,0
0,0
0,0
6,9
0,24
te weinig
C5
3,8
2,7
4,3
0,0
1,1
0,5
12,4
1,04
0,07
C6
1,5
1,5
0,0
1,0
0,5
0,0
4,5
0,45
0,42
P7
5,9
9,1
2,1
0,5
5,4
0,0
23,1
0,39
335,9
buiten
2,7
9,9
7,1
39,0
3,3
6,6
68,6
1,15
0,24
Figuur 29: Het macrobenthos-sample uit enclosure P7, na het uitspoelen en uitzoeken uit het sediment.
52
53
5 ALGEMENE DISCUSSIE, CONCLUSIES EN AANBEVELINGEN 5.1 Algemene discussie In deze rapportage is onderzoek gedaan naar de geschiktheid van het toedienen van Phoslock voor de immobilisatie van fosfor in de onderwaterbodems van de Kralingse plas. Hierbij wordt fosfor gebonden aan lanthaan waarbij het zeer slecht oplosbare rhabdofaan (LaPO4) wordt gevormd. Eenmaal als rhabdofaan gebonden fosfor is niet meer mobiel en kan dus ook niet meer in de waterlaag terecht komen waar het de groei van algen kan stimuleren. De veldmetingen laten zien dat de fosforconcentraties in het poriewater nu veel lager zijn dan in 2007, voor het afzanden van de plas. Verder zijn de ijzerconcentraties in het poriewater nu hoger waardoor de ijzer/fosfor ratio nu ook hoger is. Het afzanden van de plas in 2010 heeft dus geleid tot een lagere beschikbaarheid van fosfor in de onderwaterbodem. Op grond hiervan zal de nalevering als gevolg van diffusie van fosfor vanuit de bodem naar de waterlaag zijn afgenomen en nu al veel lager zijn dan in 2007. De fosforconcentraties in het oppervlaktewater van de Kralingse plas (figuur 30; data van het Hoogheemraadschap van Schieland en de Krimpenerwaard) laten, overeenkomstig deze verwachting, zien dat na het afzanden van de plas in 2010 de fosforconcentraties in de zomermaanden veel minder hoog oplopen.
Vanaf 2014/2015 zien we echter dat de P concentraties in de zomermaanden weer pieken laten zien die weer zeer hoog kunnen oplopen. Opvallend is dat ook de pH waarden vanaf 2015 veel hoger oplopen dan in de voorafgaande jaren en dat deze in de zomer waardes kan bereiken die hoger liggen dan pH 9,5. Wanneer we meer in detail kijken dan zien we dat deze hoge pieken in de pH worden gevolgd door een zeer stijle toename van de fosforconcentratie van het water (figuren 30 en 31). Dit patroon suggereert sterk dat de fosfortoename in de zomermaanden het gevolg is van alkaliene desorptie waarbij geadsorbeerd fosfor wordt verdrongen van ijzer- en aluminium(hydr)oxides door OH-. Er vindt met name een sterke nalevering van fosfor plaats die samengaat met een sterke toename van de groei van algen, wanneer de pH stijgt tot een waarde hoger dan 9,5. De hogere pH waardes vanaf 2015 vallen samen met de ontwikkeling van uitgebreide vegetaties van ondergedoken waterplanten in de Kralingse plas (Deelen-van Zanten & Meijer, 2019). Deze toename van de groei van waterplanten is het gevolg van de sterke toename van het doorzicht in de plas in de zomermaanden vanaf 2010 (figuur 30).
Deze toename van het doorzicht is het directe gevolg van het afzanden van de plas waardoor minder slibdeeltjes in suspensie gaan en er ook minder fosfor wordt nageleverd uit de onderwaterbodem waardoor er minder algengroei optreedt. De waterplanten gebruiken kooldioxide (CO2)en bicarbonaat (HCO3-) voor de fotosynthese. De opname van CO2 en HCO3- leidt tot een stijging van de pH van het water, waarbij vooral de opname van HCO3- leidt tot een sterke stijging van de pH omdat hierbij OH- vrijkomt. In het geval van de Kralingse plas gaat het vooral om Smalle waterpest (Elodea nuttallii), Tenger fonteinkruid (Potamogeton pussilus) en Gewoon kransblad (Chara vulgaris), soorten die in staat zijn om bicarbonaat te gebruiken voor de fotosynthese.
54
35
30
Totaal‐P (µmol/l)
25
20
15
10
5
0 j‐03
j‐04
j‐05
j‐06
j‐07
j‐08
j‐09
j‐10
j‐11
j‐12
j‐13
j‐14
j‐15
j‐16
j‐17
j‐18
j‐19
j‐20
j‐21
j‐22
j‐02
j‐03
j‐04
j‐05
j‐06
j‐07
j‐08
j‐09
j‐10
j‐11
j‐12
j‐13
j‐14
j‐15
j‐16
j‐17
j‐18
j‐19
j‐20
j‐21
j‐22
j‐02
j‐03
j‐04
j‐05
j‐06
j‐07
j‐08
j‐09
j‐10
j‐11
j‐12
j‐13
j‐14
j‐15
j‐16
j‐17
j‐18
j‐19
j‐20
j‐21
j‐22
j‐02
4 3,5
Doorzicht (m)
3 2,5 2 1,5 1 0,5 0
10
9,5
pH
9
8,5
8
7,5
7
Figuur 30: Verloop van de fosforconcentratie (boven), het doorzicht van de plas (midden) en de pH van het water (onder) in de Kralingse plas. De data zijn van het Hoogheemraadschap van Schieland en Krimpenerwaard. 55
35
10
Tot‐P pH
30
25 9
20
pH
Totaal‐P (µmol/l)
9,5
15
8,5
10 8 5
7,5
0 j‐10
j‐11
j‐12
j‐13
j‐14
j‐15
j‐16
j‐17
j‐18
j‐19
j‐20
j‐21
Figuur 31: Verloop van de fosforconcentratie en de pH van het water vanaf 2010. De data zijn van het Hoogheemraadschap van Schieland en Krimpenerwaard.
De kolomexperimenten die werden uitgevoerd laten zien dat de nalevering van zowel fosfor als stikstof uit het sediment gemiddeld acht tot negen maal hoger zijn wanneer de waterlaag boven de onderwaterbodem zuurstofloos (anaeroob) wordt. Wanneer de toplaag van de onderwaterbodem anaeroob wordt, neemt de beschikbaarheid van fosfor in de toplaag toe en wordt de nalevering niet meer gestopt door de zogenaamde ijzerval (waarbij fosfor wordt gebonden aan ijzer). Voor stikstof geldt dat onder anaerobe condities de oxidatie van ammonium naar nitraat niet meer kan plaatsvinden waardoor ammonium kan accumuleren in de waterlaag. Het toedienen van Phoslock leidt zowel onder aerobe als anaerobe omstandigheden tot lagere fosforconcentraties in het poriewater en stopt de nalevering van fosfor naar de waterlaag bij pH 8 (figuur 32). Phoslock heeft een specifiek effect op de fosforbeschikbaarheid maar niet op de overige bodemchemie, zoals de beschikbaarheid en nalevering van stikstof en ijzer. De gemeten afname van sulfaat in het poriewater laat zien dat er veel sulfaatreductie plaatsvindt in het sediment. Op termijn zou dit bij een hoe sulfaatbelasting van het oppervlakte water kunnen leiden tot een hogere beschikbaarheid en nalevering van fosfaat uit het sediment in de controle situatie (zonder toedienen van Phoslock).
Bij een stapsgewijze verhoging van de pH van het oppervlaktewater treedt er ook onder aerobe omstandigheden nalevering van fosfor naar de waterlaag op (zie figuur 32). Bij een pH waarde van 9,5 en hoger kunnen naleveringen optreden die hoger zijn dan de naleveringen als gevolg van anaerobie van het oppervlaktewater. Deze sterke nalevering van fosfor bij een pH waarde hoger dan 9,5 komt goed overeen met de metingen in het veld (figuur 31). Ook hier geldt dat de additie van Phoslock de nalevering als gevolg van alkaliene desorptie sterk verlaagd. Gemiddeld werd een afname van 88% bij pH 9,5 en een afname van 86 % bij pH 10,0 geconstateerd.
56
14,86
18
14 12
8
8,12
10
6,50
6
0,08
0,11
8,5
0,03
0,80
8
0,04
0,59
2
8
8
8,5
9
0 8 Anaer
9 Aeroob
Controle
9,5
10
Anaer
9,5
2,02
4
0,97
2,62
P‐nalevering (mg/m2/dag)
16
10
Aeroob Phoslock
Figuur 32: Gemiddelde P-nalevering (met standaard error) voor de verschillende behandelingen.
Zuurstofarme omstandigheden boven de waterbodem kunnen ontstaan in de zomer (microstratificatie) en leiden tot een verhoogde nalevering van fosfor (maar ook stikstof) naar de waterlaag, met dus mogelijk algenbloei als gevolg. Een sterke toename van de pH van de waterlaag kan eveneens in de zomer optreden als gevolg van de fotosynthese van waterplanten en algen. In de Kralingse plas zien we dat fosfornalevering als gevolg van deze stijging van de pH in de zomer de belangrijkste oorzaak is van de sterk verhoogde fosforconcentraties in de zomer. In figuur 33 worden de processen die van invloed zijn op de fosforconcentratie in de waterlaag van Kralingse plas weergegeven in een schema. Het toedienen van Phoslock is zeer efficiënt om de nalevering van P naar de waterlaag als gevolg van anaerobie te stoppen en kan de nalevering als gevolg van een verhoogde pH van de waterlaag zeer sterk verlagen. De resultaten van het veldexperiment laten ook duidelijk zien dat Phoslock additie leidt tot veel lagere fosfor- en chlorofylconcentraties in de waterlaag. In de praktijk zal er zoveel Phoslock worden toegediend dat alle potentieel mobiliseerbare fosfor in de toplaag van de bodem irreversibel kan worden gebonden aan lanthaan.
Hierdoor zal in de loop van de tijd de P mobilisatie, als gevolg van alkaliene desorptie en zuurstofloosheid, steeds verder afnemen omdat alle gemobiliseerde fosfor wordt vastgelegd als LaPO4. Aan de hand van de uitgevoerde Psenneranalyses is bepaald hoeveel Phoslock er moet worden toegediend om alle mobiliseerbare fosfor in de bovenste 10 cm van de bodem te kunnen binden. De hoeveelheid te immobiliseren fosfor in de bovenste 10 cm van de bodem bedraagt gemiddeld 12,3 gram/m2 voor de slibbodems, 4,8 gram/m2 voor de zandbodem (met vaak dun laagje slib erop) en 4,1 gram/m2 voor de zandbodems (mediane waarden). Om 1 gram fosfor te immobiliseren moet er 100 gram Phoslock worden toegediend (er van uitgaande dat Phoslock voor 4,5 % uit actief lanthaan bestaat). In het experiment is er voor een gemiddelde dosering gekozen. Hierdoor is er voor de kolom (van locatie 6) die na Phoslock dosering nog een relatief hoge nalevering liet zien als gevolg van alkaliene desorptie, sprake geweest van een onderdosering. Het is dan ook belangrijk om voor specifieke delen van de Kralingse plas in meer detail de juiste Phoslock dosering vast te stellen, waardoor onderdosering wordt voorkomen.
57
Waterlaag Aeroob Externe belasting (1)
PO43-
O2
O2
SO42-
PO43-
Fe2+
S2-
FeOOH-P
(3)
(6)
OH-
FeSx Fe2+
S2-
FeOOH-P SO42-
(4)
(5)
PO43-
Org. Mat.
Anaeroob sediment
Figuur 33: Processen die de fosfaatconcentratie in het oppervlaktewater van de Kralingse plas bepalen. (1) externe belasting; (2) opname door algen en waterplanten (3) de ijzerval; (4) sulfaatreductie; (5) ijzerreductie; (6) alkaliene desorptie en (7) immobilisatie van P door Phoslock (indien besloten wordt tot Phoslock additie).
De lanthaanconcentraties in de waterlaag en het poriewater bleven in de kolomproeven in de Phoslock behandeling (ruim) onder de vigerende normen. In de veldproef werden hogere lanthaanconcentraties in het poriewater en het oppervlaktewater gemeten direct na de behandeling. De toediening van Phoslock liet geen negatieve effecten zien op de samenstelling van de macrobenthos. Wel was het lanthaan gehalte van de macrobenthos verhoogd ten opzichte van de niet behandelde enclosures. Het gemeten lanthaangehalte in de macrobenthos was iets lager maar in dezelfde orde van grootte als de gehalten die werden gemeten in pluimvedermuglarven in ‘de Rauwbraken’ na behandeling van deze plas met Phoslock in 2008 (van Oosterhout e.a., 2020). Er is recent een toxicologische evaluatie opgeteld voor het toedienen van Phoslock in de Kralingse plas (Finesterle e.a., 2020). Deze concludeert dat op basis van de wetenschappelijke literatuur, en de voor de Kralingse plas berekende Phoslock dosering, er geen toxische effecten op de aanwezige aquatische organismen noch enig nadelig effect op vogels, huisdieren en mensen, verwacht worden bij het behandelen van de Kralingse plas met Phoslock (zie bijlage).
58
sediment
Fe3+
OH-
(7)
Toplaagje
Phoslock-P
Planten/algen
Aeroob
SO42-
(2)
5.2 Conclusies Module 1
Er werd een sliblaag aangetroffen die maximaal 20 centimeter dik is. Op circa de helft van de onderzochte locaties werd geen slib of, of slechts een sliblaag van 1 centimeter dikte aangetroffen. De slibbodems zijn over het algemeen rijker aan lutum, organisch stof, ijzer, fosfor en zwavel dan de zandbodems. De rijkdom van de bodems lijkt te worden bepaald door het aandeel fijne bodemdeeltjes. De verschillen in de zandlaag worden waarschijnlijk bepaald door de mate waarin er fijn slib ingemengd is. De kwaliteit van de waterbodem is behoorlijk heterogeen; concentraties in de waterbodem en het poriewater variëren en er zijn geen duidelijke zones aan te wijzen waar de concentraties duidelijk hoger of lager zijn ten opzichte van de rest. Een vergelijking met de onderliggende bodems die in 2007 zijn verzameld laat zien dat de fosfor concentraties in het poriewater nu veel lager zijn. Verder zijn de ijzerconcentraties hoger waardoor de ijzer/fosfor ratio nu ook hoger is. Op grond hiervan zal nalevering als gevolg van diffusie van fosfor vanuit de bodem naar de waterlaag nu veel lager zijn dan voor het bezanden. De Psenner extracties laten zien hoeveel potentieel mobiliseerbaar P er in de bodems aanwezig is.
De hoeveelheid te immobiliseren fosfor in de bovenste 10 cm van de bodem bedraagt 12,3 gram/m2 voor de slibbodems, 4,8 gram/m2 voor de zandbodem (met vaak dus laagje slib erop) en 4,1 gram/m2 voor de zandbodems (mediane waarden). Om 1 gram fosfor te immobiliseren moet er 100 gram Phoslock worden toegediend. Er van uitgaande dat Phoslock voor 4,5 % uit actief lanthaan bestaat.
Module 2
Phoslock legt de zeer hoge fosfornalevering die kan optreden bij anaerobie van de waterlaag nagenoeg stil. De nog hogere nalevering van fosfor die kan optreden als gevolg van alkaliene desorptie bij een sterke stijging van de pH van de waterlaag kan door Phoslock additie met 85-90% worden verlaagd ten opzichte van de controle behandeling en zal in de loop van de tijd waarschijnlijk steeds verder afnemen.
Module 3
We kunnen concluderen dat Phoslock ook in de veldsituatie de nalevering van fosfor naar de waterlaag kan stoppen en hiermee tevens de groei van algen en cyanobacteriën, zonder dat er sprake is van een negatieve beïnvloeding van de macrobenthos gemeenschap.
Algemeen
Phoslock toediening lijkt uitermate geschikt en effectief om nalevering van fosfor uit de onderwaterbodem naar de waterlaag te voorkomen, zowel bij zuurstofloosheid van de waterlaag als bij sterk oplopende pH waarden als gevolg van de fotosynthese van ondergedoken waterplanten. De gemeten lanthaanconcentraties in de experimenten (zowel in water, bodem als macrobenthos) laten samen met de uitgevoerde risicoanalyse zien dat de toepassing van Phoslock niet zal leiden tot negatieve effecten voor aanwezige aquatische organismen vogels, huisdieren en mensen.
59
5.3
Aanbevelingen Wij raden aan om de te immobiliseren P gehalten van de onderwaterbodems in meer detail in kaart te brengen zodat voor elk deel van de plas de optimale dosering kan worden toegepast. Wij adviseren om een adequaat monitoringsplan op te stellen en uit te voeren om de effecten van de toediening goed te kunnen volgen, wanneer tot uitvoering over zou worden over gegaan.
60
61
6 LITERATUUR Beutler M., K.H. Wiltshire, B. Meyer, C. Moldaenke, C. Lurling, M. Meyerhofer, U.P. Hansen & H. Dau, 2002. A fluorometric method for the differentation of algal populations in vivo and in situ. Photosynthesis Research 72: 39-53. Deelen-van Zanten R.H.W. & Meijer M., 2019. Waterplanten Kralingse Plas. Hervestiging onderwater vegetatie na afzanden. Gemeente Rotterdam, 18 pp + bijlage. 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. Geurts, J., Lamers L., Poelen M., van den Berg L. & Smolders A.J.P.,2013. Nutriëntenbeschikbaarheid van de onderwaterbodem van de Kralingse Plas in verband met problemen door cyanobacteriën (o.a. Gloeotrichia echinulata). Onderzoekcentrum B-WARE, Nijmegen. Rapport 2013-16. Kobolski, J., and Schreiber, U. (1995). “Computer-controlled phytoplankton analyzer based on a 4wavelength PAM Chl fluorometer,” in Photosynthesis: From Light to Biosphere, Vol. V, ed. P. Mathis (Dordrecht: Kluwer Academic Publishers), 825–828. doi: 10.1890/08-0906.1 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. Finsterle K., Mucci M., Verstijnen Y & Smolders F., 2020. Phoslock® Toxicity Evaluation, Kralingse Plas. Limnological Solutions International, Onderzoekcentrum B-WARE, Nijmegen. Rapport RP19.191A.20.104. Parker, A.K., Rasmussen T.C. & Beck M.B., 2003. The role of transported sediment in the cycling of phosphate in Georgia piedmont impoundments. In: Proceedings of the 2003 Georgia Water Resources Conference, April 23-24, 2003 at The University of Georgia, Kathryn J.Hatcher, Editor, Institute of Ecology, The University of Georgia, Athens, Georgia. Psenner R., Pucsko R., & Sager M., (1984). Die Fraktionierung organischer und anorganischer Phosphorverbindungen von Sedimenten: Versuch einer Definition ökologisch wichtiger Fraktionen. Archiv für Hydrobiologie. vol: 70 pp: 111-155. 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.
62
Smolders A.J.P. & Lucassen E.C.H.E.T. 2007. Onderzoek gevoeligheid veenafbraak Kralingse Plas. Onderzoekcentrum B-WARE, Nijmegen. Rapport 2007-07. Smolders, A.J.P., J.M.H. van Diggelen, J.J.M. Geurts, M.D.M. Poelen, J.G.M. Roelofs, E.C.H.E.T. Lucassen & L.P.M. Lamers, 2013. Waterkwaliteit in het veenweidegebied. De complex interacties tussen oever, waterbodem en het oppervlaktewater. Landschap (2013) 30: 145-153. Smolders, A., M. van Mullekom, H. Tomassen & P. Westendorp, 2019 Waterkwaliteitsproblemen tot in de bodem uitgezocht. De relatie tussen waterbodem en waterkwaliteit. Brochure Onderzoekcentrum B-WARE, Nijmegen. Spears, B.M., M., Yasseri S., Castro-Castellon A.T., Gibbs M., Meis S., McDonald C., McIntosh J., Sleep D., Van Oosterhout, F., 2013. Lake responses following lanthanum-modified bentonite clay (Phoslock) application: An analysis of water column lanthanum data from 16 case study lakes. Water Research 47, 5930-5942. 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. Van Oosterhout, F. & Lürling, M., 2013.
The effect of phosphorus binding clay (Phoslock) in mitigating cyanobacterial nuisance: a laboratory study on the effects on water quality variables and plankton. Hydrobiologia 710, 265–277. Van Oosterhout, F., Waajen, G., Yasseri, S., Manzi Marinho, M., Pessoa Noyma, N., Mucci, M., Douglas, G., Lürling, M., 2020. Lanthanum in Water, Sediment, Macrophytes and chironomid larvae following application of Lanthanum modified bentonite to lake Rauwbraken (The Netherlands). Science of the Total Environment. 706. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2019.135188.
63